1. 서 론

도시철도는 1974년 서울에서 시청~청량리 노선이 개통된 이후 현재 국내 최대 대중교통수단이다(Kim et al., 2017a). 수도권의 경우 서울교통공사와 한국철도공 사를 포함해 10개 철도기관이 운영 중이며, 최근에는 의정부와 용인에서 경전철이 운행되는 등 점차 규모와 면적이 확대되고 있는 추세이다. 도시철도는 적용 초기 도심지역의 교통 혼잡 해소와 공간 활용을 증가시키기 위해 지하공간을 선택하였고, 그리하여 터널 내부에서 배출되거나 외부에서 유입된 오염물질이 쉽게 희석, 확 산되지 못한다는 단점이 있다(Lee et al., 2016; Kim et al., 2019). 초기에 건설된 수도권 1기 도시철도(1~4호 선)의 경우 상대적으로 얕은 심도로 인해 열차의 운행 에 따라 발생되는 열차풍을 활용하여 자연환기를 통한 오염물질의 저감 효과를 기대할 수 있었다. 하지만 2기 도시철도(5~8호선)부터는 깊은 심도로 인해 열차 운행 의 피스톤 효과로 오염물질을 외부로 배출하기 힘들어 지자 전적으로 기계환기에 의존하여 오염물질을 배출 하기 시작하였다.

정부에서는 1996년 “지하생활공간 공기질관리법”을 제정하여 지하역사와 지하상가부터 관리하기 시작하였 고(ME, 1996), 2003년 “다중이용이설 등의 실내공기 질 관리법”, 2006년 “대중교통수단 실내공기질 관리 가이드라인” 등을 제정하여 도시철도의 공기질을 관리 하기 위해 노력해 왔다(ME, 2003, 2006). 2016년부터 는 지하공간, 대합실, 객차 모두 “실내공기질 관리법” 에 포함되어 관리되고 있으나(ME, 2017a), 아직까지 터널공간에 대한 관리규정은 없다. 도시철도 운영처에 서는 승객의 안전을 확보하고 승강장의 공기질을 개선 하기 위해 2007년 전후로 수도권의 모든 역사에 스크 린도어(platform screen door, PSD)를 설치하였다.

도시철도 터널 내 입자상 오염물질의 주요 배출원은 도시철도 운행과정에서 팬토그래프, 브레이크 패드, 휠, 레일 등의 마찰에 의한 마모로 알려져 있는데(Birezvige et al., 2003; Chillrud et al., 2004; Jung et al., 2010), 여기서 발생된 오염물질들이 PSD에 의해 차단되어 승 강장과 대합실의 공기질은 개선된 반면, 터널의 공기질 은 더욱 악화된 것으로 보고되고 있다(Lee et al., 2010; Kim et al., 2010, 2012; Son et al., 2013, 2014; Han et al., 2014). 하지만 선행 연구에서 터널 내 부유 먼지는 외기와 밀접한 관계를 가지며(Woo et al., 2016;Park and Park, 2017), 외기와 터널 사이에 위치 한 승강장과 대합실 또한 밀폐된 것이 아니므로, 침기 와 누기, 관로 등을 통해 서로 영향을 받을 수 있다. 터 널의 경우 그 동안 운전시 안전 문제로 연구가 미진하 다가 최근 미세먼지 이슈가 사회적 관심을 받으면서 일부 연구결과가 보고되고 있다(Kim et al., 2017b).

