61 J. Odor Indoor Environ.
Vol.13, No.1, pp.61-72, March 2014 http://dx.doi.org/10.15250/joie.2014.13.1.61
Journal of Odor and Indoor Environment ISSN 2288-9167 (Print) ISSN 2288-923X (Online)
다중이용시설 내 PAHs 농도분포 특성 및 오염원 추정
전준민·강병욱1·이성희1,* 순천제일대학교 그린환경종합센터
1한국교통대학교 환경공학과
Source estimation through source fingerprints and distribution characteristics of PAHs in the public facilities
Jun-Min Jeon · Byung-Wook Kang1· Sung-Hee Lee1,* Green Jeonnam Environmental Center, Suncheon Jeil College
1Dept. of Environmental Engineering, Korea National University of Transportation (Received 21 February, 2014; Revised 5 March, 2014; Accepted 7 March, 2014)
Abstract
In the study, public facilities in Korea covered by the law, including PC-rooms, child care facilities, bus terminal waiting rooms, elderly nursing facilities, movie theaters, underground subway stations, super super markets and indoor parking lots (8 types of facility, for a total of 32 locations) were investigated for indoor gas phase PAHs and particulate phase PAHs. PAHs source profiles were investigated as well. Finally, public facilities PAHs were estimated the main influencing factors and sources of indoor by factor analysis. Underground subway stations and PC-rooms tended to be higher the concentration than other facilities. It judged each the effects of car exhaust, smoking, and elderly nursing facilities, child care facilities, movie theaters, where the influence of the outdoor air is less relatively direct effect that car exhaust and incoming of ambient air, were showed low concentration. Super super markets displayed a large amount of different products and bus terminal waiting rooms influenced car exhaust is higher than those that. Sources of indoor PAHs in public facilities make out profiling(cooking process: broiling meat and fish, incense, shampoo, decorative candles, tobacco) and on the effects of ambient on reported existing literature(of diesel and gasoline engines, heating fuel, coke oven, a wood combustion) was referred for factor analysis to estimate emission sources. As a result of particulate PAHs phase, three major factors were showed that factor 1: cooking, use of gas fuel and combustion devices, factor 2: smoking. Factor 3: car exhaust. Factor analysis results of gas PAHs phase are similar to particulate PAHs phase. Additionally, factors such as air fresheners was estimated.
Keywords : PAHs, Public facilities, Super super market, Source profile, Factor analysis
1. 서 론
다환방향족탄화수소(polycyclic aromatic hydrocar- bons, 이하 PAHs)는 실내와 실외의 대기환경에 상시 존재할 가능성이 높고, 일부 PAHs 화합물들은 강한 발 암성 또는 돌연변이성의 인체위해도 측면에서 중요한 유해대기오염물질로 밝혀짐에 따라 많은 연구와 관심
의 대상이다(WHO, 1987; IRAC, 1983). 일반 자연환 경 및 도시 대기 중 PAHs의 배출원은 화석연료와 바 이오매스의 불완전 연소 및 자동차 배기가스등이 주요 요인으로 추정되어 많은 연구가 진행되어 왔다(Smicik et al., 1999; Marchand et al., 2004; Masih et al., 2010).
현대에 이르러 실외활동 보다 실내 활동의 비중이 커지면서 실내환경의 PAHs 오염수준과 오염원에 대한 관심이 커져가고 있다. 외국의 경우, 실내의 PAHs에 대한 조사는 1980년대 후반부터 흡연과 관련된 연구
*Corresponding author
Tel : +82-43-841-5352 E-mail : [email protected]
이후 최근까지 다양한 실내공간(거실, 보육시설, 커피 숍 등) 및 오염원(집먼지, 난방연료 등)에 대해서 연구 가 수행되어 왔으며(Ohura et al., 2002; 2004; 2005;
Lung et al., 2004; Miller et al., 2010; Whitehead et al., 2011), 이외에도 실내공간 PAHs의 발생원으로 방 충제, 음식물 조리 과정, coal tar를 함유한 미용제품, 생활용품 및 건축자재 등을 들 수 있다. 또한 인접한 도로에서의 교통량과 같은 인자들도 실내 PAHs에 영 향을 주는 것으로 알려져 있다(Lau et al., 1997;
Dubowsky et al., 1999; Oanh and Dung, 1999; Masih et al., 2010). 실내·외 PAHs 농도 경향을 보면 2~3개 의 고리를 갖는 PAHs는 가스상에서, 5~7개 고리를 갖 는 PAHs는 입자상에서만 검출되었고, 각 PAHs의 실내 /외 농도비는 가스상에서 1.0보다 컸으며, 입자상에서는 1.0보다 작았는데, 이 결과는 가스상의 PAHs 배출원이 실내에 존재함을 의미한다(Ohura, T. et al., 2002).
한편, 실내공기질 관리에 있어서 중요한 영향인자인 미세먼지(PM2.5)의 경우 2 µm 이하의 먼지는 폐포에 침착하여 폐기능을 약화시키고, 혈관으로 침투하여 기 관질환이나 심혈질환을 유발하는 것으로 보고되어 있 다(Lippmann, 1999; Dockery and Stone, 2007), 따라 서 실내환경 대기 중의 PAHs 오염도 조사 시 미세먼 지 중에 존재하는 PAHs의 농도수준 또한 매우 중요하 다. 외국의 경우, 고산지대에서 PM2.5및 PAHs의 개인 및 실내노출에 관하여 연구한 바 있으며, 가정집 먼지 내 PAHs 성분 및 농도수준과 주거환경에서 PM2.5와 PAHs의 개인노출수준 및 영향을 예측하고 실내 주요 발생원을 추정하여 평가하는 연구도 보고되고 있다 (Titcombe and Simcik, 2010; Whitehead et al., 2011;
Ohura, T. et al., 2005). 그러나 국내에서는 최근 다중 이용시설을 대상으로 PM2.5 중 PAHs의 농도분포에 대 한 연구가 일부 수행된 정도이다(Jeon et al., 2012).
따라서 본 연구에서는 불특정 다수의 사람들이 이용 하는 국내의 “다중이용시설 등 실내공기질관리법상의 대상시설”을 중심으로 미세먼지(PM2.5) 중 PAHs(가스 상 및 입자상) 농도분포 특성을 파악하였다. 또한 일부 생활용품을 선정하여 방출실험과 함께 기존 외국 연구 사례 조사를 통해 오염원 목록표(source profile)를 작 성하여 통계분석을 수행 PAHs의 주요 오염원을 추정 하고자 하였다.
