2.1.1. Beck's Biotic Index

고전적인 생물지수 중 하나인 ^{Beck (1955)}의 생물지수 (Biotic Index, BI)는 생물 개체수를 고려하지 않고 오염에 민감한 생물종의 수만으로 물환경을 평가하는 지수이다. 그 는 미국 플로리다 하천의 저서성 대형무척추동물을 오염에 대한 민감도에 따라 3개의 분류군(민감군, 중간 내성군, 내 성군)으로 대별하고, 출현한 민감군의 종수의 2배 값에 중 간 내성군의 종수를 더한 식 1의 생물지수를 제안하였다. 이는 민감군의 출현종수에 가중치를 두어, 출현한 총 종수 가 같다 하더라도 민감군이 더 많이 출현하는 청정한 수역 일수록 더 높은 생물지수 값이 산출되도록 한 것이다.

Beck's Biotic Index, BI (^{Beck, 1955})

Class I: pollution sensitive (오염 민감군)

Class II: moderately tolerant (중간 내성군)

Class III: tolerant (내성군) * 내성군은 지수치 산정에 사용 되지 않음

^{Beck (1955)}은 BI가 10 이상이면 깨끗한 하천(clean stream), 3 ~ 9이면 다소 오염(moderate pollution), 0 ~ 2이면 총체적 오염(gross pollution)으로 구분하였다. 그러나 이 기 준치는 당시의 낮은 분류학적 수준에 따른 것으로 현재 수 준에서 적용하기에는 지나치게 작은 값으로 보인다.

^{Tsuda (1964)}는 ^{Beck (1955)}의 지수를 변형하여 식 2의 지수를 제안하였다. 이 지수는 Beck의 지수와 유사하지만 생물군을 비내성군과 내성군의 2개 군으로 단순화 한 점에 서 차이가 있다.

Beck-Tsuda's Biotic Index, BI (^{Tsuda, 1964})

A: Number of intolerant species (비내성종의 수)

B: Number of tolerant species (내성종의 수)

Beck의 지수도 마찬가지이지만 Beck-Tsuda의 지수 역시 그 값이 채집횟수 또는 채집면적과 같은 표본크기(sample size) 뿐만 아니라 미소서식처의 유형이나 채집방법에 따라 서도 많은 차이를 보일 수 있다. 따라서 ^{Tsuda (1964)}는 Beck-Tsuda 지수의 적용 조건을 1) 자갈하상에서 표본 채 취(자갈하상이 없는 곳에서는 하상의 유형을 비고에 기록), 2) 표면유속은 100 ~ 150 cm/s 정도를 선택, 3) 수심은 무릎 정도까지를 선택, 4) 낙엽이나 나뭇가지가 자갈사이에 끼어 있는 곳은 피할 것, 5) 조사 전 수일간에 유량이 늘어난 경 우는 표본채취를 하지 않음, 6) 50 cm × 50 cm 방형구를 사 용하여 채취, 7) 빈부수성(oligosaprobic) 종류를 비내성종, 중부수성(mesosaprobic) 및 강부수성(polysaprobic) 종류를 내성종으로 간주, 8) 방형구로 2회 조사하여 각각의 지수를 계산한 후 큰 값을 사용하는 것으로 하였다.

^{Tsuda (1964)}는 이상의 표준화된 조사방법에 따라 산출 된 BI 값이 30 이상이면 빈부수성의 깨끗한 물, 15 ~ 29이 면 β-중부수성(β-mesosaprobic)의 약간 오염된 물, 6 ~ 14이 면 α-중부수성(α-mesosaprobic)의 오염된 물, 5 이하면 강 부수성의 매우 오염된 물로 구분하였다.

2.1.2. Chandler's Biotic Score

^{Chandler (1970)}는 영연방의 여러 하천에서 수집된 자료 를 바탕으로 물환경을 평가하기 위한 생물점수(biotic score) 를 제안하였다. 그는 환경평가에서 생물종의 현존량을 고려 해야 한다고 생각했지만 이에 따른 기술적인 어려움 역시 인식하고 있었고, 일반적인 하천평가에서는 생물종의 정확 한 개체수는 필요 없고 상대적인 출현도로도 충분하다고 보았다. 그는 오염에 대한 내성도의 순으로 지표 생물군을 정렬하고 각각의 출현도에 따라 가중된 점수를 부여하는 평가표를 제시하였는데, 이때 출현도는 개체수의 수준에 따라 5개 단계(present: 1-2, few: 3-10, common: 11-50, abundant: 51-100, very abundant: 100 개체 초과)로 구분한 것이었다. 조사지점의 Chandler 점수(Chandler Biotic Score, CBS)는 출현한 모든 지표생물군의 해당 점수를 합한 값으로 하였 기 때문에 CBS의 상한선은 정해져 있지 않다.

