1. 서 론

19세기 이후 산업 및 경제발전과 더불어 대도시가 형성되기 시작했으며, 이러한 대도시에는 주거, 상업, 교통, 문화, 공공 및 교육 시설들이 밀집하고 확장됨에 따라 전 세계적으로 인구 천만명이 넘는 거대도시 (mega-city)가 생기기 시작했다. 산업화에 따른 도시화 는 생산 및 소비의 집중과 편리함을 가져왔으나, 이로 인해 환경오염, 교통 혼잡, 주거공간의 부족 현상이 발 생되었고, 특히 서울과 같은 대도시들은 심각한 상황에 직면해 있다. 서울시에는 우리나라 인구의 18.7%인 9,673,936명이 거주하고 있으며(2018년도 기준), 자동 차는 무려 312.1만대로 우리나라 전체 등록대수의 13.5%를 차지하고 있다(KOSTAT, 2019). 서울시 면적 은 전체 국토면적의 1%에 못 미치므로(0.6%, 605.20 km²), 인구 집중화 및 교통 집약도가 매우 높은 수준이 다(MOI, 2017). 서울시는 도로이동오염원에 의한 대기 오염 기여도가 15~25%이며(Lee et al., 2005;ME, 2005, 2006), 2012년 세계보건기구(World Health Organization, WHO)의 산하기관인 국제암연구소(International Agency for Research on Cancer, IARC)에서는 디젤 차 량의 배출가스를 1군 인체발암물질(Group 1)로 규정하 였다.

자동차는 초미세먼지(particulate matter less than 2.5 mm, Pm².5)를 포함하여 질소산화물(nitrogen oxide, NOx), 황산화물(sulfur oxide, SOx), 다환방향족탄화수 소(polycyclic aromatic hydrocarbons, PAHs), 암모니아 (ammonia, NH₃), 이산화탄소(carbon dioxide, CO₂), 탄 화수소(hydrocarbons, HCs)를 배출하며, 도시 대기 중 Pm².5, PAHs, HCs의 경우 자동차의 기여율이 높은 것 으로 보고되고 있다(Kim et al., 2014b). PAHs에 포함 되어 있는 benzo(a)pyrene이나 chrysene, fluorene 등은 인체 독성이 강하고(Keith and Walker, 1993), NH₃나 SOx, NOx는 Pm².5의 전구물질로 작용하며(Chang et al., 2013;UNECE, 2013), CO₂는 주요 온실가스 중 하 나이다(Rind et al., 1990). 차량에서 배출되는 휘발성 유기화합물(volatile organic compounds, VOCs)이 실 내공간으로 유입되면서 재실자의 건강에 악영향을 미 칠 뿐만 아니라(Sydbom et al., 2001;Faber and Brodzik, 2017;Jung et al., 2019), 디젤 차량의 배출가 스로 인해 연간 약 1만명이 조기사망하고 있으며, 특히 가솔린 차량보다 디젤 차량의 기여가 큰 것으로 알려 져 있다(Jonson et al., 2017).

서울은 대한민국의 수도로 과거 사대문이라 불리던 현재 중구와 종로구, 서대문구, 동대문구를 시작으로 확장되어 왔으며, 현재는 동서로 하남시, 구리시와 고 양시, 인천광역시가 위치하고, 남북으로는 과천시, 의 정부시 등과 행정구역의 경계를 접하고 있다. 이러한 가운데 서울시는 내부 도심지의 주거지역과 일반도로 가 인접한 곳이 많을 뿐만 아니라, 서울 내부와 외부를 효율적으로 연결하는 도시고속도로의 순환로(남부, 북 부)와 간선도로(동부, 서부, 북부)가 기존 주거지역을 관통하거나 혼재되어 있는 형태로 배치되어 있다. 도로 변에 인접한 주거지역은 도로에서 배출된 자동차 배기 가스로 실내 공기질이 악화될 수 있으며(Jo and Lee, 2006;Kim et al., 2014a;Woo et al., 2014), 도로와 주 거지 사이의 거리가 가까울수록 더욱 큰 영향을 받을 수 있다(Lawson et al., 2011;Kim et al., 2014a;Van der Zee et al., 2017). 도로변에서 주거지역으로 배출되 는 소음을 차단하기 위해 설치되었던 방음벽이 미세먼 지 등을 차단할 수 있다는 연구가 보고되었고(Baldauf et al., 2008;Kim et al., 2016), 부직포 형태의 필터를 이용하여 도로변 오염물질을 제어하는 방법들이 일부 적용되기는 하였지만(Kim et al., 2013), 아직까지 국내 에는 도로변에서 배출된 대기오염물질이 주변 주거지 역에 미치는 영향을 차단하기 위한 설비는 부족한 실 정이다.