2. 연구내용 및 방법
2.1 연구대상 및 조사지점 선정
본 연구의 조사대상 다중이용시설군은 이용자가 많
고 민감취약계층이 이용하거나 오염도가 심할 것으로 예상되는 6개 시설(지하역사, 국공립·민간보육시설, 노 인의료복지시설, 대규모 점포, 실내주차장, 자동차 대 합실)과 2012년 신규 관리대상 시설로 포함된 2개 시 설(인터넷 컴퓨터 게임시설 제공업 영업시설, 영화상영 관) 등 총 8개 시설군 32개 시설을 조사대상 시설로 선 정하였다. 현장조사는 2012년 7월부터 11월까지 약 5 개월간에 걸쳐 계절적 영향은 고려하지 않고 한 시설 당 2회 조사를 실시하였다. 조사대상 시설별로 각각 24시간 동안 연속 측정하였으며, 조사지역은 광역시 3 곳(부산, 인천, 대구)와 전라남도 중·소도시 3곳(순천 시, 광양시, 여수시), 경상남도 중·소도시 2곳(진주시, 창원시)을 대상으로 하였다.
2.2 PAHs 오염원 배출실험
다중이용시설 내 PAHs 오염원은 다양하며, 기존 외 국에서 연구된 문헌을 통하여 일부 발생원에 대한 오 염원 목록(source profile) 자료는 최대한 활용하였고 (Masih et al., 2010; Zhu and Wang, 2003; Lin et al., 2002; Castro, D., 2011; Lu and Zhu, 2007; Orecchio, 2011), 이 중 국내에서 자료가 미비하다고 판단되거나 다양한 오염원 자료 확보를 위해 일부 추가적인 실험 을 수행하였다. 추가적으로 수행한 실험은 다중이용시 설내에서 PAHs 물질을 다량 배출하는 오염원(일반 가 정이나 사무실, 식당)인 고기구이시설, 대규모 점포에 서 시판되고 있는 생활용품 중 일반 가정에서 많이 사 용되는 샴푸(shampoo), 장례식장에서 사용되는 향 (incense) 등을 선정하여 PAHs 배출물질을 확인하였다.
고기구이는 생선류(고등어, 조기)와 육 고기류(돼지, 소고기)를 선정하여, 일반 가정 실내에서 부탄가스가 장착된 휴대용 버너를 이용하여 2분간 프라이팬(fry pan)을 데운 후 고기별 2회씩 20분간 완전히 익혀 공 기 중으로 발생되는 가스상 및 입자상 PAHs 물질을 포집하였다. 시료채취는 다중이용시설 내 공기시료 포 집과 동일한 방법으로, 유량은 16.7 L/min로 하였으며, 포집시간은 20분으로 하였다. 샴푸와 향은 챔버(485×
382×190 mm) 내에서 각 5종씩 선정하여 종별 3회씩 PAHs 배출시험을 수행하였다. 샴푸의 경우 밀폐된 챔 버 내 페트리 디쉬(ø 95 mm, petri dish)에 20 ± 0.21 g 정도의 양을 20분간 방치한 후, 총 유량 250 L(25.0 L/
min)의 고순도 질소가스(99.999%)를 주입한 후 가스상 PAHs 물질을 포집하였다. 채취 유량은 예비 실험(3회) 을 실시한 결과 고순도 질소가스를 분당 25 L 주입 했 을 시 고농도로 검출된 naphthalene, acenaphthene 성 분이 일정한 농도수준을 보였던 유량(10분간 총 250
다중이용시설 내 PAHs 농도분포 특성 및 오염원 추정 63
실내환경 및 냄새 학회지 제13권 제1호 (2014년 3월) L)을 적용, 채취하여 분석하였다. 향의 경우 샴푸와 동
일한 챔버실험 조건하에서 연소시킨 후 가스상 PAHs 물질을 포집하였다. 방출시험 횟수는 향 종류별로 각각 3회씩 실시하였으며, 챔버 내에서 향의 연소가 멈춘 후 질소가스를 주입하였다. 향의 연소 전과 후의 무게차이 는 평균 0.521 ± 0.061 g 정도였다(Fig. 1).
2.3 측정 및 분석방법
2.3.1 PAHs 시료채취 및 전처리 방법
PAHs 국내·외 연구 동향을 검토한 결과, 실내공기 질 조사 시 시료채취 유량은 대략 1~4 L/min, 채취시 간은 10~48 hr 범위로서 소용량 채취기를 이용하여 연 구 목적에 따라 다양한 시간대에서 채취하고 있다 (Ohura et al., 2002; Lung et al., 2004; Ticombe and Simcik, 2010). 실내공기 중 입자상(PM2.5 중)과 가스상 PAHs의 시료채취는 소용량공기포집기(PAS-201, Air Metrics, U.S.A)를 이용하여, PTFE 필터(Teflon 37 mm, 47 mm, 1.0µm, PALL Life sciences., U.S.A) 와 PUF glass cartridge(polyurethane foam 장착)를 연 결한 후 5 l/min 유량으로 24시간 동안 연속 채취하였 다. 입자상 PAHs 시료 채취용 PTFE 필터는 사용 전 유기성 불순물을 제거하기 위해 acetone:methanol(7:3, v/v)용액에 담가 초음파 세척한 후 고순도 질소(N2)로 건조하여 준비하였고, 시료 채취 전까지 polystyrene 재질의 petri-dish (50F)에 밀봉하여 저장·운반하였다.
가스상 PAHs 시료 채취용 흡착제 PUF는 사용 전 methylene chloride (CH2Cl2), acetone 순으로 16시간씩 (6주기/시간) soxhlet 추출장치를 이용하여 세척하고 건 조하여 알루미늄 호일에 싸서 유리병에 밀봉하여 보관 하였다. 채취된 시료는 4oC 이하에서 운반, 보관하고 7 일 이내에 전처리하여 30일 이내에 분석하였다.
PAHs 시료 전처리는 EPA TO-13A Method와 국내 대기오염공정시험기준(ES 01552.1)에 기초하여 진행하
였다. 실내·외 시료채취가 끝난 PTFE 필터는 중량농 도를 칭량한 후 thimble filter(20×90 mm, Advantec, Japan) 내에 말아 넣고, 가스상 PUF와 같이 soxhlet 추 출장치에 넣어 16시간 동안 추출하였다. 추출용매로 Hexane:DCM(9:1) 용액 150 ml를 넣은 후 soxhlet 추출 장치에 연결하며, 시료에는 회수율 측정용 대리표준물 질(SS: 10 µg/ml)을 80~100 µl 주입하고 추출장치 냉각 수의 온도는 10oC 이하로 설정하였다. 추출을 마친 시 료는 자동 질소농축기(auto evaporator, 청민테크)를 이 용하여 2 ml까지 농축한 후 진공추출장치(VISPREPTM 24, Supelco Inc., U.S.A)에 sodium sulfate cartridge (Whatman, 6805-8020., U.K.)를 장착하여 정제하였다.
