미국은 1950년대 LA 스모그 사건과 같은 심각한 대기오염을 겪으면서 체계적이고 과학적인 대기질 관리 제도 구축과 대기오염 모니터링 및 방지 기술이 발전되어왔다. 미국의 연방정부에서 1963년에 제정한 청정공기법과 1970년에 제정한 대기질법을 근거로 미국 Environmental Protection Agency (EPA)는 대기환경기준이라 할 수 있는 National Ambient Air Quality Standards (NAAQS)를 결정하였다 (EPA, 1970, 1963). 이러한 법·제도를 기반으로 1971년에 최초로 SO₂, 이산화질소 (NO₂), 광화학 옥시던트 (Ox), 총먼지 (TSP), 일산화탄소 (CO), 탄화수소 (HCs)에 대한 대기환경기준을 설정하였으며, 1978년에 납 (Pb)에 대한 대기환경기준을 설정하고, HCs 및 TSP 기준을 폐지, PM₁₀ 및 PM_2.5 기준을 신설하는 등 잦은 환경기준 개정을 겪어왔다 (EPA, 2006, 1990, 1977).

미국에서는 1979년 기준항목 Ox를 O₃으로 변경하여 관리하다가, 1997년에 O₃ 1시간 기준을 폐지하고 8시간 기준을 신규로 설정하였다. 이는 대기 중 O₃ 오염도 저감 효과가 미미하다는 전문가 그룹의 과학적 평가를 기반으로, O₃ 관리정책의 실효성 및 기준 달성 제고를 위한 기준 완화의 성격을 띠고 있다 (EPA, 1997). 이후 대기 중 O₃ 오염도가 감소함에 따라 2008년과 2015년에 O₃ 기준치를 강화한 바 있다 (EPA, 2015, 2008). 이처럼 미국은 정기적이고 체계적인 대기환경기준 평가를 통해 대기환경기준이 대기환경 실정과 시기에 맞게 행정 목표치의 역할을 할 수 있도록 기준치 및 초과기준 개정을 수행하고 있다.

유럽연합 (EU)은 1980년에 SO₂, 미세먼지 (PM)를 관리하기 위한 지침을 마련하였으며 (EC, 1980), 1982년부터 1992년에 걸쳐 Pb, NO₂, O₃을 관리하기 위한 지침을 마련하였다 (EC, 1992, 1985, 1982). 또한 2001년에 국가별 배출량 상한지침을 채택하여 SO₂, 질소산화물 (NOx), 휘발성유기화합물 (VOCs) 및 암모니아 (NH₃)의 4가지 대기오염물질에 대한 국가별 배출량 제한을 설정하였다 (NECD, 2001). 뒤이어 2005년에는 대기오염에 관한 주제별 전략을 계획하여 위해도 중심의 대기오염물질 관리를 진행하였다. 우리나라보다 훨씬 앞선 2008년에 처음으로 PM_2.5의 대기환경기준을 도입하여 현재 우리나라와 같은 8종의 물질을 대상으로 대기환경기준을 설정하고 있다 (EC, 2016, 2008, 2005).

1952년 영국의 런던 스모그 사건은 석탄 연소에 따른 SO₂ 오염의 심각성을 일깨웠으며 이를 계기로 영국은 1956년 청정공기법을 제정하였다 (EC, 1956). 이후 1989년에 EU의 관리지침을 반영하여 SO₂, NO₂, PM, Pb에 대한 기준을 도입하였다 (EC, 1989). 1997년에는 CO와 벤젠 등 신규물질에 대한 기준을 제정하고 PM에 대한 기준에서 PM₁₀의 기준으로 전환하였다 (EC, 1997). 이후 청정공기법 개정과 EU의 지침을 반영하여 현재까지 SO₂, NO₂, O₃, PM₁₀ 및 PM_2.5 등 12종 물질의 환경기준을 설정하여 관리하고 있다 (EC, 2016).

WHO는 1958년도부터 대기오염이 인체에 미치는 건강 영향 관점에서 대기오염물질이 건강에 미치는 영향에 대하여 검토하였으며, 이를 근거로 1980년 대 중반부터 현재까지 대기오염물질에 관한 4번의 Air Quality Guideline (AQG)을 발간하였다 (WHO, 2021). 대기질 지침은 전 세계 국가의 의사 결정자들이 대기질 관리에 대한 판정기준 (criteria)과 목표를 설정하는 데 도움을 주는 도구로 널리 사용되었다.

1987년과 2000년에 발간된 첫 번째 및 두 번째 AQG는 28개 항목의 유·무기 대기오염물질의 권고치 설정에 대한 과학적 근거를 만들었다 (WHO, 2000, 1987). 그간 유럽 대기환경을 대상으로 했던 기존 보고서와 달리 2005년에 발간된 세 번째 AQG는 세계 각국에서 참고할 수 있도록 전 세계를 대상으로 하였다. 또한, PM₁₀ 및 PM_2.5를 포함하여 O₃, NO₂, SO₂의 위해성 평가와 저감정책을 결정하는 목표설정의 관점에서 권고치와 잠정목표치를 제시하였다 (WHO, 2006). 가장 최근인 2021년에는 기존 AQG보다 낮은 농도에서의 장·단기 노출이 사망률과 유병률에 미치는 영향이 증가하는 새로운 연구 및 역학조사 결과가 제시됨에 따라, 네 번째 보고서를 발간하여 PM₁₀, PM_2.5, O₃, NO₂, SO₂, CO 등 6가지 기준성 대기오염물질에 대한 권고치 (guideline)와 잠정목표 (interim target) 기준을 변경한 바 있다 (WHO, 2021).