^{Balloch et al. (1976)}은 CBS가 생물학적 상태에 대한 수 질영향을 대변하는 가장 적합한 지표였다고 보고하면서, 그 값이 저서성 대형무척추동물이 출현하지 않는 0점에서부터, 보통의 오염된 상태에서는 45 ~ 300, 약간 오염된 상태부터 영향을 받지 않은 상태에서는 300 ~ 3,000의 값을 보인다고 하였다. 또한 이들은 CBS가 종 다양도에 민감하였고, 여울 이나 소(pool) 뿐만 아니라 물 흐름이 느린 강에서도 적용 성이 높았으며, 다양한 범위의 환경상태를 분별할 수 있었 으나 상류 발원 하천(headwater stream)에서는 상대적으로 다소 작은 값을 보였다고 하였다. ^{Murphy (1978)} 역시 CBS가 출현 종수에 매우 의존적이며 상류 발원 하천에서 는 오염되지 않았음에도 불구하고 CBS 값이 떨어진다고 하였다.

CBS는 개체수 출현도를 고려하여 가중치를 부여한다는 점에서 순전히 종수만 고려하는 지수와는 차이가 있다. 그 러나 출현한 생물군의 개별 지표치를 합산하여 해당 조사 지점의 총점으로 산정한다는 점은 상기한 BI 지수와 같은 방식이다. 이러한 지수는 지표의 범위가 계량화되지 못하는 한계점이 있지만 환경교란에 대한 민감성을 포함하여 생물 군집의 전체 다양성을 대변하는 지수로서의 의미는 크다고 할 수 있다.

상류 발원 하천에서 CBS의 적용성이 떨어지는 문제를 보완하기 위해 ^{Balloch et al. (1976)}은 출현한 지표생물군 의 수로 CBS를 나눈 평균CBS (Average Chandler Biotic Score, ACBS)를 제안하였다. CBS나 ACBS는 모두 유기오 염도에 대한 생물지표로 개발된 것이지만 ACBS는 출현한 지표생물군의 수질에 대한 평균 내성도를 반영하는 것으로 서 상류 발원 하천에서의 자연적 교란(수온, 유속, 하상재 료)에 덜 영향을 받을 수 있다(^{Balloch et al., 1976}).

2.1.3. BMWP score

영국 환경청(Environment Agency)의 일반수질평가(general quality assessment, GQA)에서 이용되는 생태질지수(ecological quality indices, EQI)는 조사지점에서 출현한 저서성 대형 무척추동물의 과(family)의 수 또는 과 수준에서의 유기오 염에 대한 평균 민감치(Average Score Per Taxon, ASPT) 를 전산시스템인 RIVPACS로 예측한 각각의 수(해당 하천 의 지형적 유형과 유사한 조건을 가진 최적 환경의 참조하 천에서 나타날 수 있는 수)로 나누어 구한 상대치이다(식 (3), 식 (4)). 이때 적용되는 저서성 대형무척추동물은 생물 학적 모니터링 업무 모임(Biological Monitoring Working Party, BMWP)에서 정한 80여 개의 과(family)이다.

1970년에 영국의 환경국(현 환경청)은 전국하천오염조사 (River Pollution Survey) 시 이화학적 수질기준뿐만 아니라 생 물학적 기준을 요구하였으며 이는 영국에서 하천오염의 평가 를 위한 생물학적 모니터링을 국가적으로 인식한 시초가 되었 다(^{Hawkes, 1997}). 이러한 배경에서 환경국 수질기술자문지속 위원회(Department of the Environment Standing Technical Advisory Committee of Water Quality, STACWQ)에 의해 생물학적 모니터링 업무 모임(Biological Monitoring Working Party, BMWP)이 설립되었고, 1976년 3월에 11명의 위원으 로 첫 모임이 이루어졌다(^{Hawkes, 1997}). 1978년 BMWP에 서 종 동정의 수준, 풍부도, 지역적 대표성 등의 7가지 요 구사항에 부합하는 저서성 대형무척추동물 86개 과[빈모류 는 목(Order)]에 대한 오염 민감치를 침식 지역과 충적지역 을 구분하여 1에서 100점(BMWP score)까지 할당하고 출 현 분류군의 값을 합산하여 평가하는 것으로 결정하였다 (^{Hawkes, 1997}).

그 후 1979년에 시범 조사 및 적용에서 문제점이 대두되 어 침식지역과 충적지역에 대한 이원화된 기준을 일원화하 고 오염 민감치의 점수체계를 1 ~ 10점으로 간소화 하였다 (^{Hawkes, 1997}). 그 후 영국과 웨일즈에서 1990년 얻어진 약 17,000개 표본단위(sampling unit)의 생물학적 조사결과로 부터 1996년에 저서성 대형무척추동물 83개 과(family)의 오 염 민감치(BMWP score)가 수정되었다(^{Walley and Hawkes, 1996}). 또한 각 과의 민감치를 합산하는 기존의 점수체계는 채집횟수나 채집방법에 따라 크게 영향을 받기 때문에 총 출현 과(family)의 평균 민감치(Average Score Per Taxon, ASPT)를 평가기준으로 도입하였고, 물리적인 하천 상태에 따라 발견될 수 있는 최대의 출현 과수와 평균 민감치를 계 산하는 프로그램(RIVPACS III)을 개발하여 이에 대한 실제 결과의 상대치(EQI)를 기준으로 평가 등급을 설정하였다.