정제를 마친 시료는 수동 질소농축장치를 이용하여 1 ml까지 농축한 후 내부표준물질(IS: 10 µg/ml)을 30~
50µl 주입하여 기기분석 이전까지 −10oC 이하에서 냉 동 보관한 후 분석하였다. 시료가 2~3 ml 정도로 농축 되면 auto pipet(Biohit proline, FIN)을 이용하여 무수 황산나트륨(sodium sulfate) 카트리지(Whatman, 6805- 8020., U.K.)를 장착한 진공추출장치(VISPREPTM 24, Supelco Inc., U.S.A)에 주입하여 수분을 제거하였다.
수분을 제거한 시료는 수동 질소농축장치를 이용하여 1~2 ml까지 더 농축한 후 2 ml 분석용 바이알에 옮겨 최종 1 ml까지 농축하였다. 최종 농축된 시료는 micro syringe(Hamilton, 1,000µl, U.S.A)를 이용하여 0.5 µg/
ml의 PAHs 내부표준물질(2가지 개별 PAHs powder 혼 합액, Cambridge Isotope Laboratories, Inc., U.S.A)을 주입한 후 분석하였다.
2.3.2 PAHs 분석 방법 및 정도관리
본 연구의 PAHs 분석은 EPA TO-13A method와 국 내 대기오염공정시험방법(ES 01552.1)의 분석절차를 적용하였다. 분석기기는 Agilent GC/MS(HP-6890/HP- 5973N)로 분석조건은 Table 1과 같고, AccuStandard (AccuStandard Inc., USA)에서 제공하는 PAHs Stand- Fig. 1. Photographs of collector system for PAHs emission test.
ard(Quebec Ministry of Environ PAHs 24 Mix) 표준물 질을 SCAN 모드로 분석하였다. 이를 바탕으로 개별 PAHs의 질량 스펙트럼을 확인하는 정성작업을 통해 대상물질의 체류시간을 확정하였고, 선택이온검출 (SIM) 모드로 정량분석을 실시하였다. 기타 회수율 및 기기감도 보정을 위해 AccuStandard에서 제공하는 대리 표준물질(Surrogate Standard, S.S)과 Cambridge(Cam- bridge Isotope Laboratories, Inc., USA)에서 제공하는 내부표준물질(Internal Standard, I.S)을 이용하여 회수 율을 평가한 후, 농도산정 시 보정하였다.
본 연구에서는 PAHs 측정 자료의 신뢰성을 높이기 위해 우선적으로 AccuStandard에서 제공하는 PAHs standard와 대리표준물질(S.S), 내부표준물질(I.S)을 이용하여 내부 정도관리(QC/QA)를 수행하였다. 대리 표준물질(S.S) 5종(naphthalene-d8, acenaphthene-d10, phenanthrene-d10, chrysene-d12, perylene-d12)과 내부 표준물질(I.S) 2종(benzo(a) pyrene-D12, pyrene-D10) 이 함유되어 있다. 정도관리 항목으로는 검량선의 선형 성 및 체류시간의 재현성 평가, 검출한계(기기검출한계 (IDL), 방법검출한계(MDL)), 시료 전처리 회수율 평가, 표준물질(24 mix)을 이용한 전처리장치 회수율 평가, 공시험(blank test)을 수행하였다.
검량선의 선형성 평가결과 0.2 ng~1.0 ng 범위에서 대부분의 PAHs 물질의 상관계수(r2)가 0.98 이상의 양 호한 직선성을 보였다. 국내 대기오염공정시험기준에 서는 표준용액 1 ng~10 pg 범위에서 r2=0.98 이상으로 규정하고 있다. 또한 체류시간의 7회 반복 분석 재현성 (RSD, %)도 0.1% 이하로 양호한 결과를 얻었다. 국내 대기오염공정시험기준에서 기기검출한계(IDL)는 benzo (a)pyrene이 2.0 ng/µl의 농도일 때 RSD 10% 이내로 규정하고 있다. 본 연구에서 benzo(a)pyrene의 재현성 은 RSD가 2.06%로 나타나 비교적 양호한 결과를 얻 었고, 그 외 PAHs 물질의 RSD는 10% 이내를 보였다.
방법검출한계(MDL)는 질량농도가 0.02 ng/µl로 나타
나 대기오염공정시험기준이 되는 benzo(a)pyrene의 검 출한계인 0.2 ng/µl 이내로 만족할 한 결과를 보였고, PAHs 추출 회수율(%) 평가는 전체 측정시료(입자상, 가스상) 중 전처리 과정에서 손실되는 양을 보정하기 위해 대리표준물질(SS: 10 µg/ml) 80~100 µl, 내부표준 물질(IS: 10 µg/ml) 30~50 µl을 주입하여 평가하였다.
가스상 채취 매체(PUF)의 평균 회수율은 Naphthalene- d8 65.4%, Acenaphthene-d10 127.2%, Phenanthrene- d10 112.5%, Chrysene-d12 78.1%, Perylene-d12 60.7
%로 Acenaphthene-d10을 제외한 4가지 물질이 US EPA Method 8100에서 권장하고 있는 회수율 범위 (60~120%)를 만족하였다. 또한 입자상 채취 매체(fil- ter)의 평균 회수율은 Naphthalene-d8 77.6%, Acenaph- thene-d10 132.5%, Phenanthrene-d10 127.6%, Chrysene- d12 73.1%, Perylene-d12 57.7%로 Naphthalene-d8와 Chrysene-d12가 US EPA Method 8100 에서 권장하고 있는 회수율 범위(60~120%)를 만족하는 것으로 나타 났다. 본 연구에 사용된 soxhlet 추출장치의 평균 회수 율은 88.8%를 보였으며, 재현성은 상대표준편차(RSD) 가 11.1%로 나타났다. 전처리 전 과정에 대한 오염도 및 기기분석(GC/MS) 시 컬럼 오염도 확인을 위해 시 료와 동일한 조건으로 추출·분석과정을 실시하여 공 시료의 오염여부를 확인한 결과 크로마토그램 상 매우 양호한 피크(peak)를 나타냈다. 위의 요약된 시료채취 및 전처리, 분석방법, 정도관리 등은 기 보고된 연구에 자세히 기술되어 있다(Jeon et al, 2012).