이에 본 연구에서는 수도권 도시고속도로 중 도심을 통과하는 북부간선도로 인근에 위치한 주거건물을 대상 으로 교통량에 따른 실내 공기질의 일변화 특성을 조사 하여 도로변에서 배출된 대기오염물질이 실내공간에 미 치는 영향을 주중과 시간대별로 구분하여 분석하였다.

2. 연구방법

2.1 측정위치 및 시기

도시고속도로에서 이동되는 대기오염물질로 인한 주 변 거주지의 영향을 파악하기 위해 서울시 북부간선도 로로부터 약 20m 떨어진 18층 아파트를 측정대상으 로 선정하였다. 측정지점은 북부간선도로보다 높은 12 층으로 창문을 열면 아래로 도로를 운행하는 차량을 볼 수 있는 위치이다. 측정지점의 내부는 방 3개와 거 실 1개, 화장실 1개, 발코니로 구성되어 있으며, 거주 자가 2명인 맞벌이 가정으로 주중 오전 9시부터 17시 까지는 실내 거주자가 없었다. 주방의 주요 조리기구는 전기 인덕션이며, 공기청정기는 거실 측정장비 건너편 에 1대 설치되어 실내 오염도에 따라 자동으로 가동되 도록 설정되었다. Fig. 1에 측정지점의 지리적 위치, 평 면도 및 실내외 측정지점을 나타내었다. 거주자의 생활 에 불편을 주지 않도록 거실 중앙부와 발코니에 측정 장비를 설치한 후 발코니의 경우 거실 출입문은 닫고 외부 창문을 열어 외부공기와 순환되도록 하였다. 측정 은 2016년 1월 18일(월) 9시부터 25일(월) 17시까지 1 주일 동안 실시하였다.

2.2 측정장비

도시고속도로에서 실내로 유입되는 오염물질의 영향 을 파악하기 위해 실시간 측정장비를 사용하였다. 실내 외 오염물질의 농도 변화에 영향을 미치는 환경인자로 실내 환기지표인 CO₂와 온도를 선정하였으며, CO₂ meter (model 1370, TES)로 모니터링하였다. 입자상 대기오염물질 중에서 자동차 배출가스의 지표물질로 사용되는 검댕(black carbon, BC)과 자동차로부터 배 출되는 입자가 대부분 나노 크기이므로 나노입자를 측 정대상으로 선정하였다(Lee et al., 2007;Woo et al., 2014;Kim et al., 2019). BC 측정에는 Aethalometer (model AE51, Magee), 나노입자 측정에는 10~1,000 nm 범위의 입자가 폐에 침투하였을 때 침착량(lung deposited surface area, LDSA)을 측정할 수 있는 nano particle aerosol monitor (NAM, model AeroTrak 9000, TSI)를 실내와 실외에서 동시에 사용하였고, 각 장비는 1분 주기로 데이터를 저장하여 분석하였다. 본 연구에 사용된 장비의 세부 세항을 Table 1에 나타냈다.

3. 연구결과 및 고찰

3.1 실내 공기질의 주간 변화

Fig. 2는 주거건물 실내·외에서 측정된 CO₂ 농도, 온 도 및 입자상 오염물질 농도의 주간 변화를 나타낸 것 이다. 측정기간 전체의 실내 평균 CO₂ 농도는 637± 174 ppm, 실외의 경우 637±123 ppm으로 서로 비슷하 였다. 주중 평균 CO₂ 농도는 실내가 667±121 ppm으로 실외의 575±109 ppm보다 높았지만, 주말의 경우 실외 농도가 684±74 ppm으로 실내 620±71 ppm 보다 높게 나타났다. 이것은 주말 자정 이후 아침까지, 그리고 늦 은 낮에 교통량이 많았기 때문인 것으로 여겨진다(Fig. 3 참조). 측정기간 전체의 실내 평균 온도가 25.3±1.3°C, 실외가 13.2±5.5°C로 나타나 실내가 실외에 비해 12°C 정도 높았고, 실외는 큰 일교차를 나타냈다. 겨울철이 지만 실외 측정위치가 발코니로 거실과 인접하고 창문 이외 다른 부분은 폐쇄되어 있으므로, 개방된 대기 온 도보다는 더 높았던 것으로 추정된다.

측정기간 동안 실외 평균 BC와 LDSA 농도는 각각 1.9±1.0 mg/m³, 76.2±34.5 mm²/cm³으로 나타났고, 실내 의 경우 각각 1.4±1.5 mg/m³, 53.9±45.0 mm²/cm³으로 실외에 비해 0.7배 정도이다. 주중과 주말 실내외 농도 를 요약한 Table 2를 보면 BC와 LDSA 모두 주중의 농도가 주말에 비해 높았다.