우리나라는 1963년에 공해방지법이 제정됨에 따 라 대기오염물질 측정을 시작하였으며, 1978년에 SO₂에 대한 대기환경기준을 최초로 설정하였다. 1978년부터 2018년까지 총 7차례에 걸쳐 대기환경기준 항목 및 기준치를 개정하였으며 이는 표 1에 자세히 정리하였다. 현재는 SO₂, CO, NO₂, O₃, PM₁₀, PM_2.5, 납, 벤젠의 8개 대기오염물질에 대하여 대기환경기준을 설정하고 대기질을 관리하는 행정 목표치로서 사용하고 있다. 1983년도에는 기존의 SO₂에 NO₂, CO, TSP, O₃, 탄화수소를 추가하였으며, 1991년도에는 납을 신규 기준물질로 추가하였다. 이를 만족시키기 위해 환경부는 사업장 배출허용기준을 설정하고 초과배출부과금 제도를 시행하였다. 1993년도에는 총먼지와 별도로 PM₁₀의 환경기준을 설정하며 대기환경관리의 관점이 입자상 물질에 의한 기관지 및 폐포 등의 건강영향을 고려한 인체 위해성 측면으로 전환되었다. 2001년도에는 TSP 기준을 삭제, SO₂, PM₁₀ 및 납의 기준을 강화하였으며, 대기환경기준 초과 여부 판정에 분위수 (percentile)의 개념을 새롭게 적용하였다. 또한 O₃ 8시간 평균화 기준에 대하여 기존의 블록평균 (block average)의 개념에서 이동평균 (moving average)의 개념으로 바꾸었다. 이는 농도 기준치의 변화는 없지만, 실제로는 기존의 1993년도의 기준에 비하여 훨씬 강화된 성격이라 할 수 있다 (ME, 2014).

2007년도에는 PM₁₀ 기준이 해외 기준 대비 완화된 수준이고, 물질의 유해성을 고려하여 연간 및 24시 간 기준을 각각 선진국 수준인 50 µg/m³ 및 100 µg/m³으로 강화하였다 (EC, 1999). NO₂ 또한 전 지역에서 기준을 만족함에 따른 기준 강화의 필요성이 제기되어, 연간, 24시간 및 1시간 기준을 각각 0.03 ppm, 0.06 ppm, 0.1 ppm으로 강화하였다. 이 외에도 발암성 등 인체 유해성으로 사회적 관심이 증가한 벤젠의 연간 기준을 유럽 수준인 5 µg/m³으로 신규 설정하였다 (EC, 2008; ME, 2007). 환경부는 당시 대기오염도가 가장 심각했던 수도권 지역을 대상으로 하는 수도권 대기오염물질 총량관리제를 실시하여 대기오염물질 환경부하의 집중 관리가 시작되었다.

2012년도에는 인체에 미치는 영향이 새롭게 제기되고 미국과 EU, WHO 등에서 이미 설정되어 관리 중인 PM_2.5 대기환경기준을 신규로 설정하였다 (ME, 2012; Jeon, 2010; WHO, 2006). 대기 중 PM_2.5에서 기인하는 호흡계 및 심혈관계 사망 등 PM_2.5의 위해성이 대두되고 우리나라 대도시의 PM₁₀ 중 PM_2.5의 비율이 약 50~80%의 상당히 많은 양으로 보고되며 (Do et al., 2014), 2018년도에는 WHO 및 미국 등 국외의 미세먼지 기준, 국외 미세먼지 유입 및 국내 대기질 현황 등을 고려하여 PM_2.5에 대한 연간 및 24시간 기준을 중간 목표치인 각각 15 µg/m³, 35 µg/m³으로 강화하였다 (ME, 2017).

그간 환경부는 미세먼지 관리대책, 대기환경개선 종합계획 등을 수립하여 지자체 및 대기관리권역별로 대기오염도를 저감하고 대기환경기준을 만족하도록 노력을 기울였다. 정부 및 지자체가 대기환경기준을 만족시키기 위한 수단으로서 수립·시행한 정책에 대한 자세한 내용은 3절에서 다루고자 한다.

현재 우리나라의 SO₂ 24시간 기준, NO₂ 1시간 기준 및 CO 기준은 최종 대기질 개선 목표 (criteria)로 볼 수 있는 WHO의 권고치와 유사한 수치이다. SO₂의 장기노출에 의한 인체 영향이 부족함을 근거로 하여 WHO 및 미국 EPA, EU에서는 SO₂의 1년 기준을 미설정하고 있으나 현재까지 우리나라는 0.02 ppm의 기준을 설정하고 있다. O₃의 경우 1시간 기준을 설정하고 있는 나라는 비교국 중 우리나라가 유일하며, 반대로 WHO만 유일하게 Peak season 제도를 적용하여 O₃ 관리의 효율성을 목표로 하고 있다. 입자상 물질에 대해서는 현재 우리나라 기준이 해외국가들에 비해 비교적 높은 농도 수준으로 설정되어 있다.

일반적으로 WHO의 권고기준은 순수하게 인체에 미치는 유해성에 관한 자료를 근거로 한 값이기 때문에 가장 엄격한 수치를 설정하고 있다. 각국은 이 자료를 바탕으로 사회나 국가의 특성, 즉 기술적 현황, 효과 비용, 사회·경제·지리적 조건 등을 고려하여 대기환경기준을 설정하기 때문에 WHO의 권고치에 비하여 완화된 수치를 도입하게 된다.