대부분의 터널, 승강장 및 대합실에 대한 연구는 각 구역에 대한 농도와 일변화 경향만 분석하였고(Furuya et al., 2001; Aarnio et al., 2005; Cheng et al., 2008; Querol et al., 2012; Barmparesos et al., 2016), 상호 영 향을 분석한 연구는 미흡하다. 정부에서는 “대기환경 보전법”에 의거하여 전국적인 대기오염 및 기후·생태 계 변화유발물질의 실태를 파악하기 위해 측정망을 설 치·운영하도록 되어 있다(ME, 2017b). 여기서는 미세 먼지(particulate matter less than 10 μm, PM₁₀)와 초미 세먼지(particulate matter less than 2.5 μm, PM_2.5)에 대한 연속측정방법으로 β선 흡수법을 공정시험기준으 로 지정하고 있다(ME, 2007). 실내공기질 공정시험기 준 또한 중량법과 더불어 β선 흡수법을 공정시험법으 로 규정하고 있는데(ME, 2018a), 최근에는 일부 다중 이용시설에 설치된 측정망의 정보를 실내공기질 자료 공개 서비스(indoor air quality monitoring network, IAQMN)를 통해 표출하고 있다(KECO, 2018a).

본 연구에서는 먼저 외부 공기질에 따른 터널 내 영 향을 파악하고, 이어서 차량 운행에 따른 터널 내 농도 변화와 터널 농도가 대합실 농도에 미치는 영향을 파 악하고자 하였다. 이에 역사에 인접한 도로변 대기측정 소와 대합실에 설치되어 있는 실시간 측정장비의 미세 먼지 농도 자료를 활용하여 도시철도 운행에 따른 미 세먼지 농도의 일변화 패턴을 분석하였고, 공정시험법 으로 분류되어 있는 β선 흡수법의 측정장비를 터널에 설치하여 외기와 대합실, 터널의 농도 변화와 상호영향 을 검토하였다.

2. 연구 방법

도시철도 운행에 따른 터널과 대합실에서 미세먼지 농도의 변화를 관찰하기 위해 1개 도시철도 역사를 선 정하였다. 대상 역사는 지하 2층으로 구성되어 있으며, PSD가 설치되어 있다. 편도구간 대상으로 평일에는 120대(양방향 240대), 토요일은 103대(양방향 206대), 일요일과 휴일엔 101대(양방향 202대)가 운행한다. 차 량은 평일, 주말에 상관없이 오전 5시 40분 첫 차를 시 점으로 23시 42분에 막차가 운행하였다. 시간대별로는 양방향 기준 5시경 2대 운행을 시작으로 평일 7시와 8 시경에 20~22대로 가장 많은 차량이 운행되고, 평일, 주말에 상관없이 9시부터 20시까지는 시간당 12대가 운행되었다.

측정은 2차에 걸쳐 진행되었는데, 첫 번째 측정은 터 널과 대합실에 대한 특성을 분석하기 위해 2018년 3월 8일(목) 7시부터 3월 14일(수) 22시까지 수행하였다. 반복성을 검토하기 위해 2차 측정을 3월 26일(월) 19 시부터 28일(수) 16시까지 진행하였다.

Fig. 1은 측정대상 역사의 구조와 측정위치를 나타낸 것이다. 역사에서 도시철도는 지하 2층에서 운행하며, 운행 시 터널의 오염된 공기를 지하역사 방향으로 밀 며 진행한다. 이때 차량 운행에 따른 피스톤 효과로 지 하역사 양 끝에 위치한 자연 환기구로 오염된 공기가 외부로 배출되고, 반송 기류를 통해 외부 공기가 공조 설비를 거쳐 정화되어 역사로 유입된다. 그런데 황사나 고농도 미세먼지 발생 시에는 외부 공기에 의해 역사 내부가 더 오염될 수 있다. 도시철도 운행 과정에서 발 생되거나 외부로부터 터널로 유입된 오염물질은 승객 의 승·하차 시 PSD가 열리는 순간 승강장의 공기와 혼 합되며, 승강장으로 유입된 오염물질은 승객의 이동과 승강장 내 미기류에 의해 승강장과 대합실로 확산된다. 또한, 외부의 오염된 공기는 공조설비를 거쳐 정화되어 대합실과 승강장에 공급된다(Kim et al., 2011).