3. 결과 및 고찰
3.1 다중이용시설 내 PAHs 농도분포 특성
조사대상 총 8개 시설군 총 32개 시설에서 조사한 24종의 총(입자상+가스상) PAHs(PAHs) 농도는 Fig. 2 와 같이 지하역사에서 가장 높은 농도를 보였으며, 인 터넷 컴퓨터 게임시설 제공업 영업시설 > 대규모 점포 Table 1. A summary of instrumental and analytical conditions of GC/MSD
Instrument Instrumental Conditions
GC Agilent technologies 6890
Detector MS (Agilent technologies 5973N) Column J&W HP-5 (30 m × 0.32 mm × 0.25µm)
Column flow 1.5 ml/min
Purge flow He (99.999%), 20.0 ml/min
Inlet temperature 300oC
GC Temperature Program 60oC (5 min)→ 10oC/min→ 200oC (5 min)→ 10oC/min→ 200oC (5 min)→ 310oC (10 min)→ 320oC (5 min)
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실내환경 및 냄새 학회지 제13권 제1호 (2014년 3월)
> 실내주차장 > 자동차 대합실 > 영화상영관 > 보육시 설 > 노인의료복지시설 순으로 조사되었다. 지하역사 와 인터넷 컴퓨터 게임시설 제공업 영업시설이 다른 조사시설에 비해 높은 PAHs 농도 경향을 보였는데, 이 는 설문조사에서도 나타났듯이 이용자들의 흡연과 자 동차 배기가스가 주 원인으로 판단되며, 기타 난방 및 환기시설 등도 어느 정도 영향이 미쳤을 것으로 보인 다. 상대적으로 직접적인 자동차 및 외기 영향이 적을 것으로 보여지는 노인의료복지시설, 보육시설과 영화 상영관 시설에서는 낮은 농도를 보였고, 다양한 제품이 다량으로 존재하는 대규모 점포와 자동차 배출가스 영 향이 미치는 자동차 대합실에서는 이보다 더 높은 PAHs 농도를 보였다.
조사대상 시설별 총 PAHs 농도 중 입자상 PAHs 농 도가 높은 시설로는 인터넷 컴퓨터 게임시설 제공업 영업시설로서 총 입자상(ΣPAHs) 농도는 21.5 ng/m3의 수준을 보였다. 인터넷 컴퓨터 게임시설 제공업 영업시 설의 경우 다른 조사시설군과 비교할 시 실외공기 유 입을 위한 환기시설이 거의 설치되어 있지 않는 상태 이다. 또한, 실내공간을 흡연과 비흡연 구역으로 구분 하고는 있으나, 비흡연 구역이 완전히 밀폐된 상태로 운영되고 있지 않기 때문에 흡연구역에서 이용자가 흡 연 시 배출되는 가스가 비흡연 구역으로 거의 유입되 고 있는 것이 대부분이다. 기존 국외 연구사례를 보면 입자상 PAHs 농도 비율은 흡연 시가 비흡연 시 보다 실내환경에서 5% 정도 높게 조사되고 있으며, PAHs 성분들 중 독성등가지수가 높은 benzo(a)pyrene 성분 경우 3~5배 높게 관측되는 것으로 보고되고 있다(Mal-
colm and Dobson, 1994; Castro, D., 2011). 따라서 본 연구에서도 이러한 흡연의 영향으로 인해 입자상 PAHs 농도가 높게 나타난 결과로 보여진다.
총 PAHs 농도 중 가스상 PAHs 농도가 가장 높은 시설로는 지하역사 시설로서 가스상(ΣPAHs) 농도가 71.7 ng/m3으로 가장 높게 검출되었고, 주요 성분으로 는 벤젠고리 2개의 naphthalene(27%) 성분과 고리 3개 의 acenaphthene(35%), phenanthrene(20%) 성분이 총 가스상 PAHs 중 82%를 차지하고 있었다. 지하역사와 자동차 터널의 경우 어느 정도 밀폐된 공간에서의 운 송수단 통로라는 공간적 유사성을 고려할 때, 국내 자 동차 터널내에서 조사된 기존 연구에서 비교적 저분자 물질인 벤젠고리 3개의 phenanthrene 성분이 고농도로 조사되고 있어 본 연구결과가 일부 성분이 유사한 경 향을 보였다(Park et al,, 2004). 그러나 실제 디젤과 가 솔린을 연료로 사용하는 자동차와는 다르게 지하철의 경우 전기를 동력원으로 사용한다. 따라서 자동차 터널 보다 직접적인 배기가스의 영향은 적을 것으로 보여지 며, 지하철 자체의 배출 보다는 지하역사 건축물 내에 서의 배출 활동과 실외 외기의 유입으로 인한 영향이 많을 것으로 보여진다. 전기를 동력으로 사용하는 지하 철의 실내 입자상 PAHs를 조사한 기존 연구사례에서 는, 고리 4개의 fluoranthene, pyrene 성분이 총 PAH의 40%를 차지하는 것으로 보고하고 있다. 영향요인으로 위에서 언급한 바와 같이 터널의 환기 및 디젤엔진, 철도레일에 사용되는 나무침목(타르성분의 방부제가 쓰인) 등 주로 지하역사 실외에서의 유입을 실내오염 원으로 추정하고 있으나 명확히 확인된 바는 없다 Fig. 2. The total PAHs concentration of gas and particulate in public facilities.
(Fromme, et al., 1998). 국내의 지하역사는 지하철 터 미널로서의 역할뿐만 아니라 소비를 위한 다목적인 이 용공간으로 활용도가 커지고 있기 때문에 PAHs의 배 출원 또한 다양해 질 것으로 예측되므로, 이에 대한 추 가적인 연구가 이루어져야 할 것이다.
3.2 PAHs 오염원 목록표 작성
다중이용시설 내 실내공기 중 PAHs 농도에 영향을 미치는 오염원 확인을 위해서는 다양한 PAHs 발생원 에 대한 오염원 목록표(source profile)별 구성물질 성분 비(source fingerprint) 확인이 필수적이다. 그러나 현재 국내 실내환경에서의 PAHs 발생원 연구 자료는 거의 전무하여 실내오염원 확인은 매우 어렵다. 따라서 본 연구에서는 PAHs 실내 기원 발생원으로서 담배, 향, 양 초, 생활용품, 난방, 조리 등의 주요 발생원의 물질별 구성 성분비를 파악하기 위해 외국의 관련 문헌 조사와 함께 일부 항목(고기구이, 샴푸, 향)에 대해 챔버실험을 수행하여 배출목록을 Table 2에 작성 비교 정리하였다.
