2.1. 조사지

조사대상 하천은 우리나라의 5대 하천, 즉 금강, 낙동강, 섬진강, 영산강 및 한강을 대상으로 하였다(Fig. 1). 조사구 간은 하구로부터 1차 하천에 이르기까지 하천의 전 구간을 조사대상으로 삼았다. 식생조사는 그 중 비교적 온전한 강 변식생을 보유하고 있는 108개 구간을 선정하여 수행하였 다. 금강에서는 계류, 상류, 중류 및 하류 구간에서 각각 6, 5, 5 및 4개 구간으로 총 20개 구간, 낙동강에서는 계류, 상류, 중류 및 하류 구간에서 각각 9, 9, 10 및 3개 구간으 로 총 31개 구간, 섬진강에서는 계류, 상류, 중류 및 하류 구간에서 각각 5, 1, 3 및 3개 구간으로 총 12개 구간, 영 산강에서는 계류, 상류, 중류 및 하류 구간에서 각각 7, 3, 3 및 3개 구간으로 총 16개 구간 그리고 한강에서는 계류, 상류, 중류 및 하류 구간에서 각각 21, 2, 1 및 5개 구간으 로 총 29개 구간에서 식생정보가 수집되었다.

Fig. 1. A map showing the studied rivers.

2.2. 조사방법

하천의 구간은 하상의 경사와 기질을 고려하여 계류, 상 류, 중류 및 하류의 네 구간으로 구분하였다. 하상경사는 하구로부터의 거리와 고도 사이의 관계로부터 구하였다. 하 상의 기질은 입자 크기에 근거하여 미사(silt, <0.2 mm), 모래 (sand, 0.2 ~ 2 mm), 자갈(gravel, 2 ~ 64 mm), 호박돌(boulder, 64 ~ 256 mm) 및 거석(rock, > 256 mm)으로 구분하였고(^{Cowan, 1956}) 각 조사구간에서 우세한 물질로 표현하였다.

다양하고 과도한 토지이용이 식생을 제거하는 것은 물론 지형을 변화시킨 우리나라와 같은 현실에서 하천의 수평적 공간범위를 밝히기 위해서는 토양의 성인이 중요하게 작용할 것으로 판단된다. 이에 본 연구에서는 지질도(^{KIGAM, 2017})로 부터 충적토가 분포하는 범위를 본래 하천의 수평적 공간범 위로 판단하였다.

현장조사는 2006년부터 2017년 현재까지 지속적으로 수행 하였다. 대조생태정보는 각 구간에서 비교적 온전한 하천의 단면과 강변식생을 보유하고 있는 하천의 구간을 대상으로 미지형 변화에 따른 식생의 수평 및 수직 구조를 모식화한 식생단면도를 작성하여 수집하였다. 나아가 각 식생유형이 보 유하고 있는 종 조성 정보를 수집하여 체계화하였다.

식생단면도는 하천을 가로질러 10 m 폭의 띠 조사구를 설치한 후 그 안에 출현하는 식생의 단면을 모식화하여 작 성하였다. 식생단면도는 현장 식생의 종 조성으로 구분되는 미지형마다 거리를 측정하고, 그 구간에 출현한 주요종과 그 피복 범위를 표현하여 작성하였다. 식생 단면도는 수평 및 수직적 식생 분포를 표현하여 평면적인 식생 조사를 보 완하였다.

식생조사는 식물사회학적 방법을 적용하여 수행하였다 (^{Braun-Blanquet, 1964}). 식생조사는 수로에서 제방에 이르 기까지 하천을 가로질러 설치된 띠 조사구를 따라가며 출 현하는 모든 식생을 대상으로 수행하였다. 조사구 면적은 초본, 관목 및 교목 우점 식생에서 각각 4 m² (2 m × 2 m), 25 m² (5 m × 5 m) 및 100 m² (10 m × 10 m)로 정하였다.

본 연구에서는 식생단면도와 식생의 종 조성 정보에서 각 각 전형적인 하천 식생을 이루는 종 조성 정보를 도출해 낸 후 이들이 간직하고 있는 생활형 정보에 근거하여 그들을 교목 및 아교목, 관목 그리고 초본식생대로 재분류하여 해당 하천유형의 식생복원모델로 삼았다.