측정기간 동안 외부 오염원에 대한 정보는 측정대상 역사에서 약 1.5 km 떨어져 있는 도로변대기측정소 (roadside air quality monitoring station, RAQMS)의 자 료를 활용하였고(KECO, 2018b), 대합실의 경우 한국 환경공단에서 제공하는 실내공기질 자료공개서비스의 자료를 활용하였다(KECO, 2018a). 터널의 경우 Fig. 1 에 나타낸 바와 같이 A 지점에서 B 지점으로 차량이 운행하는 방향의 1호차 승강장 끝 PSD 외부 공간에 측정장비를 설치하여 열차풍의 영향을 최소화 시켰다. 현재 도시대기 중 PM₁₀ 측정에 β선 흡수법을 공정시험 법으로 사용하고 있으며, 본 대합실에 설치되어 있는 실내공기질측정소 또한 β선 흡수법의 측정장비를 사용 하고 있으므로, 터널에서도 동일한 사양의 측정장비를 설치하였다. 추가로 측정기간 동안 터널 내 기상조건을 파악하기 위해 IAQ monitor (model IQ-610Xtra, Graywolf)를 사용하여 온도, 상대습도 및 CO₂ 농도를 측정하였다.

3. 연구결과 및 고찰

3.1 터널 내 PM₁₀ 농도에 대한 외기 영향

대기 중 PM₁₀의 경우 환경정책기본법 시행령에 의 거하여 대기환경기준치가 일평균 농도 100 μg/m³이며 (ME, 2019), 대합실 또한 2018년부터 강화된 실내공기 질 관리법 시행규칙에 의거하여 대기환경기준치와 동 일한 100 μg/m³으로 관리되고 있다(ME, 2018b). 하지 만 아직까지 터널에 대한 관리기준은 없다. Fig. 2는 측정기간 동안 외기, 대합실 및 터널의 시간평균 PM₁₀ 농도의 시계열 변화를 나타낸 것이고, 통계값을 Table 1에 나타냈다. 측정이 시작된 3월 7일 18시부터 익일 인 8일 9시까지 비가 내렸으므로(누적강수량 23mm), 이러한 영향을 배제하기 위하여 3월 8일 13시까지의 자료는 통계처리 시 제외하였다. 본 연구에서는 대합실 과 도로변 및 터널 데이터 모두 05:00~06:00 동안의 1 시간 평균 농도를 6시 데이터로 표현하였다.

측정기간 중 RAQMS에서 100 μg/m³을 초과하는 고 농도 미세먼지가 관측되었지만, 도로변 대기 일평균 PM₁₀ 농도는 71 ± 33 μg/m³로 대기환경기준치를 만족 하였다. 대합실의 일평균 PM₁₀ 농도도 74 ± 27 μg/m³ 으로 실내공기질 관리법의 PM₁₀ 유지기준을 하루 중 대부분의 시간에서 만족하는 것으로 나타났다. 터널의 경우 새벽 시간대를 제외하고 대부분 100 μg/m³을 초 과하고, 평균 농도는 170 ± 74 μg/m³으로 외기나 대합 실에 비해 2.3~2.4배 정도 높았다. 터널에서 최대 농도 는 시간당 차량 운행이 빈번한 출·퇴근 시간대인 8~9 시와 20~21시 사이에 각각 270, 273 μg/m³으로 나타났 다. 측정시간이 상대적으로 짧았던 첫날을 제외한 나머 지 기간의 일평균 농도는 149~196 μg/m³ 범위였다. 1 차 측정된 전체 기간의 일평균 데이터를 대상으로 외 기와 대합실, 터널에 대한 상관관계를 분석하였는데, 외기와 대합실, 외기와 터널의 결정계수(R²)가 각각 0.4288과 0.3925로 낮은 반면 대합실과 터널은 0.7227 로 높게 나타났고, 터널의 발생 강도 및 환기 패턴이 상대적으로 유사할 것으로 추정되는 평일 데이터만 이 용하면 R²가 0.9802까지 증가하는 것을 알 수 있었다.