2.1.4. ESB

^{Kong (1997)}은 ^{Yoon et al. (1992a)}의 지표생물표 등을 이용하여 저서성 대형무척추동물 종의 환경질 점수(environmental quality score, Q_i)를 정하였다. 환경질 점수의 근간 이 되는 ^{Yoon et al. (1992a)}의 연구는 1971년 이후 전국의 613개 표본단위(sampling unit)에서 조사된 저서성 대형무 척추동물 군집에서 ^{Shannon and Weaver (1949)}의 종다양 도를 산출하고 ^{Staub et al. (1970)}의 기준(Table 1)에 따라 각 표본단위의 부수성(saprobity)을 판정한 것이다. 다양도 지수는 환경의 질을 직접적으로 대변하는 지수는 아니지만 환경이 악화될수록 비내성종이 감소하고 종간경쟁의 약화 로 인해 내성종이 선택적으로 증가하여 다양도가 감소하므 로 이 지수는 환경상태에 대한 간접적인 지표가 된다.

^{Yoon et al. (1992a)}은 Table 1의 기준으로 613개 표본단 위의 부수성을 구분하고 각 부수성에 따른 저서성 대형무 척추동물 173개 분류군의 상대출현빈도(relative frequency) 를 가지고 오수생물계열별 오탁계량치(saprobic valency)를 산출하였다. ^{Kong (1997)}은 ^{Yoon et al. (1992a)}의 지표생 물표에서 각 오수생물계열의 부수성에 일련의 점수(빈부수 성: 4, 베타중부수성: 3, 알파중부수성: 2, 강부수성: 1)를 부여하고 가장 큰 오탁계량치를 가진 오수생물계열의 부수 성에 해당하는 점수를 분류군별 ESB 환경질 점수로 정하 였다.

Appendix 1은 ^{Kong (1997)}이 제시한 지표분류군별 환경 질 점수표를 최근의 종명으로 재정리한 것이다. 이에는 총 140개 분류군이 포함되어 있으며 깔다구류의 상당수가 종 수준에서 포함되어 있다. 이 표에서 환경질점수가 4인 것 은 비내성종, 그 외는 내성종으로 대분된다. ^{Kong (1997)}은 출현한 생물종의 환경질점수를 모두 합한 값을 저서성 대 형무척추동물 생태점수로 제안하였다(식 (5)). 이때 목록에 포함되지 않은 종, 즉 지표치가 미지인 종이 출현하는 경 우는 ESB 산정 시 해당 종의 점수를 2로 부여하여 계산하 도록 하였다. ^{Kong (1997)} 및 ^{Kong et al. (1999)}에 의해 ESB가 발표된 이후 전국자연환경조사, 호소환경조사, 내륙 습지조사 등의 조사지침서에는 Appendix 1의 목록에 없는 종을 2점으로 계산하는 내용이 포함되어 있지 않은데 이는 원본의 세부 사항을 누락한데서 비롯된 것으로 판단된다.

Kong's ESB (^{Kong, 1997})

ESB : Ecological score of benthic macroinvertebrate community (저서성 대형무척추동물 생태점수)

s: Total number of species (총 종수)

Q_i: Environmental quality score of i species ( = 1, 2, 3, 4) (i 종에 대한 환경질 점수)

ESB는 환경질에 따른 특정 지표 분류군의 출현유무만 고려한 것으로 Beck-Tsuda의 BI 지수와 유사한 특성을 가 지나 생물종의 지표치를 4단계로 세분함으로써 평가의 변 별력을 높인 것이다. 또한 ESB 지수는 개체수를 고려하지 않고 출현 분류군의 개별 점수를 합한다는 점에서 과거의 BMWP score의 체계와 차이가 없다. 그러나 BMWP score 는 현재 82개 분류군 중 목 수준에서 고려된 빈모류를 제 외하곤 모두 과 수준에서 설정되어 있는 반면 ESB의 개별 환경질 점수는 종 수준에서 강 수준까지 다양한 분류학적 범주를 가진 140개 분류군에 대하여 설정되어 있다. 이러 한 차이는 각각 간편성과 정확성에서 차이가 있을 수 있다.

^{Kong (1997)}은 환경질 및 오수생물계열에 대한 ESB의 평가구간을 기존의 여러 지수 및 수질과의 상관성으로부터 Table 2와 같이 구분하여 제시하였다. ESB의 등급 체계에 서 ‘양호(very good)’ 등급의 하한경계치가 우리나라 하천 생활환경기준의 I등급(현재의 ‘매우좋음’ 등급)의 하한경계 치에 부합하도록 구성되었기 때문에, ESB의 ‘매우양호(very good)’ 등급은 수질이 I등급이면서도 물리적인 상태가 최적 이어서 생물다양성이 매우 높은 자연에 가까운 상태에 해 당하는 것이다.