실내환경에서 PAHs 물질을 배출시키는 주요 행위로 서 조리과정을 들 수 있으며, 다양한 재료와 사용연료, 조리법에 따라 PAHs 배출특성은 달라진다. 벤젠 고리 수 3개를 가지는 PAHs들은 주로 가스를 이용한 튀김 등 요리 행위로부터 방출되는 기름 연기(oil fumes)에 서 생성되며, phenanthrene과 acenaphthene 성분은 낮 은 온도에서 이루어지는 요리로부터 생성되나, 분자량 이 큰 PAHs 물질은 고기를 굽는 과정이나 불완전 연 소에 의해 생성되는 것으로 알려져 있다(Masih et al., 2010). 본 연구에서는 고기류 구이 시 배출되는 PAHs 를 직접 조리과정 시 측정하는 방법과 기존 문헌에서 보고된 연구결과를 바탕으로 PAHs 성분비를 조사하였 다. 고기를 구웠을 시 PAHs 물질 배출특성을 보면, 생 선류(고등어, 조기)와 돼지고기 모두 naphthalene과 phenanthrene 성분은 170.6~200.0 ng/m3의 농도범위에 서 총 ΣPAHs(입자상+가스상)에 대한 성분 비율은 18.6~21.5%으로 가장 높게 나타났다. Zhu and Wang (2003)의 연구결과, 돼지고기 구이 시에는 naphthalene 성분이 17.8%로 본 연구결과와 비슷한 수치를 보였으 나, 생선류 구이 시에는 60.1%로 본 연구결과에 비해 3배 정도 높게 나타났다. 또한 돼지고기 구이 시에는 naphthalene 성분 뿐만 아니라 acenaphthene 32.9%, benzo(a)anthracene 19.2% 성분들도 높게 검출되었다.
기존 연구결과와 본 연구 모두 공통적으로 생선류 보 다 육류인 돼지고기 구이 시에 농도가 높은 것을 확인 할 수 있었다. 소고기의 경우 돼지고기 구이 시와 동일 하게 naphthalene과 phenanthrene 성분에서 농도값과
구성비율 또한 유사한 수준으로 조사되었다. 또한, Zhu and Wang (2003)의 연구에서는 조리방법을 달리 하여 PAHs를 측정한 결과 굽기 > 튀김 > 끓임 순으로 농도가 높다고 보고하고 있다.
또 다른 PAHs 배출원으로서 종교적 목적 및 장례용 으로 주로 이용되고 있는 향(incense)의 배출특성을 조 사한 결과, 챔버실험을 통해 조사된 국내 향의 가스상 PAHs 주요 구성성분은 naphthalene 77.4%, acenaph- thene 11.2%으로 검출되고 있었다. 대만의 향 3종에서 배출되는 가스상 PAHs 연구결과에서는 주요 구성성분 으로 acenaphthylene 24.9%, fluorene 19.5%, pyrene 15.1%, 순으로서 주로 벤젠 고리 3~4개 그룹이 높은 것으로 보고되었다(Lin et al., 2002). 그러나 본 연구 챔버실험에서는 벤젠 고리 2~3개의 PAHs 성분들에서 많이 검출되어 대만에서 조사된 PAHs 구성비와는 다 소 차이를 보였다. 샴푸의 경우 국내에서 시판되고 있 는 5종을 각 3회씩 챔버실험을 통하여 가스상 PAHs를 분석한 결과, 주요 구성성분은 acenaphthene(80.2%)과 naphthalene(16.6%)으로 조사되었으며, 향과 같이 주로 벤젠 고리 2~3개의 성분들이 많이 배출되는 것을 확인 하였다.
흡연은 실내공기 중 PAHs의 주요한 배출원으로서 확인되어지며(Castro, 2011), Lu and Zhu (2007)는 중 국에서 생산되는 담배 12종을 선정하여 챔버실험을 통 해 배출되는 17종 PAHs의 가스상과 입자상 성분을 조 사하였다. 그 결과 담배에 의한 가스상 PAHs 농도 합 은 3,500 ng/m3, 입자상 PAHs 농도 합은 1,152 ng/m3 으로, 담배에 의해 배출되는 총 PAHs(ΣPAHs) 농도 중 75.2%가 가스상으로 배출되고 있었다. 담배에 의한 PAHs(입자상+가스상) 주요 구성성분은 naphthalene 40.6%, fluorene 12.8%, acenaphthene 9.9%, phenan- threne 6.3%, fluoranthane 6.1%, acenaphthylene 5.1%
으로 주로 분자량이 작은 벤젠 고리 2~4개의 PAHs 물 질들이 주요 배출성분으로 확인되고 있었다.
양초는 장식 및 종교적인 목적으로 주로 사용되며, 왁스의 불완전연소에 의해 PAHs 물질들이 발생된다.