3월 8일 14시부터 3월 14일 22시까지 터널에서 측정 된 시간평균 PM₁₀ 농도를 분석하면, 시간대별 최저농 도는 4시와 5시에 각각 50, 51 μg/m³로 나타났고, 이때 농도는 외기와 비슷한 수준이었다. Table 2는 Fig. 2에 나타낸 3월 9일부터 14일까지의 통계자료로 차량 운행 이 중단된 새벽 2시부터 차량 운행이 시작되기 전 5시 까지의 외기, 대합실 및 터널의 PM₁₀ 농도를 나타낸 것이다.

14일을 제외하고는 새벽 시간대의 PM₁₀ 농도는 대 체로 외기의 농도가 터널보다 높게 나타났는데, 14일 의 경우 터널 내 발생한 고농도 입자가 새벽까지 침강 하지 않고 오래동안 부유하여 다른 날보다 유독 터널 의 농도가 높게 나타난 원인인 것으로 판단되며, 그 외 날짜에서는 대부분 도로변의 PM₁₀ 농도가 터널보다 약간 높게 나타났다. 터널의 경우 차량 운행이 주요 배 출원이고(Namgung et al., 2016), 차량 운행이 중지되 어 터널 내 배출원이 없어지면서 농도가 급격히 감소 하여 새벽 시간대에는 RAQMS의 농도와 유사한 수준 까지 감소하였다. 이것은 자연 급·배기구를 통해 도로 변의 공기가 터널 내로 유입되면서 도로변과 터널 내 PM₁₀ 농도가 거의 평형상태를 이룬 결과로 생각된다. 종합하면 터널 내 PM₁₀ 농도는 차량 운행 시간대에는 자체 발생이 많아 외기의 영향이 지배적이지 않게 되 지만, 차량 운행이 중지되는 새벽 시간대에는 외기 농 도와 유사한 수준으로 낮아지고, 이때 최소 농도를 나 타낸다고 판단된다.

대합실의 경우 공조실이나 역사 입구를 통해 외부로 부터 미세먼지가 유입되거나 차량 운행 시 승객 승·하 차를 위해 PSD가 열릴 때 터널로부터 미세먼지가 유 입되는데, 이 시간대에는 외기 및 터널과 차단되어 있 으므로 PM₁₀ 농도가 가장 낮은 것으로 생각된다.

3.2 터널과 대합실에서 PM₁₀ 농도의 일변화

Fig. 3은 PM₁₀ 농도의 일변화를 나타낸 것으로 1차 측정된 자료의 반복성 및 대표성을 파악하기 위해 2차 측정된 자료와 RAQMS 자료를 같이 표시한 것이다. 차량 운행대수가 동일한 조건에서 비교하기 위하여 평 일 측정 자료만 분석하였다. 1차 측정보다 2차 측정 시 PM₁₀ 농도가 소폭 높았지만, 터널과 대합실의 전체적 인 농도 변화는 매우 유사하게 나타났다.

차량 운행이 시작되는 5시 40분경부터 터널에서 PM₁₀ 농도가 증가하기 시작하였고, 대합실 역시 농도 가 증가하기 시작하여 9시를 기점으로 감소하는 경향 을 보인다. 터널의 경우 첨두값을 보이는 8~10시와 20~21시 사이 농도 변화는 터널 차량 운행대수 증가에 따른 영향이다(Fig. 4).

대합실은 터널과 같이 급격한 변화는 보이지 않지만 상대적으로 비슷한 시간대에 첨두값을 나타내는 경향 이 유사하며, 차량의 운행이 종료된 0시 이후 감소하는 경향 또한 비슷하였다. 터널의 경우 차량 운행에 따라 직접적인 영향을 받아 농도 변화가 즉각적으로 반영된 반면, 대합실의 경우 터널에서 발생된 미세먼지가 PSD에 의해 원활하게 이동하지 못하고, 공조실을 통해 외기가 유입되므로 터널과 달리 PM₁₀ 농도의 일변화 가 완만한 것으로 생각된다.