대기환경기준은 반드시 그 농도 수치에 도달해야 하는 절대적인 수치라기보다는 현실을 고려한 중간 단계의 행정목표이며, 현재 시행되고 있는 대기질 개선정책의 성과를 평가하기 위한 평가지표로서의 성격이 있다. 이에 일반적인 경우에서는 대기오염도 감소에 따른 기준치 강화가 필요하다. 그러나 미국의 O₃ 기준치 완화 개정 예시와 같이, 현재의 대기환경기준이 정책 효과를 판단하는 지표로서의 역할을 감당하기 어려운 상황이라면 과학적인 근거를 바탕으로 기준치를 완화하는 방향을 고려할 필요성이 있다 (Kim et al., 2021). 이처럼 향후 우리나라 대기환경기준 개정 시, 우리나라의 대기오염도와 기준 달성도, 저감 기술 수준, 정책 효과, 기타 사회·경제적 상황을 종합적으로 고려하여 객관적인 변경(안)을 제시할 수 있어야 할 것으로 판단된다.

표 3에 나타난 바와 같이 1963년 공해방지법부터 대기오염 배출허용기준을 정하였으나 당시 배출시설의 종류나 규모는 고려하지 않고 모든 시설에 공통적으로 적용되어 실질적인 배출저감을 기대하기는 어려웠다. 1978년 환경보전법 제정 이후 비로소 배출시설을 세분화하여 설정하고 일부 오염물질에 대한 본격적인 관리가 시작되었다 (ME, 2000). 대기오염물질 배출허용기준은 1991년부터 4년 단위로 단계별 허용기준을 예시하였다. 2000년에는 배출허용기준의 체계적 수립의 기반을 구축하였고, 2011년부터 사업장의 시설개선 및 보완에 소요되는 기간을 고려하여 배출허용기준 사전예고제를 시행하였다. 국내 사업장 배출허용기준 강화는 1996년, 2001년, 2007년, 2010년, 2015년 등 여러 차례 이루어져왔고 2020년부터 한층 강화된 사업장 배출허용기준이 적용되었다 (Lho, 2020).

2005년에는 염화비닐과 탄화수소에 대한 배출허용기준이 새로이 설정되었고 2007년 미세먼지, 이산화질소 등에 선진국 수준의 국가 대기환경기준의 강화와 더불어 반도체산업 등 첨단산업에 대한 대기오염물질 관리 필요성 및 1991년 대기환경보전법 제정 후 15년간 유지되었던 배출시설의 재분류 필요성이 제기되었다. 이에 2010년 SO₂, NOx, 먼지가 각각 100 ppm, NOx 100 ppm, 40 mg/m³으로 대기오염물질 배출허용기준이 대폭 강화되었고 배출시설의 세분화를 통한 분류체계 개선이 이루어졌다 (ME, 2006).

2015년에는 액체연료를 사용하는 일반 보일러 배출허용기준이 SO₂ 50~85%, NO₂ 30~50%, 먼지 50% 이상 강화되었으며, 발전용 내연기관 및 1차 금속 제조시설 등에서 SO₂ 20~50%, NO₂ 20~65%, 먼지 33~60% 강화되었다 (Lho, 2020).

2020년부터 사업장 배출허용기준이 한층 강화되었는데 주요 내용으로는 먼지 33%, 질소산화물 28%, 황산화물 32%, 암모니아 39%, 황화수소 26% 등 10종의 배출허용기준이 평균 30% 강화되었고 13종의 특정대기유해물질 배출기준은 평균 33% 강화되었다 (ME, 2019b). 이밖에 2024년까지 석탄발전소 6곳의 야외 저탄장 옥내화에 대한 의무가 신설되는 등 사업장 배출물질 관리를 위한 정책이 꾸준히 시행되었다 (표 3).

2020년 기준 CAPSS 배출량 자료를 참고하여 배출량의 많은 부분을 차지하는 발전시설에 대한 황산화물 배출허용기준을 그림 1에 나타냈다. 2015년부터 기체연료 사용시설과 바이오가스 이용시설에 관한 배출허용기준이 새로 설정되었고 액체연료 사용시설의 경우 2020년부터 설치년도에 상관없이 모든 시설에 배출허용기준은 20 (기준 산소농도 15 O₂%) ppm으로 강화되었다. 이처럼 배출허용기준이 설정된 초기 시점부터 현재에 이르기까지 상당한 기준 강화가 이뤄졌으며, 강화 시 각 시설의 설치 시점에 따른 배출허용기준치가 상이한 것을 알 수 있다. 경제성장에 더욱 치중하는 사회적 분위기로 인해 방지시설 수요에 대한 지연이 발생하게 되고, 정부는 산업체의 경제활동을 고려하여 개정할 수밖에 없는 상황에 의한 것으로 추정할 수 있다. 이는 발전시설의 황산화물 배출뿐 아니라 다른 사업형태의 배출허용기준에서도 볼 수 있는 형태이며, 이러한 사회·경제적 상황에 의한 기준치 설정은 분명 의미가 있으나, 한편으로는 방지시설 기술의 개발을 제한할 가능성이 있음을 시사한다.

Fig. 1. 
Historical changes of SOx on the air pollutant emission standards for power plants. The emission limit ( ) refers to the standard oxygen concentration. (percentage of O₂) The black line is plants using liquid fuels (<500MW), the red line is plants using solid fuels, the blue line is petcoke plant, the yellow and the purple line is plants using gas fuels and the green line is plants using biogases respectively.