3.1. 하천의 구간 구분

계류하천은 하상의 기울기가 1:100 이상이고, 하상저질은 주 로 호박돌(boulder) 이상의 크기를 가진 거석으로 이루어졌다. 상류하천은 경사가 1:1,000이상 1:100 이하이고, 하상저질은 주로 자갈(gravel)로 이루어졌다. 중류하천은 경사가 1:10,000 이상 1:1,000 이하로 완만하고, 하상저질은 주로 모래(sand)로 이루어졌다. 하류하천은 경사가 1:10,000 이하로 매우 완만하 고, 하상저질은 주로 미사(silt)의 입경 이하의 매우 고운 입자 크기를 가지는 것으로 나타났다(Fig. 2, Table 1).

Fig. 2. Gradient of river bed classified by reach obtained from relationship between river length and elevation in each river.

이러한 분류를 ^{Rosgen (1994)}의 분류체계와 비교하면, 계 류는 Aa+, A 및 B, 상류는 C 및 D, 중류는 DA 및 E 그 리고 하류는 F 및 G와 해당한다.

하상 기질은 계류, 상류, 중류 및 하류에서 호박돌 이상의 거친 기질, 자갈, 모래 및 미사 이하의 고운 기질이 우세한 경향이었다. 이러한 결과를 ^{Montgomery and Buffington (1997)}의 수로 구간(channel reach) 체계와 비교하면, 계류는 호박돌 구간(colluvial reach) 및 암반 구간(bedrock reach), 상 류와 중류는 자유롭게 형성된 충적 구간(free-formed alluvial reach) 그리고 하류는 유압의 영향을 받아 형성된 충적 구간 (forced-formed alluvial reach)에 해당한다.

한편, 이러한 결과를 ^{Montgomery and Buffington (1997)} 의 하천 분류 체계와 비교하면, 계류는 호박돌(colluvial), 폭포(cascade) 및 계단상 못(step-pool), 상류는 유압의 영향 을 받아 형성된 계단상 풀(forced step-pool), 중류는 못-여 울(pool-riffle) 및 유압의 영향을 받아 형성된 못-여울 (forced pool-riffle) 그리고 하류는 사구형 여울(dune-riffle) 에 해당한다.

3.2. 하천의 구간 별 토지 이용 전환 비율

하천의 구간 별 원래의 공간 범위에 대한 현재의 공간 범위의 비율을 Fig. 3에 나타내었다. 계류구간은 대체로 하 천의 원래 범위가 현재 그대로 유지되었지만 상류에서 하 류로 가면서 그 비율이 현저히 감소하여 넓은 면적의 강변 구역이 다른 유형의 토지로 전환되었음을 알 수 있었다.

Fig. 3. Areal percentage of the current river to the original river classified by reach in each river.

3.3. 하천의 횡단지형과 강변식생의 공간 분포

하천을 거석이 우세한 기질을 이루는 계류, 자갈이 우세 한 기질을 이루는 상류, 모래가 우세한 기질을 이루는 중 류 및 미사가 우세한 기질을 이루는 하류 구간으로 구분한 후 자연단면을 유지하고 있는 구간을 중심으로 단면지형을 조사한 결과, 경사가 급한 복단면 구조는 나타나지 않았다 (Fig. 4). 이처럼 인간 간섭이 거의 가해지지 않을 경우 하 천의 횡단면은 완만한 경사를 유지하여 자연상태의 교란 및 지하수위 체제를 유지하고 있는 것으로 판단되었다. 수 로로부터 거리에 따른 식생의 공간배열이 나지-초지-관목림 지-교목림지의 순서를 유지하는 경향이어서 그러한 판단을 뒷받침하고 있다(Fig. 4).