대합실의 전체적인 PM₁₀ 농도의 일변화 경향은 1, 2 차 모두 터널과 유사하다. 대합실과 터널 모두 오전 출 근시간대에 하루 중 최대농도를 보였고, 1, 2차 모두 터널의 농도가 대합실의 농도에 비해 2.3배 높았다. 최 소 농도 대비 최대 농도는 대합실의 경우 1차 2.1배, 2 차 2.4배이었고, 터널의 두 경우 6.0~6.1배로 차이가 컸다. 외기는 1차 때는 11.1배로 터널보다 크게 나타났 으나, 이때 이벤트성으로 고농도 미세먼지가 발생한 것 을 감안한다면 2차 때의 4.0배 수준일 것으로 예상된 다. Table 3은 1, 2차 측정결과를 요약하여 나타낸 것 이다.

3.3 차량 운행에 따른 터널 및 대합실의 PM₁₀ 농도 변화

Fig. 4는 1차 측정기간에 터널과 대합실의 PM₁₀ 농 도와 대상 역사를 통과한 시간당 도시철도 운행대수를 나타낸 것이다. 차량의 운행대수는 매시 30분부터 1시 간 동안의 측정대상 역사를 통과한 양방향 대수를 의 미한다. 차량 운행대수가 평일과 토요일, 일요일이 다 르므로, 주말을 제외한 평일 자료만 사용하였다. 터널 과 대합실의 PM₁₀ 농도는 차량의 운행이 종료되는 0시 를 기점으로 감소하다가 5시경 가장 낮고, 5시 40분경 부터 차량 운행이 시작되자 증가하기 시작한다. 6시를 기점으로 시간당 열차 운행대수가 양방향 기준 12대에 서 8시경 23대까지 증가하면서 PM₁₀ 농도 또한 급격 히 증가하고, 9시를 기점으로 17시까지 시간당 12대를 유지하면서 일정 수준의 농도를 나타낸다. 이후 17시 를 기점으로 차량 운행대수가 12대에서 18시 15대, 19 시 18대로 증가한 후 다시 21시 이후 시간당 12대로 운행되면서 20~21시경 PM₁₀ 농도가 피크를 나타낸다. 하루 중 최소 농도는 5시경 48~52 μg/m³이고, 최대 농 도는 8~9시와 19~20시경 281~289 μg/m³ 수준으로 나 타났다.

터널 내 입자상 오염물질은 차량 운행과정에서 레일 과 휠, 브레이크 패드, 팬토그래프 등의 마모에 의해 발생되는데, 이 때 발생된 입자들은 대부분 철(Fe) 성 분을 함유하고 있는 조대입자로 입자의 큰 비중으로 인해 쉽게 가라앉는다(Jung et al., 2010; Park et al., 2014). 하지만 차량 운행이 빈번해지면 발생된 입자들 이 침강할 시간 없이 터널 구간으로 재진입하는 열차 의 바람에 의해 재비산되는데, 이렇게 재비산된 조대입 자들이 많아지면서 시간 차이를 두고 터널 내 농도가 증가한다. 열차의 운행대수가 급격히 감소하는 9시와 20시에 터널과 대합실의 첨두 농도가 관찰되고 그 이 후 감소하는 것은 차량 운행 빈도의 감소에 따라 부유 입자들이 침강·제거될 수 있는 시간적 여유가 생겨 나 타난 현상이다. 이것은 수도권 도시철도를 대상으로 수 행된 연구결과와 유사하다(Woo et al., 2018).

Fig. 5는 외기와 터널, 대합실에서 측정된 자료의 상 관분석을 실시한 결과를 나타낸 것이다. 하루 중 최저 농도가 나타나는 시간대가 터널과 대합실 모두 전동차 가 운행하지 않는 새벽 시간대이며, 이 때 터널과 대합 실 모두 외기 농도와 유사하면서 양호한 상관관계를 나타내었다. 선행연구에서 차량운행 종료 후 재개 시까 지 터널 내 농도는 외기농도 수준이며(Johansson and Johansson, 2003; Salma et al., 2007), 특히 터널 물청 소 후 농도는 외부농도와 거의 유사한 수준으로 보고 하였다(Chen et al., 2017). 또한, 터널의 기저농도 (baseline concentration)는 시간당 차량 운행대수가 많은 출퇴근 시간대에 높아졌다가 새벽 시간대에 가장 낮은 수준을 보였는데(Birenzvige et al., 2003; Querol et al., 2012; Woo et al., 2016; Kim et al., 2017b; Woo et al., 2018), 본 연구 또한 이와 유사한 경향을 보였다. 이후 차량의 운행과 동시에 터널과 유사하게 농도가 변하나, 최대 농도가 94 μg/m³으로 측정기간 동안 실내공기질 관리법의 유지기준인 100 μg/m³ 이하로 유지되고 있었 다. 터널 대비 대합실의 농도는 31~88% 수준이었다.