표 4에서 보는 바와 같이 도시지역의 SO₂ 오염도 저감을 위해 1981년 황함유 기준제도가 도입되었다. 1981년 중유는 4.0%에서 1.6% 이하, 경유는 1.0%에서 0.4% 이하로 함유기준을 강화하여 공급을 시작하였다. 황함유 기준제도는 SO₂의 배출을 근본적으로 줄일 수 있는 방안의 일환으로 시행되었으며 기준 및 적용대상지역은 강화 또는 확대되었다. 저황유의 함유기준은 중유의 경우 1.6%에서 0.3%로, 경유는 0.4%에서 0.1%로 대폭 강화되었고, 공급지역도 확대되어 2000년 중유의 경우 56개 지역에서 0.5%, 기타지역에서 1.0%로, 경유의 경우 전국에서 0.1%의 함유기준으로 적용되었다 (ME, 2000). 중유의 경우 2009년부터 대기오염개선 시급성에 따라 중유의 황함유량 1.0% 사용지역은 0.5%, 0.5% 사용지역은 0.3%를 공급 및 사용하기로 하고 사용지역을 2012년까지 단계적으로 확대하여 2012년 0.3% 사용지역은 61개, 0.5% 사용지역은 104개로 확대하였다. 또한 황함유량 1.0% 중유는 2012년부터 전국적으로 사용을 금지하였다 (ME, 2007).

배출량 또는 오염도를 줄이기 위해서는 연료 사용량 자체를 줄이는 것이 가장 효과적이나, 강제적 사용제한이 없는 한 오염도를 현저하게 줄이는 것에는 한계가 있어 1985년 수도권 및 대도시 등 대기오염 우심지역을 고체연료 사용금지 지역으로 지정하여 규제하는 고체연료 사용금지제도가 도입되었고 1999년 기준 총 20개의 지역이 규제되었다 (ME, 2000). 그럼에도 불구하고 1980년대 후반, 전반적인 대기질은 크게 개선되지 않거나 오히려 악화되는 현상이 초래되었는데, 이는 오염물질 배출의 효과적인 저감을 위한 방지기술의 발달이 늦어졌기 때문이다 (ME, 2000). 따라서 1988년 청정연료 사용 의무화 제도가 도입되어 서울특별시 내의 보일러 용량 2톤 이상 빌딩에 청정연료 사용을 의무화하였으며 1999년 평택 등 12개 지역에 대해 보일러 용량 0.2톤 이상, 18평 이상의 아파트를 청정연료로 대체하였고, 김해 등 6개 지역의 발전소를 청정연료 사용 의무화 대상으로 추가하였다 (ME, 2000).

1978년 6월 30일 환경보전법시행령 제정으로 제작차 배출가스 허용기준을 규정하여 우리나라 자동차 배출가스 규제가 처음으로 시작되었다 (SMG, 2006; Kim, 2000). 휘발유 (승용차) 배출허용기준에 대해 표 5에 나타난 것과 같이 최초 제정된 배출허용기준은 일산화탄소, 질소산화물, 탄화수소, 매연에 대하여 차종별로 정해졌으나 매우 완화된 기준이었다. 1991년 대기환경보전법 시행규칙 제정으로 휘발유 또는 가스 자동차, 경유 자동차, 이륜자동차로 구분하고 배출허용기준을 세분화하였다.

휘발유 및 가스 자동차의 배출가스 허용기준은 미국의 규제를 채택하여 시내주행 조건 (CVS-75 모드)으로 시행되었다 (NIER, 2019; KERi, 1996). 2016년 이후 CVS-75 모드 외 고속 및 급가속조건 (US06 모드)과 에어컨 가동조건 (SC03 모드)에서의 규제를 실시하였다. 2016년부터 휘발유 및 가스 자동차의 제작 배출허용기준을 4단계에서 7단계로 세분화하여 제작의 유연성을 부여하였고, 질소산화물과 탄화수소를 합산한 기준을 배출허용기준으로 설정하였다.

경유 자동차의 배출가스 허용기준은 유럽의 기준을 적용하고 있고, 1991년부터 규제가 시행되었다. 1996년 이전까지는 배출농도 중심의 규제 형태를 나타내며 연료 주입형태 (직·간접 주입)에 따른 규제를 실시하였으나, 1996년 이후부터 배출 중량의 단위로 변 경하면서 규제의 형태를 달리하였다. 2004년까지는 휘발유와 동일한 시험모드인 CVS-75로 배출가스 측정을 실시하였다 (NIER, 2019; ME, 2011; KERi, 1996). 2006년 EURO-4 기준 도입으로 NEDC 시험모드를 이용하여 2017년까지 사용하였고, 2017년 EURO-6 도입과 함께 WLTC 모드를 시행하였다. 대형경유차의 경우에 EURO-6 기준이 도입되었고, 나노입자 개수와 암모니아 기준이 신설되어, 2014년 1월부터 신차, 2015년 1월부터 기존 차량에 대한 적용이 구분되어 실시되었다. 매연에 대한 규제는 2009년 9월 이후 적용되지 않고 있다.