Orecchio, et al. (2011)는 12종의 양초를 대상으로 양 초 사용 시 발생하는 가스상과 입자상 PAHs의 주요 성분들의 배출특성을 조사한 결과, 양초 종류에 따라 PAHs 농도와 배출조성이 다양한 것을 확인할 수 있었 고, 12종 양초의 평균적인 PAHs 구성성분은 phenan- threne 21.9%, naphthalene 15.2%, acenaphthene 12.3%, acenaphthylene 9.5%, anthracene 9.3% 등 주로 벤젠 고리 2~3개의 저분자량 물질들에서 많이 배출되고 있 음을 보고하고 있다
다중이용시설 내 PAHs 농도분포 특성 및 오염원 추정67
실내환경 및 냄새 학회지 제13권 제1호 (2014년 3월)
Table 2. Various PAHs source profile of emitted materials
Compounds
Incense Shampoo Broil
Pork
Broil Fish
Pork /Fish
Broil Pork
Broil Fish
Pork /Fish
Broil Beef
Tobacco smoke
Decorative candles
1)Taiwan This study This study 2)China This study 3)China 4)Italy
Gas (ng/g), (%)
Gas (ng/g) (%)
Prticulate + Gas (µg/m3/kg), (%)
Prticulate + Gas (ng/m3), (%)
Prticulate + Gas (ng/m3), (%)
Prticulate + Gas (µg/kg), (%) Naphthalene 48.3(2.2) 162.14(77.4) 19.8(16.6) 1.3(17.8) 1.1(60.1) 1.2 196.1(18.6) 170.6(18.3) 1.1 190.0(23.4) 1871.1(40.6) 2.2(15.2) Acenaphthylene 556.8(24.9) 6.28(3.0) 0.4(0.3) *na na - 51.0(4.8) 53.1(5.7) 1.0 40.9(5.0) 236.3(5.1) 1.4(9.5) Acenaphthene 66.1(3.0) 23.48(11.2) 95.6(80.2) 2.4(32.9) 0.1(5.5) 23.0 25.5(2.4) 38.4(4.1) 0.7 26.4(3.2) 454.7(9.9) 1.8(12.3) Fluorene 434.6(19.5) 2.91(1.4) 0.8(0.7) 0.3(4.7) 0.1(7.1) 1.1 101.9(9.7) 77.7(8.3) 1.3 67.9(8.3) 589.6(12.8) 1.2(7.9) Phenanthrene 45.2(2.0) 6.87(3.3) 0.4(0.3) 0.2(2.5) 0.04(2.3) 4.9 190.1(18.1) 200.2(21.5) 0.9 169.1(20.8) 289.9(6.3) 3.2(21.9) Anthracene 80.6(3.6) 1.62(0.8) 0.1(0.1) 0.1(1.8) 0.04(2.3) 3.0 74.3(7.1) 49.3(5.3) 1.5 41.6(5.1) 69.9(1.5) 1.4(9.3) Fluoranthene 159.9(7.2) 2.02(1.0) 0.2(0.2) 0.4(5.9) 0.2(8.2) 2.2 75.1(7.1) 54.1(5.8) 1.4 47.7(5.9) 283.1(6.1) 0.4(2.6) Pyrene 338.0(15.1) 1.31(0.6) 0.2(0.2) 0.6(7.5) 0.2(8.2) 3.3 156.9(14.9) 63.6(6.8) 2.5 52.6(6.5) 179.7(3.9) 0.4(2.6) Benzo[a]anthracene 42.4(1.9) 0.29(0.1) 0.1(0.1) 1.4(19.2) nd - 25.4(2.4) 20.6(2.2) 1.2 20.8(2.6) 44.9(1.0) 0.3(1.7) Chrysene 145.5(6.5) 0.50(0.2) 0.1(0.1) 0.1(1.9) 0.03(1.5) 4.8 19.1(1.8) 20.0(2.1) 1.0 16.4(2.0) 38.8(0.8) 0.4(3.0) Benzo[b]fluoranthene 24.0(1.1) 1.08(0.5) 0.6(0.5) na na - 19.5(1.9) 22.8(2.4) 0.9 15.8(1.9) 201.1(4.4) 0.6(4.2) Benzo[k]fluoranthene 6.9(0.3) 0.45(0.2) 0.3(0.3) 0.3(3.6) 0.04(2.0) 6.9 18.8(1.8) 22.8(2.4) 0.8 12.6(1.5) 53.5(1.2) 0.6(4.0) Benzo[e]pyrene 2.7(0.1) 0.24(0.1) 0.1(0.1) 0.1(1.1) 0.01(0.5) 7.7 43.5(4.1) 56.5(6.1) 0.8 48.0(5.9) na 0.4(2.6) Benzo[a]pyrene 62.4(2.8) 0.22(0.1) 0.2(0.1) 0.1(1.2) 0.04(2.2) 2.2 42.8(4.1) 65.6(7.0) 0.7 49.6(6.1) 46.9(1.0) 0.3(1.8)
Indeno[1,2,3-cd]pyrene 8.2(0.4) 0.06(0.03) nd na na - 4.3(0.4) 4.5(0.5) 1.0 nd 36.2(0.8) 0.1(0.7)
Dibenz[a,h]anthracene 22.0(1.0) nd 0.3(0.2) na na - 7.9(0.7) 12.7(1.4) 0.6 13.9(1.7) 11.9(0.3) 0.1(0.5)
Benzo[ghi]perylene 190.0(8.5) 0.05(0.02) 0.2(0.1) na na - **nd nd nd nd 203.5(4.4) 0.04(0.3)
Total-PAHs 2233.5 209.5 119.2 7.299 1.831 - 1052.2 932.5 - 813.2 4611.1 14.62
Reference: 1) Lin et al. (2002), 2) Zhu and Wang (2003), 3) Lu and Zhu (2007), 4) Orecchio (2011)
*na: not available, **nd: not detected or below detection limit
3.3 통계학적 분석을 이용한 오염원 추정
본 연구에서는 다양한 다중이용시설 내 실내공기 중 PAHs 주요 배출원별 오염원 확인을 위해 요인분석 (factor analysis)을 실시하였으며, 통계분석을 위해 SPSS version 20.0(IBM SPSS Statistic, USA)을 이용 하였다. 요인분석은 분석하고자 하는 다수의 변수들을 상관행렬 구조 형태의 통계적 모형으로 구축한 후, 이 를 바탕으로 변수들 간의 공분산 또는 상관관계를 파 악하여 소수의 인자로 유도하는 통계기법이다(Gor- such, 1983). 요인분석을 통하여 실내공기 중 PAHs 농 도에 영향을 미치는 배출원을 확인하기 위해서는, 요인 의 수를 결정하기 위한 각각의 인자로 설명할 수 있는 분산의 총합인 고유치(eigenvalue)가 1 이상인 인자를 채택하였으며, 직교회전(orthogonal rotation) 방법인
VARIMAX법을 이용하여 인자부하량을 산출하였다.
또한 각각의 요인에 대한 기여도를 계산하여 입자상 및 가스상 PAHs에 대한 발생원을 추정하였다. Table 3 과 Table 4는 실내 입자상과 가스상 PAHs 농도 각각 의 VARIMAX 회전된 요인행렬을 나타낸 것이다. 요 인분석의 경우 요인 패턴의 구조를 단순화시켜서 요인 에 대한 해석을 보다 쉽게 하기 위해서 요인축을 회전 시킬 필요가 있다.