Fig. 4. The typical vegetation profile of each river reach. a) valley stream, b) upstream, c) midstream, d) downstream (Cc: Carpinus cordata, Vo: Veratrum oxysepalum, Ie: Isodon excisus, Dc: Dryopteris crassirhizoma, Ps: Pseudostellaria setulosa, Co: Celastrus orbiculatus, Ap: Acer pseudosieboldianum, Lf: Ligularia fischeri, Qm: Quercus mongolica, Sn: Symplocarpus nipponicus, Pt: Polystichum tripteron, Fm: Fraxinus mandshurica, Ar: Astilbe rubra, Fr: Fraxinus rhynchophylla, Lm: Lonicera maackii, Am: Acer mandshuricum, Mu: Meehania urticifolia, Sc: Sanicula chinensis, So: Saxifraga octopetala, As: Aster scaber, Fg: Filipendula glaberrima, Cj: Celtis jessoensis, Pd: Pinus densiflora, Jm: Juglans mandshurica, Sg: Salix gracilistyla, Ud: Ulmus davidianavar.japonica, Po d: Populus davidiana, Sa g: Salix graciliglans, Ac t: Acer tataricumsubsp.ginnala, Pj: Phragmites japonica, Dn: Draba nemorosa, Ms: Miscanthus sacchariflorus , Pn: Persicaria nodosa, Sr: Scirpus radicans, Pc: Phragmites communi, Sc: Salix chaenomeloides, Sa: Stellaria aquatica, Casp.:Carexsp.,Sk: Salix koreensis, Aj: Achyranthes japonica, Bf: Bidens frondosa, Cg: Carex glabrescens, Sa: Sicyos angulatus, Pb: Panicum bisulcatum, Ap: Artemisia princeps, Ma: Morus alba, Pt: Populus tomentiglandulosa, Hj: Humulus japonicus, Ec: Echinochloa crusgallivar.oryzicola, Zl: Zizania latifolia, Pp: Persicaria perfoliata, Sv: Setaria viridis, Ad: Ajuga decumbens, Cs: Carex scabrifolia, Pa: Phalaris arundinacea).

계류하천의 식생단면도는 수로 변에 바로 교목 식생대가 성립하여 다른 하천 구간의 식생단면도와 뚜렷한 차이를 보이고 있다(Fig. 4a). 이 구간의 식생을 이루는 식물 중에 는 교목층 식물, 관목층 식물 및 초본층 식물이 모두 출현 하지만 홍수의 영향에 자주 노출되어 식생의 계층구조는 비교적 단순한 구조를 이루고 있다.

상류와 중류 구간의 식생단면도는 수로로부터 거리에 따 라 초본식생대, 관목식생대 및 교목식생대의 순서로 분포하 여 홍수의 빈도와 강도 그리고 지하수위를 반영한 공간분 포를 보이고 있다(Fig. 4b). 그러나 식생대의 순서가 서로 혼재하는 곳도 출현하여 인위적 교란의 영향을 반영하고 있다(Fig. 4c).

하류구간의 식생단면도는 초본식생대는 구분되지만 관목 식생대와 교목식생대가 뚜렷이 구분되지 않아 또 다른 차이 를 보이고 있다(Fig. 4d). 이는 하류구간에서 홍수의 영향이 있지만 유속이 크게 느려진 것에 기인하는 것으로 판단된다.

쌀을 주식으로 삼고 있는 우리나라에서 하천 주변은 오 랜 세월에 걸쳐 인위적 간섭이 가해져 하천의 횡단 범위를 밝히기는 매우 어려운 실정이다. 그러나 하천 주변에서 토 지이용강도가 우리나라와 비교해 심하지 않은 나라 또는 토지이용이 심하게 이루어지기 이전에 연구된 하천의 횡단 범위에 대한 자료는 참고자료로서 중요한 기여를 할 수 있 다. ^{Ellenberg (1986)}는 유럽의 하천경관에서 경관요소의 공 간배열이 수로, 나무가 없는 홍수터, 나무를 가진 홍수터 및 홍수터 밖의 순서로 배열되고 있음을 밝히고 있다. 그 런 다음 그는 나무가 없는 홍수터를 다시 1년생 식물 구 역, 홍수터 초지 구역 및 갈대식물 구역으로 세분하고, 나 무를 가진 홍수터는 관목성 버드나무 구역, 교목성 버드나 무림 구역, 오리나무림 구역 및 느릅나무·참나무혼합림 구 역으로 세분하고 있다. ^{Ellenberg (1986)}는 강변구역을 토성 에 따라서도 구분하여 나무가 없는 홍수터는 자갈이 우세 하고, 나무를 가진 홍수터 중 전반부는 모래 그리고 후반 부는 점토가 우세한 구역으로 구분하였다. 미지형은 초본식 생대와 관목식생대까지는 완만한 경사가 있고, 그 다음에 버드나무림과 오리나무림이 성립하는 부분과 느릅나무·참 나무혼합림이 성립하는 부분은 평지에 가까운 지형을 유지 하는데, 높이 차가 크지 않지만 각기 다른 구역으로 구분 하고 있다. 수위에 따른 구분에서는 1년생 식물 구역과 홍 수터 초지 구역은 최저 수위와 여름 평균 수위 사이, 갈대 식물 구역, 관목성 버드나무 구역, 교목성 버드나무 구역 및 오리나무 구역은 여름 평균 수위와 평균 고수위 사이, 느릅나무·참나무혼합림 구역은 평균 고수위 사이와 극단 고수위 사이에 성립하고 홍수터 밖의 삼림식생은 극단 고 수위를 넘어서는 부분에 성립하는 것으로 구분하였다.