ESB의 ‘다소불량(moderately bad)’ 등급의 하한경계치는 수질로는 II등급(현재의 ‘약간좋음’ 등급)의 하한경계치에 부합하고, ESB의 ‘불량(bad)’ 등급의 하한경계치는 수질로 는 중간수준의 오염도에 해당하는 III등급(현재의 ‘보통’ 등 급)의 하한경계치에 부합하도록 되어있다. ESB의 등급체계 는 수질과 아울러 물리적 서식처의 다양성에 바탕을 둔 생 물다양성을 함께 반영한 것이기 때문에 수질기준보다 엄격 한 평가기준이다.

2.3.1. 환경질 점수 목록 개정

^{Kong (1997)}이 ESB를 제안하던 시기에 우리나라는 세계 에서 유례가 없었던 급속한 개발시대의 후기에 접어들고 있었다. 그간의 개발에 수반하여 오염물질의 양이 증대하고 그 유형이 다양화 되었으나 처리시설이 미흡하여 물환경이 악화되었고 특히 도심하천의 오염이 심화된 상태였다(^{Kong et al., 1999}). 이러한 시기에 ESB의 개별 분류군의 환경질 점수는 빈부수성부터 강부수성에 이르는 4단계 체계가 적 합하였다고 볼 수 있다. 그러나 그간의 환경기초시설의 확 대 및 수질개선대책에 힙 입어 최근에 들어 적어도 유기오 염은 전반적으로 개선된 상태이다. 따라서 이러한 수환경의 변화를 보다 변별력 있게 평가 및 진단하기 위해서는 보다 양호한 상태에 대한 환경질 점수를 고려할 필요가 있다. 또한 그간의 분류학적 성과와 더불어 많은 종들이 국내에 서 새로이 기록되었고 그 지표성도 검토되었으므로 이를 반영하여 환경질 점수를 재정리하였다.

이러한 배경에 따라 본 연구에서는 기존 ESB의 오수생물계 열에서 빈부수성에 통합되어 있던 극빈부수성(xenosaprobic) 계열을 분리하여 환경질점수를 4단계에서 5단계로 세분하 여 부여하였다. 각 지표 분류군의 환경질 점수는 공신력 있는 자료와의 연계를 위해「2016년 생물측정망 조사 및 평가지침 (국립환경과학원 공고 제2016-67호)」의 저서성 대형무척추동물의 분류군별 오탁지수(saprobic value)에 따 라 5단계(극빈부수성: 5, 빈부수성: 4 베타중부수성: 3, 알 파중부수성: 2, 강부수성: 1)로 부여(지표치가 미지인 종이 출현하는 경우는 2로 적용)하였다(Table 3). 각 분류군별 오탁지수의 산출과정은 ^{Kong et al. (2018)}에 의하여 상세 히 제시된 바 있다. Table 3의 BOD₅ 농도 범위는 ^{Kong et al. (2018)}의 저서동물지수 개발과정에 적용되었던 것으로 서 Sládeček (¹⁹⁶⁹, ¹⁹⁷³)의 오수생물계열에 대한 BOD₅ 농 도 범위보다 조금 상향 조정된 체계이다.

2.3.2. 지수개발

새로이 구성된 ESB 지수 식은 환경질 점수만 기존의 4 단계에서 5단계로 변화되었을 뿐 기존의 식과 차이가 없도 록 하였으며 기존 ESB와 구분하기 위하여 저서성 대형무 척추동물 총생태점수(Total Ecological Score of Benthic Macroinvertebrate Community, TESB)로 명명하였다(식 6). TESB 산정 시 분류군의 분류학적 범주는 종(species) 단위 로 하며 정확한 동정이 어렵지만 종 단위에서 뚜렷이 구별 되는 형태군(phenon)도 2점을 부여하여 합산에 포함하도록 한다.

Kong's TESB (this study)

TESB : Total ecological score of benthic macroinvertebrate community (저서성 대형무척추동물 총생태점수)

s: Total number of species (총 총수)

Q_i: Environmental quality score of i species (= 1, 2, 3, 4, 5) (i 종에 대한 환경질 점수)

종별 출현 개체수 비를 고려하는 지수와 달리 종수만을 고려하는 TESB 지수는 표본크기(sample size)가 커지면 더 불어 그 값이 증가한다(^{Kim et al., 2013}). 이는 환경상태에 대한 평가에 있어서 장점이자 약점이 될 수 있다. 장점은 수질을 포함하여 생물군집의 전체 다양성을 대변할 수 있 다는 것이고, 단점은 표본크기에 따라 해석이 달라질 수 있으며 자연적으로 서식처가 단순한 상류 발원 하천에서는 그 값이 대체로 작다는 것이다.