현재 국내에서는 실내환경 중 PAHs에 대한 발생원 연구 자료가 매우 부족한 관계로 발생원을 구분하기가 어려울 뿐만 아니라, 본 연구인 다중이용시설을 대상으 로 발생원에 대한 연구는 수행되지 않았다. 따라서 본 연구에서 제시하는 배출원별 오염원 추정은 앞 절의 국내,외 PAHs 오염원 목록표의 연구자료를 참고하였 Table 3. Source estimation of particulate PAHs by factor analysis
PAHs factor 1 factor 2 factor 3 factor 4 factor 5 factor 6
Nap .079 .122 -.040 -.229 .086 .045
Acel .223 .000 -.038 .029 .650 -.064
Ace .224 .087 -.074 .786 .049 .099
Flu .114 .526 -.016 -.356 .247 .235
Phe .004 .922 -.030 -.105 -.092 -.193
Ant .013 .903 .030 -.113 -.016 -.102
Fluor .206 .842 -.118 .162 .072 .232
Py .224 .801 .226 .203 .024 .265
BcPhe .651 .146 -.128 .545 .098 .460
BaAce .689 .208 .008 .306 -.017 .493
Chry .808 .262 .201 .070 .138 -.010
BbFluor .841 -.010 .133 .158 .056 .022
Bj,kFluor .895 .100 .020 -.081 -.155 .190
DMaAnt .694 .115 -.082 -.172 -.079 .425
BeP .814 .054 .168 -.090 .195 .172
BaP .559 .113 .386 .315 .215 .258
MCAnt -.013 .029 -.046 -.085 .763 .066
IcdP .843 .048 -.006 -.012 .199 -.194
DahAnt .763 .092 .046 .146 .176 .117
BghiP .899 .026 .106 .020 -.004 -.134
DahP .292 .087 .794 -.082 -.017 -.075
DaiP -.015 -.022 .700 -.004 -.058 .026
DalP .074 -.025 .795 .039 -.026 -.004
Eigenvalue 6.922 3.510 2.100 1.490 1.310 1.091
Total variance (%) 30.1 15.3 9.1 6.5 5.7 4.7
Sources classification
Cooking, Indoor
combustion Smoking
Incoming outdoor Air,
traffic
Unconfirmed Unconfirmed Unconfirmed
다중이용시설 내 PAHs 농도분포 특성 및 오염원 추정 69
실내환경 및 냄새 학회지 제13권 제1호 (2014년 3월) 으며, 외기 발생원에 대한 추정으로서 Khalili, et al.
(1995)의 디젤 및 가솔린 엔진, 난방연료, coke oven, 목재연소 시 발생하는 PAHs 성분표를 참고하였다. 조 사대상 다중이용시설 내 입자상 및 가스상 PAHs를 분 류하고 발생원에 대한 정성적인 기여도를 평가하기 위 해 분석된 24개 개별 PAHs 성분에 대한 요인분석을 수행한 결과, 입자상 및 가스상 PAHs의 요인이 각 6개 로 분류되었다.
Table 3과 같이 입자상 PAHs 요인분석 결과 도출된 6개의 요인은 총 분산의 71.4%를 설명할 수 있었다.
요인 1은 chrysene, benzo(j+K)fluoranthene, benzo (e)pyrene, indeno(1,2,3-cd)pyrene, dibenz(a,h)anthracene, benzo(g,h,i) perylene 등으로 총 분산의 30.1%를 설명 하며 고유치는 6.92로 나타났다. 요인 2는 phenan- threne, anthracene, fluoranthene, pyrene 등으로 15.3%
를 설명하며 고유치는 3.51로 나타났다. 요인 3은 dibenzo(a,h)pyrene, dibenzo(a,i)pyrene, dibenzo(a,l)pyrene 등으로 총 분산의 9.1%를 설명하며 고유치는 2.1로 나 타났다. 요인 4는 고유치가 0.6을 초과하는 성분은 acenaphthene 하나로 총분산이 6.5%, 고유치는 1.49로
나타났다. 요인 5는 acenaphthylene과 3-methylcholan- threne이 고유치 0.6을 초과하는 성분으로 총분산의 5.7%를 설명하며 고유치는 1.3으로 나타났다. 요인 6 은 고유치 0.6을 초과하는 성분이 없었다. 앞장에서 조 사한 국외 연구자료와 본 연구에서 수행한 챔버실험 결과자료를 참고하여 요인분석 결과에 따른 입자상 PAHs 오염원을 추정해 보면, 요인 1은 4개 고리를 갖 는 chrysene, 고리 5개인 benzo(j+K)fluoranthene, benzo (e)pyrene와 고리 6개인 indeno(1,2,3-cd)pyrene, dibenz (a,h)anthracene, benzo(g,h,i)perylene 그룹으로 결정되 었다. 3개 고리를 가지는 PAHs는 주로 요리에 의한 기 름 연기이며(Masih et al., 2010), 4개 고리를 가지는 PAHs인 fluoranthene 성분은 주로 흡연이나 가스연료 에서 발생되며, 비흡연 지역에서는 가스연료로부터 배 출되는 것으로 알려져 있다(Somenata and Bonnie, 1995). 고리 5~6개의 PAHs는 실내 연소과정에 의한 것보다는 가솔린 연소 엔진과 같은 실외 발생원에서 방출된다고 보고되고 있다(Miguel, et al., 1998; Zhu, et al., 2009). 따라서 요인 1은 요리, 가스연료 및 실내 연소시설 등 다양한 배출원에 의한 영향 요인으로 추 Table 4. Source estimation of gas PAHs by factor analysis
PAHs factor 1 factor 2 factor 3 factor 4 factor 5 factor 6
Nap -.001 .234 .145 .464 .027 .004
Acel .019 .175 -.096 .960 -.085 .086
Ace .001 -.113 .391 -.120 -.048 -.042
Flu -.018 .343 -.073 .107 -.022 .066
Phe .273 .619 -.134 .318 .213 .074
Ant .166 .706 -.207 .350 .084 .232
Fluor .126 .924 -.035 .069 .013 .121
Py .030 .768 -.049 .055 -.043 -.005
BcPhe .665 .344 .195 -.092 -.004 .430
BaAce .760 .118 -.078 .045 .128 -.133
Chry .877 .357 .006 .059 .030 .088
BbFluor .829 -.109 .208 .022 .130 .003
BjkFluor .512 -.211 .544 -.070 .004 .210
BeP .229 -.029 .254 -.065 .716 -.043
BaP .024 .088 -.055 .009 .626 .325
IcdP .132 -.032 .895 .054 .001 .084
DahAnt .017 .135 .030 .092 .154 .752
BghiP -.026 -.046 .482 -.013 .272 -.065
Eigenvalue 2.932 2.887 1.739 1.429 1.101 1.026
Total variance (%) 16.3 16.0 9.7 7.9 6.1 5.7
Sources classification
Cooking, Indoor
combustion Smoking Incoming
outdoor Air Air fresheners Unconfirmed Unconfirmed
정된다. 요인 2는 고리 수 3~4개를 갖는 성분들(phen- anthrene, anthracene, fluoranthene, pyrene)로서 담배 성분 목록표와 비교하면 입자상 PAHs의 성분비와 유 사하여 요인 2는 흡연에 의한 영향 요인으로 추정하였 다. 요인 3은 고리 6개를 가진 고분자 물질(dibenzo (a,h)pyrene, dibenzo(a,i)pyrene, dibenzo(a,l)pyrene)로 서 휘발유 자동차 및 디젤 차량에서 기인한다고 볼 수 있으며(Masih et al., 2010), 또한 최근 스웨덴의 연구 결과에 의하면 타이어 마모에 의해 다량의 dibenzo- pyrene이 배출되는 것으로 보고되고 있다(Sadiktsis, et al., 2012). 따라서 요인 3은 주로 자동차 연소 및 타이 어 마모 등에 의한 것으로서 실외공기 유입에 의한 영 향으로 추정된다. 그 밖에 분류된 3개 요인은 구성성분 의 고유치가 0.6을 초과한 성분이 없거나 1~2개 성분 으로 분류되어 발생원 목록이 있더라도 발생원을 확인 할 수 없었다.