3.2 실내외 CO₂ 농도 및 온도의 일변화

Fig. 3은 주중과 주말에 대한 실내외 농도 변화를 나 타낸 것이다. 실내 CO₂의 경우 거주자가 주요 배출원 이므로 거주자의 행동 패턴에 따라 크게 영향을 받는 다. 본 측정지점의 경우 거주자 2명이 모두 맞벌이로 주중에는 6시경 기상하여 실내 활동을 시작하고, 8~9 시 전후 모두 외부로 출타한 후 17시경 되돌아오는 패 턴을 보였다. 주말에는 10~11시경 기상하여 주로 실내 에서 생활하였다. CO₂ 농도는 거주자의 호흡에 즉각적 으로 반응하므로 측정위치가 중요한데, 본 연구에서는 거실 중앙에 측정장비를 위치시켰다. 평일 출근하기 위 해 기상한 후 실내 활동이 시작되자 CO₂ 농도가 급격 히 증가하여 8시 30분경 950 ppm으로 하루 중 최고 농도를 보였고, 이후 모든 거주자가 외출하자 농도가 급격하게 감소하였다. 거주자가 귀가하기 바로 전인 17시경 하루 중 최저 농도인 478 ppm을 보인 후 21시 경 두 번째 거주자가 귀가하면서 급격히 증가하였다. 실외의 경우 CO₂는 자동차에서 배출되므로 주중에는 통행량이 많은 아침 출근 시간대에 CO₂ 농도가 높아 지고, 저녁에는 통행량이 분산되어 오후 9시 이후에 다 시 높은 농도를 나타냈다. 주말에는 자정부터 이른 아 침, 그리고 늦은 오후에 CO₂ 농도가 높은데, 이것은 주 중과 주말의 북부간선도로를 이용하는 자동차의 통행 량 패턴이 매우 다르다는 것을 의미한다.

온도에 영향을 미칠 수 있는 인자는 실내 난방과 환 기, 외부 온도이다. 측정이 이루어진 1월은 겨울철로 측정기간 동안 인근 방재기상관측소(4.8 km 이격)에서 측정된 외부 온도는 평균 –10.2°C로 매우 추운 날씨였 고, 이로 인해 새벽 시간대에는 외부 발코니의 창문을 닫고 생활하였다. 주중 하루 최고 온도는 거주자가 모 두 외출하기 전인 8시경 26.4°C였고, 이후 실내 보일러 조작이 난방에서 외출로 변경되면서 온도가 낮아지고, 낮에는 햇볕에 의해 온도가 다시 상승하는 경향을 나 타냈다. 햇볕이 없는 밤 시간대 발코니 온도는 거의 일 정하다가 낮 동안 햇빛에 의해 온도가 상승하여 12시 경 최고 22.1°C까지 높아졌다. 주말의 경우 주중과 온 도 차이가 있지만 유사한 변화 패턴을 보였다. 주말의 경우 11시, 13시, 14시 30분경 실내 온도가 급격히 내 려가고, Fig. 3 (b)에서 동일 시간대 실내 CO₂ 농도가 급격히 감소하는 것으로 보아 이때 실내 환기가 이루 어졌다고 추정된다.

3.3 실내외 입자상 오염물질의 일변화

Fig. 4는 주중과 주말에 대한 실내외 입자상 오염물 질의 농도를 평균하여 일변화를 나타낸 것으로 실내에 대한 실외 영향을 파악하기 위한 실내외 농도비(indoor to outdoor concentration ratio, I/O ratio)와 도시고속도 로의 교통량을 함께 표시하였다. I/O ratio는 실외에서 발생된 오염물질에 의한 실내 영향을 파악할 수 있는 간단한 지표인데, 일반적으로 1을 기준으로 I/O ratio가 1보다 작으면 외부 영향으로 간주한다(Sangiorgi et al., 2013;Kim et al., 2014a). 자동차 배출가스의 지표인 BC 농도는 7~9시 사이에 3.8 mg/m³으로 가장 높게 나 타났고, 그 후 17시경 하루 중 가장 낮은 0.7 mg/m³까 지 감소한 후 다시 증가하는 경향을 보였다. 대부분 구 간에서 실내와 실외의 농도 변화가 유사한 경향을 보 였고, I/O ratio는 주중과 주말 모두 0.8로 외부 영향이 지배적인 것으로 생각된다. 주중의 경우 5~6시를 기점 으로 외부 농도가 올라가면서 내부 농도도 같이 증가 하는 것에 반해 주말의 경우는 새벽 시간대인 1~2시부 터 꾸준히 증가하여 2.8 mg/m³까지 상승한 후 감소하 는 경향을 보였다. 문헌에 의하면 차량의 엔진회전수가 빠르고 고부하 영역에서 오염물질의 배출이 증가하는 데(NIER, 2017), 본 연구에서도 새벽 시간대의 경우 차량 이동 대수의 급격한 증가와 낮 시간대에 비해 빠 른 운행속도로 배출량이 증가한 후 오후 시간대 교통 량이 많아지면서 정체와 함께 차량 부하가 감소하여 배출량이 적어지면서 농도가 감소하는 경향을 보였다. 서울시에서 도시고속도로를 대상으로 주중과 주말 차 량 운행대수를 조사한 결과에 의하면, 주중의 경우 출 퇴근 시간대를 기준으로 어느 정도 일정한 운행 대수 를 보인 반면 주말은 일정한 경향이 없이 꾸준한 통행 량을 보이는데, 본 연구결과도 이와 유사한 것으로 여 겨진다(SMG, 2018). LDSA는 주중과 주말 모두 BC와 유사한 경향을 보였다. LDSA의 I/O ratio는 주중 0.7, 주말 0.6으로 BC에 비해 외기의 영향을 더 적게 받았 다. 나노입자가 실내 조리에 의해서도 발생되므로, Fig. 2에서 빈번하게 관측되는 실내 나노입자의 첨두값은 조리 활동과 관련이 있다.