이러한 문제점을 보완하기 위해 환경질 점수를 평균한 저서성 대형무척추동물 평균생태점수(Average Ecological Score of Benthic Macroinvertebrate Community, AESB)를 고안하였다(AESB 산정시엔 지표치가 미지인 종은 포함하 지 않음). 이는 영국의 BMWP의 ASPT 점수나 Chandler 점수에 대한 ACBS와 같은 맥락을 가지고 있다. 즉 AESB 지수는 하천의 여러 환경요인 중 수질상태를 판정하는데 더욱 유용할 수 있다.

Kong's AESB (this study)

AESB: Average ecological score of benthic macroinvertebrate community(저서성 대형무척추동물 평균생태점수)

s: Total number of species (총 종수)

Q_i: Environmental quality score of i species (= 1, 2, 3, 4, 5) (i 종에 대한 환경질 점수)

3.2.1. 수생태조사

수생태조사 지점별 분석기간의 평균 BOD₅ 농도와 기존 ESB 값은 거듭제곱 함수의 관계를 가지며 상관계수는 -0.66 이었다(Fig. 1a). TESB와 BOD₅ 농도 역시 거듭제곱 함수의 관계를 가지며 상관계수는 -0.67로(Fig. 1b) 기존 ESB와의 그것보다 경미한 수준에서 상관도가 높았다. BOD₅ 농도와 AESB는 대수적 비선형관계를 보였으며 상관도(r = -0.79) (Fig. 1c)는 BOD₅ 농도와 TESB의 상관도(r = -0.67)(Fig. 1b)보다 높았고 BOD₅ 농도에 대한 BMI(저서동물지수)의 상관도(r = -0.80)(Fig. 1d)와도 큰 차이가 없었다. BMI보다 AESB가 BOD₅ 농도에 대한 상관성이 약간 낮은 것은 ESB 산정 시 깔다구류의 환경질 점수를 표현형으로 분리하지 않고 과 수준에서 통합하여 부여한데 따른 차이 정도에 불 과하였다.

Fig. 1. Relationship between (a) original ESB, (b) TESB, (c) AESB, (d) BMI, (e) number of species, (f) diversity, H' and the concentration of BOD5in the 569 sites of SES during 2008 ~ 2014.

BOD₅ 농도에 대한 종수와 다양도지수(H')의 상관계수는 각각 -0.59(Fig. 1e)와 -0.65(Fig. 1f)로 BOD₅ 농도와 AESB 의 상관도에 비해 크게 낮았다. 이는 역으로 볼 때 수질 판정에 AESB의 활용도가 상대적으로 높음을 시사하는 것 이다.

TESB는 BMI와 높은 상관도(r = 0.89)를 보였고(Fig. 2a), AESB는 BMI와 보다 높은 상관도(r = 0.98)를 보였다(Fig. 2b). AESB는 BOD₅ 농도와도 높은 상관도를 보이고 있으 므로 기존 ESB보다 수질평가에 대한 적용성이 더 크다고 할 수 있다. AESB와 TESB의 관계도 높은 상관도(r = 0.91) 를 보였는데(Fig. 2c) 이는 환경질이 높은 종류들이 서식하 는 곳은 환경상태가 양호하여 종의 다양성도 높음을 의미 하는 것이다. TESB 값은 기존 ESB 값보다 컸는데 이는 환경질 점수를 5단계로 확장한데 따른 것이며 그 차이는 TESB 값이 높은 구간으로 갈수록 커졌다(Fig. 2d).

Fig. 2. Relationship between (a) TESB and BMI, (b) AESB and BMI, (c) AESB and TESB, (d) TESB and original ESB in the 569 sites of SES during 2008 ~ 2014.

종다양도와 종풍부도에 대하여 TESB와 AESB는 모두 고 도로 유의한 양의 상관관계를 보이고(Fig. 3a ~ 3d) 우점도 와는 고도로 유의한 음의 상관관계를 보였다(Fig. 3e ~ 3f). 또한 이들 군집지수에 대하여 AESB보다는 TESB의 상관 도가 현저히 높았는데, 이와 반면에 BOD₅ 농도에 대해서 는 TESB보다는 AESB의 상관도가 더욱 높았던 점을 고려 한다면 TESB는 군집의 다양성, AESB는 수질에 상대적으 로 더욱 민감한 지수라고 할 수 있다.

Fig. 3. Relationship between (a) TESB and H', (b) AESB and H', (c) TESB and R, (d) AESB and R, (e) TESB and DI, (f) AESB and DI in the 569 sites of SES during 2008 ~ 2014.

기존 ESB 평가는 6등급 체계인데, TESB 평가는 기존의 ‘다소불량’과 ‘다소양호’ 등급을 ‘보통’으로 묶어 5등급 체 계로 전환하였다(Table 5). 즉 중간수준으로 평가되는 상태 에 대해서는 그 질을 세분하지 않고 포괄하여 관리측면에 서 볼 때 단순히 예찰(monitoring)하는 대상으로 구분하고 자 한 것이다. TESB의 등급 경계치는 기존 ESB와의 회귀 식[Fig. 2d, ESB = 1.01(ESB_old)^1.04]에 기존 ESB에 대한 Table 2의 각 등급의 상한경계치를 대입하여 회귀 값을 구 하고, ‘매우불량’ 등급의 상한경계치를 제외하곤 가독성을 위해 5점 단위로 조정하여 설정하였다.