Table 4와 같이 가스상 PAHs의 요인분석 결과 도출 된 6개의 요인은 총 분산의 61.8%를 설명할 수 있었다.
요인 1은 benzo(c)phenanthrene, benz(a)anthracene, chrysene, benzo(b)fluoranthene 등으로 총분산 16.3%
을 설명하며 고유치는 2.93으로 나타났다. 요인 2는 phenanthrene, anthracene, fluoranthene, pyrene 등으로 16.0%를 설명하며 고유치는 2.89로 나타났다. 요인 3 은 indeno(1,2,3-cd)pyrene으로 총분산의 9.7%를 설명 하며 고유치는 1.73으로 나타났다. 요인 4는 고유치가 0.6을 초과하는 성분이 acenaphthene 하나로 총분산의 7.9%를 설명하며, 고유치는 1.42로 나타났다. 요인 5는 benzo(a)pyrene이 총분산의 6.1%를 설명하며 고유치는 1.1로 나타났다. 요인 6은 dibenz(a,h)anthracene이 총분 산의 5.7%를 설명하며 고유치는 1.02로 나타났다. 가 스상 PAHs 요인분석 결과도 입자상 PAHs의 분류 성 분에 대부분 포함된 것으로서 발생원이 유사할 것으로 판단된다. 이 역시 국내의 발생원 목록 부재로 인해 발 생원 정보를 확인할 수 없지만, 외국 문헌을 통하여 볼 때 요인 1인 요리 및 실내연소에 기인하며, 요인 2는 흡연, 요인 3인 자동차 등의 외기 유입으로 추정하였다.
요인 4의 성분은 acenaphthene으로 국내 샴푸를 분석 한 자료와 유사하게 acenaphthene이 높게 나타남에 따 라 방향제(향료 포함) 등 생활용품의 영향으로 추정되 며, 요인 5, 6은 오염원을 확인할 수 없었다. 실내공기 중 PAHs 물질 노출에 따른 건강영향의 중요성을 감안 할 때 국내 다중이용시설 내에서 발생될 수 있는 오염 원 목록표(source profile) 작성을 위해서는 원단위(배 출계수 등) 산정 등 별도의 추가적 연구를 통한 보완이 필요하다.
4. 결 론
본 연구에서는 다중이용시설 8개 시설군의 실내공 기의 미세먼지(PM2.5) 중 입자상 및 가스상 PAHs의 농도분포 특성을 파악하고, 실내 PAHs 방출물질의 오염원 목록표(source profile)를 작성하여 통계분석 을 수행 PAHs의 주요 오염원을 추정한 결과 다음과 같다.
1. 지하역사와 인터넷 컴퓨터 게임시설 제공업 영업 시설에서 다른 조사 대상시설에 비해 높은 농도 경향 을 보였다. 지하역사는 자동차 배기가스의 영향이, 인 터넷 컴퓨터 게임시설 제공업 영업시설은 흡연이 주 원인으로 판단되며, 상대적으로 직접적인 자동차 및 외 기의 영향이 적을 것으로 보이는 노인의료복지시설, 보 육시설, 영화상영관에서는 낮은 농도를 보였다. 다양한 제품이 다량으로 존재하는 대규모 점포와 자동차의 영 향이 미치는 자동차 대합실은 다소 높은 PAHs 농도 수준을 보였다.
2. PAHs 발생원에 대한 구성물질 성분비(source fin- gerprint) 확인 결과, 고기류 구이 시생선류와 육고기 모두 naphthalene과 phenanthrene 성분은 총(입자상+가 스상) PAHs에 대한 성분의 비율이 가장 높게 나타났 으며, 생선류 구이 시 보다 육류인 돼지고기 구이 시에 농도가 높은 것을 확인 할 수 있었다.
3. 향(incense)을 조사한 결과, 국내 향에서는 가스상 PAHs의 주요 구성성분은 naphthalene(77.4%), acenaph- thene (11.2%)이 대부분을 차지하였고, 대만의 향에서 는 acenaphthylene(24.9%), fluorene(19.5%), pyrene (15.1%) 성분들이 높은 것으로 나타났다. 국내에서 시 판되는 샴푸에서는 가스상 PAHs 중 acenaphthene (80.2%)과 naphthalene (16.6%) 성분이 주요 구성 성분 으로 조사되었으며, 양초의 총(입자상+가스상) PAHs 구성성분은 phenanthrene(21.9%), naphthalene(15.2%), acenaphthene (12.3%) 등 주로 벤젠 고리 2~3개의 저 분자량 물질인 것으로 조사되었다.
4. 다중이용시설 내 실내배출원에 대한 입자상 PAHs 의 요인분석 결과 도출된 6개의 요인 중 주요 요인은 3가지이며, 요인 1은 요리, 가스연료 및 실내 연소시설 등 다양한 영향 오염원으로 나타났고, 요인 2는 흡연에 의한 오염원, 요인 3은 자동자 배기가스에 의한 오염원 으로 추정된다. 가스상 PAHs의 요인분석 결과는 입자 상 요인분석 결과와 유사하였으며, 추가적으로 방향제 와 같은 요인들이 실내오염에 기여하는 오염원으로 추 정되었다.
다중이용시설 내 PAHs 농도분포 특성 및 오염원 추정 71
실내환경 및 냄새 학회지 제13권 제1호 (2014년 3월)
감사의 글
The research was supported by a grant from the Academic Research Program of Korea National Uni- versity of Transportation in 2013.
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