^{Goodwin et al. (1997)}은 미국의 하천과 그 주변의 수평 적 공간범위를 수역, 제1 강변구역, 제2 강변구역 및 삼림 구역으로 구분하여 하천이 수역생태계와 강변생태계가 조 합된 경관으로 해석하고 있다. 이러한 구분에서 제1 강변 구역은 빈번하게 범람하여 지형 변화가 계속 일어나고, 지 하수위는 높아 천근성 식물이 지하수위로부터 물을 얻을 수 있는 수준으로 보았다. 제2 강변구역은 과거의 하천 지 형형성과정을 통해 형성되었고, 지하수위는 제1 강변구역보 다 높아 충적층 지하수로부터 물을 얻을 수 있을 만큼 심 근성 식물이 자라고 있다. 한편, 계류하천은 하폭이 좁아 강변구역이 제1 구역과 제2 구역으로 구분되지 않았다.

^{Tamura and Sakio (2008)}는 일본의 하천 상류 유역에서 하천과 그 주변의 수평적 공간범위를 수로, 강변 저지대, 산록사면, 사면 하부, 사면 상부 및 산마루로 구분하여 하 천의 수평적 공간범위를 수로와 강변구역이 포함되어 있음 을 밝히고 강변 저지대는 사면에서 침식된 물질이 쌓인 충 적토로 이루어지고 있음을 밝히고 있다.

이러한 연구를 종합해 볼 때 강변구역은 기질, 지하수위, 침수체제 그리고 그것에 기인한 식생이 달라 높은 생태적 다양성을 유지하고 그것이 바탕이 되어 높은 생물다양성을 유지하는 것으로 판단할 수 있다(^{Carothers et al., 1974}; ^{Gregory et al., 1991}; ^{Johnson and Simpson, 1971}; ^{Lee et al., 2006}; ^{Salinas and Guirado, 2002}).

그러나 다양하고 과도한 토지이용이 식생을 제거하는 것 은 물론 지형을 변화시킨 우리나라와 같은 현실에서 하천의 수평적 공간범위를 밝히는 것은 매우 어렵다. 과도한 인위 적 간섭에도 불구하고 원형을 간직하고 있는 토양의 성인이 그 범위를 밝히는데 중요하게 작용할 것으로 판단된다. 이 에 본 연구에서는 지질도(^{KIGAM, 2017})로부터 충적토가 분 포하는 범위를 본래 하천의 수평적 공간범위로 판단하였다.