분석대상 569개 지점의 장기간 평균 BOD₅, 부유물질 (TSS), 총인(TP) 농도(mg/L)와 AESB 값의 다중회귀 관계 는 식 8과 같이 나타났으며, 각 독립변수의 회귀계수와 변 수 간 분산도로 평가한 영향도는 BOD₅ > T-P > TSS 순이었 다. 다중회귀의 결정계수는 0.65로 BOD₅ 농도와의 단순회 귀 시 0.62(Fig. 1c)에 비해 큰 차이를 보이지 않았는데 이 는 수질항목 간에 높은 다중공선성(multicollinearity)이 존재 하기 때문인 것으로 보인다. 그러나 강우로 인해 BOD₅ 농 도는 낮아지지만 부유물질 농도가 높아지는 경우 또는 BOD₅ 농도와 관계없이 인산염인의 의례적인 유입으로 부 착조류가 과다번성한 경우는 모두 저서성 대형무척추동물 의 생육에 저해를 주기 때문에 AESB 등급치 결정 시 3가 지 항목을 모두 고려하였다.

BOD₅ 등급치는 ^{Sládeček (1973)}의 체계를 변형한 배수 체계로 구분하였다(Table 6). 총인 농도는 ^{OECD (1982)}의 영양상태 판정기준(< 0.01 mg/L: oligotrophic, 0.01 ~ 0.035 mg/L: mesotrophic, 0.035 ~ 0.1 mg/L: eutrophic)과 하천의 생활환경기준의 ‘약간 나쁨’ 등급의 경계치인 0.3 mg/L를 적용하여 구분하였다. 부유물질 농도는 A등급의 농도를 2.5 mg/L로 설정하고 배수 체계로 등급화하였다. 각 등급의 AESB 값은 각 수질항목의 등급치를 식 (8)의 다중회귀식 에 대입하여 계산하였다.

이상의 결과를 조합한 환경상태 등급별 TESB와 AESB의 기준치는 Table 7과 같다. 두 지수 모두 기준치 이상일 경 우 해당 등급의 환경상태로 판정하는 것으로 하였는데, 이 는 영국의 GQA 시스템에서 두 EQI의 지수치가 모두 기 준에 부합되어야 하는 평가체계와 같은 맥락을 가진 것이 다. 환경상태(Environmental status)는 매우양호(very good), 양호(good), 보통(moderate), 불량(Bad), 매우불량(Very bad) 로 구분하고, 이에 따른 지역관리(Area control) 권고수준은 각각 우선보호(Priority protection), 보호(Protection), 예찰 (Monitoring), 복원(Restoration), 우선복원(Priority restoration) 으로 설정하였다.

Fig. 4는 Table 7의 기준에 따라 수생태조사의 7,086개 표본단위에서 도출된 TESB와 AESB 값을 복합하여 평가한 결과에서 나타난 환경상태의 각 등급별 BOD₅ 농도의 분포 와 다양도지수의 분포를 도시한 것이다. TESB와 AESB의 복합평가에 의한 등급별 BOD₅ 농도의 분포는 대수정규분 포의 형태로 나타났고(Fig. 4a), 다양도지수의 분포는 등급 별로 편포(skewed)하는 방향과 정도가 달랐다(Fig. 4b).

Fig. 4. Distribution of (a) BOD5concentration and (b) Shannon-Weaver's H' according to each class of ESB in the 7,086 sampling units of SES during 2008 ~ 2014.

BOD₅ 농도의 분포는 A 등급으로부터 하위등급으로 갈수 록 최빈수가 고농도 쪽으로 이동하고 첨도가 낮아지며 분 산도가 커졌다. 등급별 90 백분위수는 A가 1.2 mg/L, B가 1.8 mg/L, C가 2.9 mg/L, D가 5.0 mg/L, E가 6.3 mg/L로 A ~ D 등급까지는 각각 하천 생활환경기준의 I ~ IV등급의 하 한경계치에 대략적으로 부합된다. 예를 들어 ESB의 평가결 과가 C 등급이면 수질의 90 % 이상이 II등급 수준이상인 것으로 볼 수 있다.