이륜자동차의 배출가스 허용기준이 1991년 일본의 기준치를 도입하여 신설되었다 (표 6). 제작차의 기준으로 일산화탄소, 탄화수소로 물질이 선정되었고, 2000년 1월부터는 농도규제에서 중량규제로 기준과 시험방법이 바뀌면서 단위도 %에서 g/km로 변경되었다. 2008년부터는 강화된 EURO-3 규제를 적용하였고, 2016년은 EURO-4, 2020년부터는 EURO-5의 강화된 기준이 적용되었다 (Eom, 2015). 건설기계 원동기의 경우 배출허용기준이 2004년 이후로 제정되었고, 2015년부터 현재까지 Tier-4 기준으로 강화하여 적용되고 있다 (ME, 2011). 농업기계 원동기에 대한 배출허용기준은 2013년 이후로 Tier-3 기준으로 도입되었고, 2015년 이후로는 Tier-4 기준으로 강화하여 규제 중에 있다 (ME, 2012). 미국, 유럽 등에서 실행되던 경유 철도차량 원동기에 대한 배출허용기준은 2019년에 최초로 신설된 바 있다 (ME, 2019c).

그림 2는 디젤 승용차 규모 (소형 및 중형, 대형)별 NOx와 PM의 배출허용기준 변화를 나타낸 것이다. 그림 1의 변화과정과 비교하면 자동차 배출허용기준도 많은 변화가 이뤄졌지만 비교적 단순한 형태를 띠고 있다. 이는 비용적인 측면에서 사업장 방지시설 대비 자동차 방지시설 부착에 비교적 부담이 적은 것에 기인할 가능성이 있다. 일반적으로 자동차의 수명이 산업시설의 수명보다 짧기 때문에 강화된 배출허용기준에 맞는 기술이 보다 빠르게 발전되고 적용된다는 점 또한 그 이유 중 하나로 사료된다.

Fig. 2. 
Historical changes of NOx (a) and PM (b) on the air pollutant emission standard from exhaust gas of diesel vehicles. The solid line, long-dashed line, and short-dashed line represent the standards for small, middle, large scale vehicles respectively. The values in the boxes show some standards for each pollutants and vehicles.

대기환경기준을 달성하기 위한 수단으로서, 대기환경정책을 계획하고 시행하기 위해서는 다음과 같은 과정이 필요하다 (Cheong and Kim, 2022). 첫째, 대기환경의 현재 상황을 명확히 파악하여야 한다. 여기에는 정확한 대기오염물질 배출량 정보, 배출원별 기여율 정보, 국외로부터 유입되는 대기오염물질에 대한 정보 등이 포함된다. 둘째, 이러한 정보를 기반으로 하여 대기오염물질 감축 목표를 설정하고, 이를 달성하기 위한 여러 가지 시나리오를 마련한다. 이때 각 시나리오를 시행하기 위한 계획이 적정하게 이루어져야 한다. 그러나 대기오염물질 배출량의 산정 방법의 오류와 국외 영향을 고려하지 않은 모델링에 의한 삭감률 목표설정 등을 기반으로 한 그간의 대기환경정책에는 상당히 많은 불확실성이 내포되어 있는 실정이었다.

이러한 제한적인 상황에서도 대기환경정책의 효 과를 평가하기 위한 시도가 일부 있었다. Baik et al. (2018)은 서울시에 도입된 간선급행버스체계 (Bus Rapid Transit)로 발생하는 대기오염물질 감소 효과를 이중차분법을 이용하여 평가하였고, 결과적으로 전반적인 오염 수준의 절감 효과가 있었음을 보고하였다. Lee and Ham (2020)은 서울시에서 시행되는 미세먼지 관리 정책의 효과를 평가할 수 있는 기상현상 및 배출량이 반영된 평가모델을 개발하고 이를 적용함으로써 저감 효과를 보고한 바 있다. Hwang et al. (2021)은 서울시에서 시행되는 대기오염물질 감축 사업에 대해 개별 사업 시행 소요예산과 대기오염물질 삭감에 의한 사회적 편익을 산정함으로써 대기오염물질 감축수단의 비용효과성 분석을 실시한 바 있다. 이어서 Cheong and Kim (2022)은 수도권의 운행 경유차 저공해화 사업을 통한 PM₁₀ 및 NO₂ 저감 효과를 이중차분법과 사건역사분석법을 활용하여 정량적으로 분석하고, 이를 근거로 사업의 설계와 집행·운영에 대한 타당성 및 효율성을 제고하는 방안을 제언한 바 있다. 그러나 이러한 연구들에는 다소 국한적인 대기오염물질 저감 사업 혹은 지역을 대상으로 하거나, 제한적인 조건과 방법을 활용하여 평가했다는 한계가 있다. 그럼에도 불구하고 현재 대기환경 상태를 대변하는 정확한 정보를 기반으로 폭넓은 범위에서 대기환경정책의 효과를 분석하는 시도는 지속적으로 이루어져야 한다. 이를 위해서 미국의 사례와 같이 대기환경정책이 효율적으로 운영되고 시행되었는지 평가할 수 있는 체계를 구축하고 정기적으로 피드백함으로써 기존 정책을 보완하는 과학적이고 객관적인 정책 자료기반을 제공하는 방안을 모색할 필요가 있다.

그림 3은 국립환경과학원의 대기환경연보와 국가미세먼지정보센터의 Clean Air Policy Support System (CAPSS) 2021 배출량 통계 자료를 이용하여 그간 대기오염물질의 오염도 변화와 배출량 변화 및 배출원 분포를 나타낸다 (NIER, 2022). 또한 국가 에너지 수급 및 자동차등록대수 변화를 함께 표시하였다 (KESIS, 2022; KOSIS, 2022).