그런 다음 그 내부에서 하천이 차지하는 비율을 분석하 여 하천부지가 얼마나 다른 용도로 전환되었는지를 밝혀 장래 온전한 하천복원을 위한 기초자료로 구축하였다(Fig. 3). 나아가 다양한 인간활동의 영향으로 훼손된 강변구역을 생태적으로 복원하기 위한 대조생태정보를 하천의 구간별 로 제시하였다. 또 각 구간에서는 수로로부터 거리에 따라 다른 교란체제에 근거하여 성립한 식생대 별로 대조생태정 보를 제시하였다. 황단면상의 식생대는 강변식생의 보존상태 가 비교적 양호한 외국의 사례(^{Ellenberg, 1986}; ^{Goodwin et al., 1997})를 기본으로 삼고, 여기에 국내의 하천 중 식생 보존상태가 비교적 양호한 지역에서 수집한 식생단면 정보 를 대입하여 구분하였다(Fig. 5). 나아가 해당지역에서 수집 한 식생정보를 관목층 이하의 식생대가 없는 계류 하천, 초본식생대, 관목식생대 및 교목식생대를 모두 보유하고 자 갈이 우세한 상류하천, 모래가 우세한 하상기질인 중류하천 그리고 미사 이하의 입자가 우세한 하상기질인 하류하천으 로 구분하여 생태적 하천 복원을 이루어내기 위한 대조식 생정보로 구축하였다(Table 2).

Fig. 5. Spatial arrangement of riparian vegetation in the river restoration to be practiced by applying the ecological method. Considered flooding regime under the monsoon climate, arrangement of landscape elements on the cross section of river appears in the order of bare ground, herb, shrub, and tree dominated zones. Breadth of each zone is relative one and thereby it depends on the width of the waterway. Information on vegetation to be introduced in each zone was suggested in Table2.

3.4. 강변식생정보에 기초한 하천의 구간 별 서열

금강, 낙동강, 섬진강, 영산강 및 한강의 4개 구간에서 얻 은 강변 식생정보를 토대로 각 하천의 구간을 서열화한 결 과, I축 상에서 모든 하천의 계류구간이 다른 구간과 구분 되어 식생의 차이를 반영하였다(Fig. 6). 다른 구간은 그 차 이가 뚜렷하지 않지만 한강, 낙동강 그리고 금강-섬진강-영 산강의 상류, 중류 및 하류 구간의 순서로 분포하는 경향이 어서 하천 및 구간 간 차이를 확인할 수 있었다(Fig. 6).

Fig. 6. Results of detrended correspondence analyses of reaches based on riparian vegetation data investigated in five grand rivers of Korea. Reach of each river was divided into four sectors of valley stream, upstream, midstream, and downstream based on gradient and substrate of river bed. Without exotic & terrestrial plants indicate the result analysed based on the pure riparian vegetation after exclusion of exotic and terrestrial plants from vegetation data.

수집한 식생정보에서 외래종 및 육상식물을 제외한 강변 식생정보를 토대로 각 하천의 구간을 서열화한 결과는 모 든 종을 포함하여 처리한 결과보다 i축 상에서 계류구간 과 나머지 구간이 더 뚜렷하게 구분되었다. II축 상에서는 위에서부터 아래를 향해 금강, 낙동강, 섬진강, 영산강 및 한강의 순서로 분포하여 하천 간 차이를 반영하였다. 하천 의 구간 별 차이는 뚜렷하지 않지만 낙동강, 섬진강 및 영 산강은 중류와 하류의 식생이 유사하고 상류와는 큰 차이 를 보였다. 한강은 상류와 중류의 식생이 유사하고 하류와 는 큰 차이를 보였다. 금강은 구간 별 차이가 크지 않았다 (Fig. 6).

3.5. 하천의 구간 별 대조 생태 정보

하천의 구간 별 대조 식생 정보를 Table 2에 나타내었고, 그들의 공간배치 계획을 Fig. 5에 나타내었다.

각 하천의 계류구간에 성립된 강변식생은 횡단면 상에서 초본식생대, 관목식생대 및 교목식생대로 구분되지 않고 수 로 변에 바로 교목식생대가 출현하여 다른 구간과 차이를 보였다(Figs. 4 and 5). 또 수변이지만 홍수 시에도 침수되는 기간이 짧고 기질의 입자가 거칠어 침수 후에도 물이 쉽게 빠져 나가기 때문에 출현 식물 중에는 육상식물이 다수 출 현하여 다른 구간과 또 다른 차이를 보이고 있다 (Table 2).

상류구간의 교목식생대는 버드나무가 우점하지만 부분적 으로 육상식물이 출현하여 다른 구간과 차이를 보이고 있 다. 관목식생대에서도 상류구간에는 육상식물이 섞여나고 갯버들이 큰 비중을 차지하여 다른 구간과 차이를 보이고 있다. 초본식생대에서는 육상식물이 섞여 나고 유속이 비교 적 빠른 곳에 출현하는 식물이 많이 출현하여 다른 구간과 차이를 보이고 있다(Table 2).