BOD₅ 농도의 분포는 등급 간에 중첩되는 정도가 컸으나 다양도지수는 ESB 평가등급을 보다 명확하게 구분하는 것 으로 나타났다. 다양도지수의 분포는 상위등급으로 갈수록 최빈수가 고다양도 쪽으로 이동하고 첨도가 커지며 분산도 가 낮아졌다. 등급별 최빈수(90 % 신뢰구간)는 A가 3.7(2.6 ~ 4.2), B가 3.4(2.3 ~ 4.0), C가 2.7(1.6 ~ 3.6), D가 1.9(0.9 ~ 2.9), E가 1.1(0.4 ~ 2.3)이었다. 다양도지수의 최빈수를 기준 으로 한다면 A 등급과 B 등급은 ^{Staub et al. (1970)}의 기 준에 따라 빈부수성, C는 베타중부수성, D는 베타중부수성 에 가까운 알파중부수성, E는 강부수성에 가까운 알파중부 수성이라 할 수 있다.

Fig. 5는 Table 7의 기준에 따라 수생태조사의 7,086개 표본단위에서 도출된 TESB와 AESB 값을 복합하여 환경상 태를 평가한 것이다. AESB의 등급경계선은 TESB와 AESB 의 회귀선의 아래에 위치하여 대부분의 지점은 AESB보다 는 TESB의 값에 의하여 환경상태의 등급이 결정된다. 즉 수질을 반영하는 AESB는 환경상태의 판정에서 TESB를 보완하는 성격을 가지고 있다고 볼 수 있다. 일례로 어떤 지점이 상대적으로 더욱 큰 표본크기로 조사되어 TESB 값 이 수질과 관계없이 지나치게 크게 나타나는 경우 AESB가 평가의 왜곡을 바로 잡을 수 있다.

Fig. 5. Assessment of environmental status using TESB and AESB in the 7,086 sampling units of SES during 2008 ~ 2014.

개정된 기준안을 통해 도출된 환경상태 등급의 비율은 기존 ESB의 평가체계에 의한 결과와 비교할 때 ‘매우양호’ 와 ‘보통’의 비율이 약간 작아지고 다른 등급의 비율이 약 간 커졌지만 전반적으로 큰 차이는 없었다(Fig. 6).

Fig. 6. Frequency of environmental status evaluated by original ESB and new ESB in the 7,086 sampling units of SES during 2008 ~ 2014.

개정된 지수를 2014년 “하천 수생태계 현황 조사 및 건 강성 평가”의 949개 유효 조사지점의 1,900개 표본단위의 자료에 적용한 결과, TESB 값은 정적편포(positively skewed distribution)하는 반면 AESB 값은 부적편포(negatively skewed distribution)하였다(Fig. 7). 이는 높은 값의 TESB 구간에서 는 AESB 값이 변별력이 크지 않은 비슷한 수준의 큰 값을 보이는데서 비롯된 것이다. 와이블모형으로부터 계산된 TESB의 평균값은 52, AESB의 평균값은 3.2였으며 최빈수 는 각각 27과 3.4였다.

Fig. 7. Distribution of (a) TESB and (b) AESB in the 1,900 sampling units of 949 sites of SES in 2014.

2014년 수생태조사 자료에서 AESB 단일 기준으로 평가 된 환경상태 등급(Fig. 8b)과 BMI에 의한 평가 등급(Fig. 8a)은 B 등급 이상이 모두 60 % 수준으로 나타나는 등 유 사한 경향을 보였다. 즉 수질 등급을 기반으로 도출된 AESB와 BMI는 전반적으로 비슷한 등급 분포를 보였지만 수질항목 각각에 대한 반응이 AESB와 BMI가 차이가 있어 정확히 일치하지는 않았다.

Fig. 8. Distribution of (a) BMI, (b) AESB, (c) TESB, (d) ESB in the 1,900 sampling units of 949 sites of SES in 2014.

TESB 단일 기준으로 평가된 환경상태는 ‘보통’ 등급의 비율이 가장 높은 종형의 분포를 보였다(Fig. 8c). TESB와 AESB의 복합 기준으로 평가된 환경상태는 TESB 단일 기 준의 평가 결과와 유사하였으나 ‘매우양호’ 등급의 일부분 이 ‘양호’ 등급으로 이동하고, ‘보통’과 ‘불량’ 등급의 비율 이 ‘매우불량’ 등급으로 이동되면서 다소 저평가되는 결과 를 보였다. TESB와 AESB의 복합기준의 평가결과와 TESB 단일 기준의 평가결과가 유사한 것은 Fig. 5에서 보여지는 바와 같이 AESB에 비해 TESB가 평가에 우선하기 때문이 고, 복합기준의 결과가 다소 저평가되는 것은 AESB의 판 정결과가 보완되기 때문이다.

3.2.2. 자연환경조사

Fig. 9는 2006 ~ 2012년간 자연환경조사의 5,576개 지점에 서 나타난 ESB와 AESB의 분포로서 그 경향은 수생태조사 의 그것과 같았다. 와이블모형으로부터 계산된 평균 TESB 값은 50, 평균 AESB 값은 3.3으로서 수생태조사의 결과와 거의 차이가 없었으나 최빈수는 각각 20과 3.6으로 자연생 태조사의 TESB 최빈수가 상대적으로 작았다.

Fig. 9. Distribution of (a) TESB and (b) AESB in the 5,576 sites of NES during 2006 ~ 2012.