Fig. 3. 
Concentration changes of annual average values of criteria air pollutants in the past 25 years of Korea. (a)~(f) represent SO₂, NO₂, CO, O₃, PM₁₀, PM_2.5 respectively. The red dash line refers to the annual average air quality standard (CO (c) and O₃ (d) have no average annual standard). The blue line in (a) shows the national energy supplies of coal, and those in (b) and (c) are the number of registered cars and VOCs emissions respectively. The pie charts show the distribution of emission sources by categories of National Air Emission Inventory and Research Center in Korea.

SO₂와 CO의 경우 대기환경기준이 설정된 1979년 이후, 전국 에너지 공급량이 꾸준히 증가함에도 1990년대 후반까지 가파른 감소 추세를 나타내고 있었다. 이는 연료용 유류 황함유 기준 설정·강화, 고체연료사용 규제지역 고시·강화 등의 연료정책에 의한 효과인 것으로 판단된다. 1996년 이후에는 연평균 기준에 대해 대부분의 측정소에서 대기환경기준을 만족하고 있었다. 이와 함께 SOx 배출량도 저감되는 경향을 나타냈으며, 2020년 SOx 배출원은 생산공정이 52.3%로 가장 큰 비중을 나타냈다. CO는 생물성 연소, 도로 및 비도로 이동오염원에서 각각 30.5%, 25.9%, 21.3%로 크게 나타났으며 배출량 저감 수준이 적지만 감소하는 경향성을 나타냈다. 연료정책에 의한 SO₂ 및 CO 농도는 비교적 손쉽게 큰 저감 효과를 나타냈다. 하지만 이러한 성과로 인해 사업장 등에서 배출되는 저감장치의 기술적 발전의 필요성이 둔화되었으며 대기공학적인 관점에서 부정적인 측면이라 할 수 있다.

NO₂의 경우 저공해자동차 및 무연 휘발유차 보급 (1987년), 일부 차량의 LNG 사용 의무화 (1988년), 자동차 배출가스 내 질소산화물 규제 (1997년) 등의 정책이 시행됨에도 대기오염도가 뚜렷하게 감소하지 않았다. 그러나 자동차 배출가스 내 질소산화물 규제 지역 확대, 무·저공해 자동차 보급 추진 등의 꾸준한 저감정책이 시행되어 점차 오염도가 저감되는 추세를 나타냈다. NOx의 주된 배출원은 도로 (33.3%) 및 비도로 (31.8%) 이동오염원이었으며, NOx 연간 배출량은 상승과 하강을 반복하다가 2016년부터는 감소하는 추세로 전환되었다.

O3의 대기 중 농도에 관해서는 O₃의 생성 및 반응과 밀접한 관련이 있는 NOx 및 VOCs를 함께 고려해서 해석하여야 한다. 대기 중 NOx 배출량은 저감정책의 효과로 미약하게나마 감소하는 경향을 나타내지만, VOCs의 배출량은 증가하는 추세를 보였다. 대기 중 O₃ 농도 증가 원인을 NOx와 VOCs로만 판단하는 것은 약간의 위험성을 내포하지만, 이 두 물질과 O₃의 대기화학적 이론을 생각했을 때, O₃ 농도가 저감되지 않고 오히려 증가하는 추세가 나타나는 것은 NOx 및 VOCs 배출량에서 기인한 것으로 해석하는 것이 합리적일 수 있다 (Kim et al., 2021; Tsai, 2016; Shin et al., 2015).

PM₁₀ 오염도의 경우 2007년까지는 측정소 전반에 걸쳐 비교적 양호한 기준 달성도를 나타냈다. 이에 맞춰 기준치를 2001년과 2007년에 강화함에 따라 지속적으로 PM₁₀ 농도의 감소 경향이 나타난다. PM_2.5의 연평균 농도의 경우 지속적인 감소 추세이지만 기준이 강화됨에 따라 2018년부터 오염도가 기준보다 높게 분포하고 있다. PM₁₀ 대비 PM_2.5의 배출량이 점점 감소하고 있는 추세를 나타내며, 비산먼지와 비도로 이동오염원, 생물성 연소가 주된 배출원으로 나타났다.

그림 4는 2007년과 2014년, 2021년 대기환경연보에서 발췌한 국내 대기오염물질의 대기오염도 공간분포를 나타낸 것이다 (NIER, 2022, 2015, 2008). 공간분포는 등농도 곡선으로 나타나며, 각 측정소에서 측정한 대기오염물질 연평균 농도를 기반으로 작성되었다. 대기오염측정소의 개소수는 2007년에는 227개였지만 2021년에는 504개로 두 배 이상 증가했다. 따라서 최근 자료에 비해 과거 자료는 대기오염도의 해상도가 떨어진다. 또한, 지금은 높은 수준으로 모델링 기법이 발전했으나 과거자료는 불확도가 클 것으로 사료된다. 대기오염도의 공간분포 자료에는 이러한 제한점을 포함하고 있지만, 그 당시 대기오염물질의 공간적 분포를 확인하는 데 가장 유리한 방법인 것은 분명하다.

Fig. 4. 
Spatial distribution of SO₂, NO₂, O₃, CO and PM₁₀ concentrations of Korea at the years of 2007, 2014 and 2021(NIER, 2022, 2015, 2008).