중류구간의 교목식생대는 버드나무가 우점하고 왕버들, 능수버들 등이 부분적으로 출현한다. 관목식생대에서는 갯 버들과 개키버들이 유사한 비율로 우점하고 있다. 초본식생 대에서는 달뿌리풀이 우점하고 수로에 가까워지면 명아자 여뀌가 우점하는 경향이다.

하류구간에서는 교목식생대와 관목식생대가 뚜렷하게 구 분되지 않고 혼재하는 경향이다. 이러한 결과는 유속이 느 려지며 교란의 구배가 뚜렷하게 지어지지 않는데 기인하는 것으로 판단된다. 교목식생대는 버드나무가 우점하고 왕버 들, 능수버들 등이 부분적으로 출현하며, 그 하층에는 개키 버들이나 갯버들이 출현하지만 그 피도는 매우 낮은 편이 다. 초본식생대에서는 정수환경에 적응한 식물이 늘어나고 염생식물이 출현하여 차이를 보이고 있다. 하천 간에는 종 조성 차이가 구간 별 차이만큼 크지 않았다(Table 2).

하천에서 수로로부터 거리에 따른 경관요소의 분포는 홍수 가 가져오는 교란의 빈도와 강도에 의해 지배된다(^{Ellenberg, 1986}; ^{Lee et al., 2013}). 특히 강우현상이 장마기간에 집중되 는 특징을 보이는 몬순기후의 홍수체제 하에서는 그러한 현상이 더욱 뚜렷할 것으로 판단된다. 더구나 기후변화로 인해 극단기후사상이 늘어날 전망이어서 이러한 식생의 배 열은 필연적으로 요구된다(^{Lee, Ahn et al., 2011}). 그 분포 는 수로로부터의 거리에 따라 홍수에 기인한 교란체제를 반영하여 나지, 초본식생대, 관목식생대 및 교목식생대의 순서로 배열하였고, 계류 및 하류 구간에서 나타나는 예외 적인 현상도 반영하였다(Fig. 5). 각 구간의 폭은 현장 조사 자료에 토대를 두고 상대적으로 결정하였다. Table 2에 각 구간에 도입될 식생을 우점종을 중심으로 제시하였다. 그러 나 하천은 매우 동적인 공간으로서 식생의 도입은 교목식 생대와 관목식생대의 목본식물에 한정하여 도입하고 양 식 생대의 초본층과 초본식생대의 식물은 자연의 과정에 맡겨 자연정착을 유도하는 방안을 권장한다.

3.6. 생태적 하천 복원의 필요성

하천에 성립한 식생을 대상으로 변형된 상태를 반영하는 절대육상식물이 차지하는 면적과 비율, 교란이 빈번한 지소 의 특성을 반영하는 외래종이나 일년생식물이 차지하는 면 적과 비율, 식생의 단면 구조, 식생다양성 및 종 다양성에 근거하여 우리나라 전역의 하천 실태를 평가한 결과, 4등 급 이하의 불량한 하천이 2등급 이상의 양호한 하천보다 훨씬 많았다(ME, 2014; 1등급: 매우 양호, 2등급: 양호, 3 등급: 보통, 4등급: 불량, 5등급: 매우 불량). 이들을 정량화 하여 우리나라 하천의 자연성을 종합적으로 평가하면, 조사 구간 전체가 60점 이하의 낮은 점수(53.5±11.7/100)를 기록 하였다(^{ME, 2014}). 즉 우리나라 하천은 절대육상식물과 외 래식물이 많이 침입해 있고, 초본 식생 위주의 강변식생을 보유하고 생태적 다양성이 낮아 불안정한 식생을 유지하고 있는 것으로 평가되었다.

이러한 결과는 하천이 과도한 인간 간섭으로 그 형상이 변형되거나 축소되고, 그러한 영향이 식생에 반영되어 전반 적으로 빈약하고 안정성이 떨어지는 생태적 공간으로 전락 해 있음을 의미한다. 이런 점에서 우리나라 하천의 복원 필요성은 매우 높다고 볼 수 있다.