Fig. 10은 자연환경조사에서 나타난 TESB와 AESB의 관 계이다. 수생태조사의 결과(Fig. 5)와 비교할 때 회귀식은 거의 같지만 자연환경조사의 결정계수(R² = 0.56)가 수생태 조사의 그것(R² = 0.69)에 비해 낮았다. 이러한 차이는 양 모니터링 사업에서 조사방법의 구체성에 차이가 있기 때문 에 비롯된 것으로 보인다.

Fig. 10. Assessment of environmental status using TESB and AESB in the 5,576 sites of NES during 2006 ~ 2012.

이상의 평가를 통해 도출된 환경상태 등급은 기존의 ESB 평가체계에 의한 평가결과와 비교한다면 ‘보통’의 비 율이 작아지고 그 부분이 다른 등급으로 분산되는 경향을 보였다(Fig. 11).

Fig. 11. Frequency of environmental status evaluated by original ESB and new ESB in the 5,576 sites of NES during 2006 ~ 2012.

여기에서 주목해야 할 사항은 Table 7의 개정 ESB 평가 체계가 수생태조사 자료로부터 도출되었다는 점이다. 해당 조사 사업은 여울부에 대한 정량조사를 원칙으로 하고 있 으며 지침으로 정해진 조사방법이 정성조사를 위주로 하는 자연환경조사와 다르다. 위에 언급된 바와 같이 표본크기에 따라 ESB의 값은 크게 영향을 받는데 조사방법 특히 표본 크기가 다른 두 조사사업의 평가 결과의 차이에 대한 검토 가 필요하다.

조사체계가 다른 두 사업의 결과를 비교하기 위해서는 양자에 일관성 있게 적용할 수 있는 평가기준이 필요한데 이에 가장 부합하는 것이 AESB라 할 수 있다. 즉 표본크 기가 커지면 채집되는 종이 많아져 TESB 값은 증가하지만 채집된 생물들의 내성도의 평균치는 큰 차이가 없다. 이는 지표 생물군의 비율을 고려하는 지수인 BMI나 EPT 등에 서도 일반적인 사항이다(^{Kong and Kim, 2015b}).

AESB와 TESB가 거듭제곱의 관계를 가지고 있고 양 조사 사업에서 같은 환경상태를 가진 지점에서는 동일한 AESB가 나타난다고 가정하면 양 사업에서 나타나는 TESB의 관계 는 식 (11)과 같다.

Fig. 12는 이상의 방법으로 두 조사사업에서 나타난 TESB 의 관계를 추정한 것이다. 그림의 산포 점은 AESB를 0.3 단위로 증분하면서 각 급구간(class interval)에서 나타나는 수생태조사의 평균 TESB와 해당 구간의 a, b 값으로 추정 된 자연환경조사의 추정 TESB 값에 해당한다. 그 결과 TESB가 약 50 수준까지는 자연환경조사의 TESB 값이 더 크고 TESB가 50을 넘는 구간에서는 수생태조사의 TESB 값이 더 큰 것으로 나타났다.

Fig. 12. Relationship between TESB of SES and TESB of NES estimated with AESB.

이처럼 표본크기가 다른 조사사업에서 ESB를 평가하고 비교하는 것은 복잡한 과정을 거쳐야 하고 불확실성도 높 아지게 된다. 본 연구에서 수생태조사의 자료를 기반으로 ESB 평가체계를 제시한 것은 지표 분류군의 내성치가 장 기적인 수질자료가 병행된 수생태조사를 통하여 제시되었 고 이를 바탕으로 환경질 점수를 결정하였기 때문이다. ESB 지수는 표본크기를 비롯한 조사방법에 영향을 크게 받기 때문에 Table 7의 기준 표는 국립환경과학원에서 공 고한 해당 조사지침에서 정한 조사방법(30 × 30 cm 서버네 트, 여울부 3회 정량조사)에 따라 조사한 결과를 평가할 때 에 적용할 수 있다.

현재 자연환경조사는 수생태조사와 비교할 때 조사 대상 지역이 정수역을 일부 포함하고 있고, 조사정점도 여울로 특정하지 않고 다양한 서식처를 고려토록 하고 있으며, 대 체로 정성적인 방법으로 조사가 진행되고 있다. 이러한 조 사방법의 차이에 따라 자연환경조사의 ESB 평가를 위해서 는 정수역 생물종에 대한 환경질 점수를 보완함은 물론 해 당 조사방법에 부합하는 평가표를 새로이 만들어야 한다. 그 이유는 위에서 살펴본 바와 같이 조사방법이 다를 경우 평가의 왜곡이 일어날 수 있기 때문이다. 향후 자연환경조 사 사업에서 수환경의 상태를 합리적으로 평가하기 위해서 는 시범지역을 선정하여 물리화학적인 환경상태와 생물군 집을 동시 조사하고 통일된 표본크기와 표준화된 조사방법 을 전제로 한 새로운 평가체계를 마련할 필요가 있다.