SO₂의 경우 2007년에는 수도권 북부와 여수, 광양 및 부산 등 남해 인근, 일부 강원도 부근에서 높은 농도를 나타냈지만 이후 2014년과 2021년에는 전국적으로 낮은 농도 분포를 나타내고 있다. NO₂의 경우, 과거에는 수도권과 부산 지역에 비교적 고농도로 분포하고 있었으나, 수도권을 제외한 다른 지역에서는 NO₂ 오염도가 상당히 개선된 모습을 나타낸다. 그러나 여전히 수도권에서 높은 농도를 유지하고 있으며, 수도권 인구밀집 현상으로 인한 차량 이용 증가가 그 원인으로 판단된다. CO의 경우 2007년에는 내륙지방을 중심으로 고농도로 분포하여 있었으나 점차 전국에 걸쳐 그 농도가 감소하는 추세를 확인할 수 있다. PM₁₀은 과거부터 현재까지 동부지역에 비해 서부지역에서 높은 농도를 나타내고 있으며, 이는 황사의 영향이 일부 작용한 것으로 판단된다. 그 외에 부산 및 내륙지방의 PM₁₀ 농도는 2007년에 대비 감소하는 추세를 보이지만 완전히 낮은 농도로 보기는 어려운 실정이다. O₃의 경우 2007부터 지속적으로 내륙지역보다 해상에서 더 높은 분포를 나타냈으며, 2021년에는 O₃의 고농도 분포 지역이 보다 증가한 것을 확인할 수 있다.

최근 23년간의 전국 모든 측정소에서의 대기환경기준 달성률을 분석한 결과는 표 7과 같다. 대기환경기준 달성률은 대기측정 연도에 따라 산정 방법이 다르고, 환경기준이 개정됨에 따라 달성률이 변화하므로 이에 대한 수치상의 상이한 부분이 있다. 따라서 기본적으로 2023년 현재의 대기환경기준을 기준으로 달성률을 분석하였으며, 2007년 개정된 NO₂, PM₁₀ 및 2018년 개정된 PM_2.5의 경우 개정 전 기준으로 분석한 결과를 병기하였다. 2000년 이후 SO₂와 NO₂ 및 PM₁₀의 달성률이 소폭 감소한 것은 2001년 달성률 통계처리 방식이 변경됨에 따른 결과로 판단된다 (NIER, 2020).

SO₂와 CO의 경우 지난 23년 동안 대부분 100%에 가까운 달성률을 나타냈다. NO₂의 연평균 기준, 24시간 기준, 1시간 기준의 경우는 2001년 각각 58.8%, 48.1%, 50.4%로 절반 수준의 달성률을 나타냈지만, 점차 달성률이 증가하는 추세로서, 가장 최근인 2021년에는 각각 100%, 97.3%, 99.2%로 증가하였다. PM₁₀의 연평균 기준을 2007년 개정 전의 대기환경기준으로 달성 여부를 판단하면, 2001년부터 2006년까지 70~84.9%로 꾸준한 상승 추세를 나타내며, 비교적 양호한 결과를 보인다. 그러나 현재 대기환경기준을 달성 기준으로 적용하였을 때, PM₁₀의 연평균 기준 달성률은 2001년에는 25.8%로 낮은 수준을 나타냈으며, 달성률이 점차 증가하여 2021년에는 전 측정소에서 98.5%를 달성하는 양호한 결과를 나타냈다. PM₁₀의 24시간 기준의 경우 상대적으로 낮은 달성률을 나타내다가 2020년에는 코로나 19의 영향으로 96.5%의 높은 달성률을 나타냈지만 이후 29.6%로 급격히 낮아졌다. O₃과 PM_2.5의 기준 달성률은 대기오염도의 증가 및 유지 현상으로 인해 다른 물질의 달성률과 비교하면 상당히 낮은 수준으로 나타났다.

그림 5는 대기환경기준 미달성 지역의 노출인구를 공간적 분포로 나타낸 것이다. 각 지역에서 오염물질별, 항목별 대기환경기준을 초과하는 경우 해당 지역의 인구를 노출인구로 포함하고 최종적으로 이를 시도별로 합산하여 각 시도별 노출인구 및 노출비율로 산정하였다. 선택적으로 PM₁₀과 NO₂의 24시간 기준, 연평균 기준에 대해서만 나타냈으며 이외의 대기오염물질에 대한 달성률은 지역별 차이가 크게 나타나지 않았다. 특히 오존과 PM_2.5는 거의 모든 지역에서 대기환경기준을 만족하지 못하는 것으로 나타났다. 노출인구는 통계청의 주민등록인구 통계 자료를 활용하였으며 (KOSIS, 2022), 대기질 측정자료는 에어코리아의 2018년 대기질 통계 자료를 활용하여 분석하였다.

Fig. 5. 
Spatial distribution of exposed population by air quality standards in Korea.

미국은 1980년부터 위해성 평가제도를 환경관리의 기초적 수단으로 활용하고 있다. 1994년부터 인체 건강에 대한 영향조사를 연방정부 주도하에 실시하고 있다 (Yoon, 2018). 1995년에는 EPA의 연구조직을 개편하여 오염원 (source) 중심의 연구에서 환경오염에 의해 실제로 피해를 받는 인간의 건강, 생태계 등 수용체 (receptor) 중심의 연구로 방향이 바뀌었다. 이와 같이, 미국의 환경 관련 연구는 위해성 평가 (risk assessment)와 위해성 관리 (risk management)의 2개 주제가 기본 축을 담당하며, 다음의 세 단계를 거쳐 대기환경기준 초안이 작성된다. 먼저, 기존 문헌이나 정보시스템을 이용하여 대상 화학물질이 인체에 미치는 위해도를 결정한다. 이후, 위해성 평가 결과를 포함하는 건강평가서 초안을 작성하고 워크샵에서 전문가의 면밀한 재검토가 진행된다. 마지막으로 공청회를 통해 초안에 대한 시민단체 및 이해관계자 등 공공의 견해가 수렴되고 청정공기 과학자문위원회가 재검토한 후 최종 초안이 작성된다. Clean Air Act에 따라 US EPA는 일반적인 대기오염물질 (PM, O₃, NO₂, SO₂, Pb 및 CO)에 관한 과학적 정보 및 기준을 5년마다 검토하고 있다 (Ha, 2014). 대기환경기준의 목표설정을 위해서는 체계적인 검토 절차를 수행하고, 공공건강 유해성, 대기오염 저감기술, 경제성 및 기타 제반 사항 등을 조화시켜 도출할 필요가 있다.