하천의 구간 별 토지이용 전환 비율(Fig. 3)에서 볼 수 있듯이 우리나라 하천에서 본래의 범위를 확보하고 있는 비율은 매우 낮다. 이러한 사실은 하천의 생태적 질을 낮 추는 것은 물론 3.7 강변식생의 중요성에서 후술하는 바와 같이 많은 사람들이 관심을 집중하고 있는 수질을 악화시 키는데도 주요인으로 작용한다. 이런 점에서 현재의 공간범 위에서 강변식생이 제대로 기능할 수 있는 생태적 복원이 우선적으로 요구된다. 나아가 궁극적으로는 유럽의 ‘Room for the river’ 프로젝트 (^{Lee et al., 2013}; ^{Zevenbergen et al., 2013})와 같이 전환된 하천 구역 전체를 대상으로 하여 하천의 온전한 범위를 되찾는 생태적 복원이 이루어져야 할 것이다. 실제로 현재 국가는 많은 비용을 투자하여 수 변구역 확보사업을 추진하고 있다. 그러나 전문성이 제대로 반영되지 않아 구역이 잘못 설정된 경우도 있고, 확보된 구역에서 진행된 복원사업이 지소의 생태적 특성을 반영하 지 못해 생태적 교란을 유발하고 있다. 이처럼 이미 확보 된 공간을 대상으로 제대로 된 생태적 복원을 추구한다면 이는 강변식생 전체를 복원하는 출발점이 될 것이다.

3.7. 강변식생의 중요성

하천복원을 위한 대조생태정보에서 하천의 공간적 범위 와 식생에 초점을 맞춘 근거는 다음과 같다. 즉 하천의 복 원은 훼손된 하천이 그 본래의 모습을 찾아갈 수 있도록 돕는 과정으로서 생물의 서식기반을 갖추어주는 과정으로 볼 수 있다(^{SERI, 2004}). 하천은 매우 동적인 공간으로서 생물의 서식기반이 갖추어주면 빠른 시일 내에 자발적 복 원을 이루어낼 수 있다.

또 오늘날 기후변화는 빠르게 진행되며 다양하고 복잡한 환경스트레스를 유발하고 있다. 어떤 지역은 극심한 가뭄을 경험하는가 하면, 다른 지역은 홍수 피해로 신음하고 있다. 이러한 극단기후사상 역시 기후변화의 산물이라는데 대부 분의 기후관련 학자들이 동의하고 있다. 이러한 현실에서 하천을 생태적으로 복원하기 위해서는 그것의 공간적 범위 확보가 가장 시급하고 필요한 사항이라고 볼 수 있다(^{Lee, Ahn et al., 2011}).

하천생태계에서 식생은 하천의 형태와 함께 생물의 서식 환경의 기반이 된다. 즉, 식생은 초식동물의 먹이가 되고, 산란장소 및 피난처로서의 역할을 한다(^{Petts and Calow, 1996}). 즉 하천생태계에서 식생은 하나의 생물요소이자 다 른 생물들에게 서식환경으로서의 역할을 담당하여 하천의 생태를 총체적으로 복원할 수 있는 도구로서 기능할 수 있 다. 이런 점에서 생태계 생물구성원의 토대이고, 다른 한편 에서 다른 생물의 서식처 역할을 하는 식생을 갖추는 것은 그 서식기반을 갖추는 것과 함께 하천복원의 출발점으로 삼을 수 있다(^{Lee et al., 1999}).