Fig. 6은 차량 운행 시간대와 비운행 시간대를 구분 하여 터널 내 PM₁₀ 농도를 나타낸 것이다. 전동차 운 행 시간대는 첫 차가 운행하는 5시 40분경부터 대상 역사에 막차가 지나가는 24시경까지로 선정하였고, 비 운행 시간대는 익일 0시 이후 대상 역사에 막차가 지 나간 후부터 첫차가 다니기 시작하는 5시 40분 전까지 로 구분하였다. 마지막 차량의 운행 후 열차풍과 당일 운행되었던 차량에 의해 비산된 입자상 오염물질들이 농도에 영향을 미칠 수 있지만, 이것을 구분하기 어렵 기 때문에 막차와 첫차가 운행한 시간을 시작과 종료 시점으로 선정하였다. PM₁₀ 농도는 차량 운행 시간대 166~216 μg/m³, 비운행 시간대 55~129 μg/m³로 비운 행 시간대 대비 운행 시간대의 평균 농도가 약 2.1배 (1.7~3.6배) 높은 것으로 나타났다. 측정기간 중 밤 시 간대 도로변에서 고농도 미세먼지가 발생되어 터널 기 저 농도도 높아진 사례도 포함되어 있어 도시철도 운 행 여부에 따른 농도 차이는 더 클 수 있다.

4. 결 론

최근 미세먼지에 대한 국민적 관심과 우려 속에 다 중이용시설 중 특히 수도권의 주요 대중교통수단으로 자리잡은 도시철도에 대한 개선 노력이 이루어지고 있 다. 하지만 차량이 밀폐된 지하구간을 운행하는 특성으 로 터널에서 발생된 오염물질의 희석·배출이 어렵기 때문에 다양한 방법이 강구될 필요가 있다. 본 연구에 서는 터널과 외기, 대합실을 대상으로 미세먼지의 상호 영향과 일변화 특징에 대해 공정시험방법의 연속측정 방법인 β선 흡수법으로 측정하였고, 연구기간 동안 평 균농도는 대기(도로변)가 71 ± 33 μg/m³으로 가장 낮게 나타났고, 대합실 74 ± 27 μg/m³, 터널 170 ± 74 μg/m³ 순이었다. 터널 내 PM₁₀ 농도는 차량 운행대수에 비례 하여 증가하였고, 차량 운행대수가 가장 많은 출·퇴근 시간대에 최대 농도를 보였다. 차량 운행 시간대의 터 널 내 PM₁₀ 농도는 166~216 μg/m³로 비운행 시간대의 55~129 μg/m³에 비해 약 2.1배 높게 나타났다. 시간대 별로는 4~5시경이 50~51 μg/m³으로 하루 중 최저 농 도이고, 최고 농도는 출·퇴근 시간대인 8~9시와 19~20 시경 270~273 μg/m³로 나타났다.

본 연구를 통해 외기 농도가 터널 내 기저 농도로 작용하고 있으며, 터널 내 미세먼지 오염은 차량 운행 에 의해 변화하며, 특히 대합실에 많은 영향을 끼치고 있는 것을 확인하였다. 도시철도 미세먼지 오염을 개선 하기 위해서는 차량 운행 과정에서 발생되는 마찰입자 에 대한 효과적인 제어방안을 강구하고, 터널에서 발생 된 미세먼지의 이동경로를 파악하여 관리방안을 수립 하여야 할 것이다.