WHO에서는 대기 중에서 검출가능한 물질에 대하여 WHO 과학 전문가들에 의해 제시된 기준에 따라 우선순위 오염물질 선정 및 위해성을 확인한다. 이후 국제암연구기관의 분류체계를 이용하여 발암성 물질과 비발암성 물질로 구분하고 각 물질에 대한 권고기준을 설정한다. WHO의 대기 중 발암성 및 비발암성 물질의 위해성 평가 절차는 미국 EPA와 유사하지만, WHO에서는 평균 비교 위해성 모델 (average relative risk model)을 통한 추계와 같은 인체 자료에 입각한 위해성 평가 등 인체 영향 측면의 과학적이고 체계적인 검토를 실시하여 권고기준을 설정한다는 특징이 있다.

이처럼 대기환경기준을 설정하는 데에는 체계적인 평가체계가 필요하며, 다음 절에서 보다 구체적인 제언을 제시하였다.

대기환경기준 수립 및 개정 시에는 우리나라 실정에 맞는 대기오염물질의 장·단기 노출 유해성 및 인체 위해성 정보, 체계적이고 정확한 대기오염물질 배출량 산정, 배출량을 삭감하기 위한 대기오염 개선정책 시나리오와 이를 반영한 전망 배출량, 전망 배출량과 대기오염도 상태를 기반으로 예측한 미래 대기오염도 모델링 계산치, 대기오염물질에 장기 및 단기간 노출되는 인구수 예측 등의 과정이 필요하다. 이를 통해 대기환경기준 개선에 의한 사회적 편익을 계산하고, 개선 시나리오별 시행에 수반되는 비용을 계산하여 경제성 분석을 진행함으로써 대기환경기준 수립 및 개정에 과학적이고 체계적인 근거를 마련할 필요가 있다. 그러나 그간 우리나라의 대기환경기준 설정 과정에는 이러한 과정이 부족했다.

최근 국내에서는 환경기준 수립 시, 다음과 같은 단계를 실행하여 각 대기오염물질과 기준치를 설정하고 있다. 먼저 국내·외 기준치 검토와 국내 대기질 현황 분석, 노출인구 산정과 같은 대기오염물질 노출실태조사가 동시에 이뤄진다. 이를 바탕으로 필요시 대기환경기준을 변경하거나 신규 대상항목을 선정하여 초안을 작성하고 해당 대기오염물질의 인체 유해성 평가를 실시한다. 작성된 개정 초안을 기준으로 저감수단을 고려한 환경기준 달성방안을 모색한 후, 이때 발생하는 비용과 편익을 산정하여 경제성 분석을 진행한다. 해당 결과를 공청회 등을 통해 전문가의 의견을 수렴함으로써 최종적으로 대기환경기준(안)을 수립한다 (NIER, 2021).

우리나라의 대기환경기준 설정 시, 기본적으로 위해도 관점에서 접근하고, 건강 위해성을 기반으로 분석기술, 공학적 처리, 비용 및 편익 등을 고려하여 기준성 물질과 기준치를 설정한다는 점에서 미국 및 WHO와 유사한 점이 있다. 하지만 체계적인 대기환경기준의 설정과 대기오염 개선 정책에 대한 효율적인 평가를 위해서 필요한 향후 과제가 있다.

첫째, 국내 실정에 맞는 인체 유해성 데이터 등 과학적 정보가 보강되어야 한다. 현재까지 국내를 대상으로 한 인체 유해성 연구는 해외의 역학자료에 비해 그 수나 근거가 매우 부족한 실정이다. 이처럼 선진화된 대기환경기준을 도입하기 위해서는 우리나라의 대기환경과 인구분포 특성 등에 적합한 과학적 정보가 더욱 요구된다.

둘째, 정부 및 지자체에서 국내의 대기오염도 개선을 위해 수립·시행된 정책의 효과를 평가하기 위한 체계가 필요하다. 시행된 정책이 대기오염도 개선에 미친 영향을 검토하고, 평가 결과를 기반으로 향후 정책의 방향과 수준을 모색한다면 추후 효율적이고 객관적인 지표를 근거로 한 정책수립이 가능할 것이다.

셋째, 대기환경기준의 보강과 정기적인 운영을 위한 체계적인 시스템의 마련이 필요한 상황이다. 미국의 예시와 같이 정기적으로 현 대기환경기준의 수준 적정성 및 달성도 등을 면밀히 검토하고 추후 대기환경기준 개정의 기반 자료로 활용함으로써 보다 체계적으로 대기환경기준(안)을 수립할 수 있을 것으로 사료된다. 마지막으로, 최근 물질 자체의 위해성이 크고, 대기환경기준 달성도가 현저히 낮은 O₃의 경우 행정 목표치로서의 대기환경기준을 완화하는 방향을 고려할 필요가 있다. 대기환경기준은 오염도 개선의 중간목표치로서, 정책 시행을 평가하는 지표로서 활용될 필요가 있다.