농부들은 종종 그들의 농경지에 많은 양의 질소와 인을 공급하지만 공급한 질소와 인이 모두 식물에 의해 흡수되지 못한다. 도시에서도 여러 가지 인간활동으로 다양한 오염물 질이 발생한다. 비가 내릴 때 이러한 영양염류 중 얼마는 토양으로부터 유실되어 유역을 거쳐 표면수 및 부표면수의 형태로 하천으로 유입된다. 농경지와 도시를 비롯해 인간활 동이 이루어지는 대부분의 지역에서 이러한 비점오염원이 발생하는데, ^{Mayer et al. (2005)}을 비롯한 많은 연구는 강 변 완충식생대가 발휘하는 비오염원 물질 제거능을 밝히고 있다(^{Agouridis et al., 2005}; ^{Dahlin et al., 2005}; ^{Dorioz et al., 2006}; ^{Haycock and Pinay, 1993}; ^{Lee et al., 2003}; ^{Oteroa et al., 2011}; ^{Pan et al., 2008}; ^{Pan et al., 2010}). 특 히, 농경지에서의 강변식생은 침전물, 무기 영양염류, 인, 질산염 및 아질산염 제거에 중요한 역할을 한다 (^{Fail et al., 1987}; ^{Goss et al., 2014}; ^{Hill, 1996}; ^{Osborne and Kovacic, 1993}). 이처럼 하천을 따라 또는 호수에 인접하여 성립하는 강변식생은 육지의 농경지와 도시에서 수계생태계로 유입되 는 양양염류와 퇴적물을 제거하고 그 이동에 영향을 미치므 로, 강변식생의 도입은 완충 지역 조성과 수질환경을 개선 하기 위한 가장 효율적인 관리방안으로 인정받고 있다 (^{Mikolaj et al., 2015}).

나아가 하천을 따라 형성된 강변식생은 많은 동 식물에게 중요한 서식처를 제공하고(^{Kelsey and West, 1998}; ^{Pollock, 1998}), 홍수의 영향을 줄이는데 효과적인 역할을 한다(^{Brunet and Astin, 1997}).

3.8. 생태적 복원의 절차와 대조생태정보의 중요성

복원사업의 일반적 절차는 1. 진단평가, 2. 대조지소 선정 및 생태 정보 확보, 3. 진단평가 결과 및 대조생태정보에 기 초한 복원계획 수립, 4. 복원의 실행, 5. 모니터링, 6. 모니터 링 결과에 기초한 적응관리 및 7. 복원효과 평가의 순서로 진행된다(^{Lee, 2016}; ^{Lee, Jeong et al., 2011}; ^{SERI, 2004}).

진단평가는 복원대상의 훼손정도에 대한 평가로서 그 결 과에 기초하여 복원의 수준과 방법을 결정한다. 대조생태 정보는 복원의 대상과 유사한 생태적 조건을 갖춘 하천 구 간으로서 온전한 또는 비교적 온전한 자연상태를 유지하고 있는 장소에서 수집한다(^{Doll et al., 2004}). 이러한 대조생 태정보는 복원프로젝트를 계획하기 위한 모델을 제공하고, 나중에는 평가를 위한 지침을 제공한다(^{SERI, 2004}). 복원 계획은 진단평가를 통해 이루어낸 복원 대상의 훼손 정도 를 바탕으로 삼고 여기에 수집된 대조 생태정보를 대입하 여 수립될 수 있다. 복원의 실행은 이러한 복원계획에 토 대를 두고 훼손의 정도에 따라 수준과 방법을 달리하여 진 행된다. 모니터링은 복원 후 그 진행과정을 생태적으로 추 적하는 것이다. 이러한 모니터링 결과를 분석하면 복원의 진행방향을 읽을 수 있다. 이때 그 방향이 바르게 진행되 면 성공적인 복원을 이룬 것으로 볼 수 있고, 만일 그 방 향이 의도대로 진행되지 않으면 적응관리를 통해 그 방향 을 바로 잡아야 한다. 복원의 효과는 복원의 실행을 통해 이루어낸 성과를 평가하는 것으로서 다양한 측면에서 평가 될 수 있으나 생태적 측면에서는 대조생태계와 유사한 종 조성을 보유하고, 자생종의 비율이 높으며, 발달 가능성과 안정성이 높고, 주변 환경과의 조화 등에 근거하여 평가할 수 있다(^{Lee, 2016}; ^{Lee, Jeong et al., 2011}; ^{Park et al., 2013}; ^{SERI, 2004}). 이처럼 대조생태정보는 생태적 복원이 출발하는 복원계획의 수립에서부터 그 마무리 단계인 복원 효과 평가에 이르기까지 복원사업의 전 과정에서 지침과 같은 역할을 하여 그 중요성이 강조되고 있다(^{Lee, 2016}; ^{Lee, Jeong et al., 2011}; ^{SERI, 2004}).