3.4 주중과 주말의 시간대별 실내외 오염물질 농도의 변화

도로에서 배출된 오염물질이 주중과 주말의 시간대 별로 실내로 유입되어 미치는 영향을 검토하기 위해 시간대를 새벽 시간(0~6시, S1), 출근 시간(6~10시, S2), 낮 시간(10~17시, S3), 퇴근 시간(17~21시, S4), 밤 시간(21~24시, S5) 등 5개 구간으로 구분하여 구간 평균 농도를 Fig. 5에 나타냈다. BC의 경우 주중 실내 와 실외 농도는 M자 형태로 서로 유사한 경향을 보였 다. 특히, S2에서 실내 농도가 실외와 유사한 수준까지 상승하는 것을 알 수 있으며, 주말 실외보다 주중 실내 농도가 높게 나타났다. Fig. 5 (b)의 LDSA 역시 S2 구 간에서 주말 실내를 제외하고는 유사한 농도 수준을 보였고, LDSA 역시 출근 시간대 실내 농도가 주말 실 외보다 더 높았다. 이것은 도로로부터 유입된 나노입자 와 더불어 거주자의 출근을 위한 활동(조리, 고데기와 드라이기 사용)에 의해 나노입자들이 내부에서 발생되 어 농도가 더 높아진 것으로 추정된다. BC와 LDSA 모두 도로에서 유입된 입자상 오염물질이 실내에 영향 을 미친다는 것을 확인할 수 있었고, 특히 차량 운행이 집중되는 출근 시간대에 영향이 큰 것으로 나타났다.

4. 결 론

도시의 교통문제에 대응하기 위해 도시고속도로가 건설되어 도심 교통 혼잡은 완화되었으나, 이로 인해 도시고속도로 인근에 위치한 주거지역의 대기와 실내 공기가 오염되는 문제가 야기되었다. 본 연구에서는 도 시고속도로에서 약 20m 떨어진 주거건물의 실내에서 입자상 오염물질의 농도를 실시간으로 측정하여 인근 도로에서 배출되는 오염물질의 이동에 의한 실내공기 오염의 영향을 분석하여 아래와 같은 결과를 얻었다.

본 연구에서는 도시고속도로의 특정 도로변에 위치 한 주거지역을 대상으로 공기오염을 조사하여 도시고 속도로에 인접한 주거건물의 경우 도로에서 배출된 오 염물질이 건물 실내로 유입되어 실내 공기질을 악화시 킬 수 있으며, 특히 도로 오염도가 심한 출근 시간대의 영향이 가장 큰 것을 확인하였다. 도로에서 배출된 오 염물질의 영향 범위를 상세하게 파악하기 위해서는 대 상 주거공간에 대한 위치별, 고도별 측정과 대조군에 대한 고려가 이루어져야 하나 본 연구에서는 측정대상 주거건물의 섭외가 어렵고 측정장비를 다수 보유하지 못하여 다양한 측정이 이루어지지 못한 한계가 있다. 향후 다양한 변수를 고려하여 연구가 진행되면 도로변 인근 주거공간의 실내 공기질 관리에 유용한 정보를 제공할 수 있을 것이다. 이러한 한계가 있지만 도시고 속도로 인근에 위치한 주거지역의 경우 도로로부터 실 내로 유입된 오염물질이 거주자들의 건강에 나쁜 영향 을 미칠 수 있다는 것이 본 연구로 일부 확인되었으므 로, 타 지역에 비해 도로 방향의 창문 밀폐, 적절한 환 기 및 공기청정기 가동 등을 통한 실내 공기질 관리가 철저히 이루어져야 할 것이다.