산림경관 분석을 통한 서식지 연결성 평가 - 북한산국립공원을 대상으로 -
김정은1 · 권석철1 · 안광국2*
1충남대학교 생명시스템과학대학 생명과학과 석사과정
2충남대학교 생명시스템과학대학 생물과학과 교수
Evaluation of Habitat Connectivity in Landscape Analysis of Forest in National Park: Focused on Bukhansan National Park
Jeong-Eun Kim
1, Seok-Cheol Kwon
1, and Kwang-Guk-An
2*
1Department of Bioscience & Biotechnology, Chungnam National University, Daejeon 34134, Korea
2Department of Biological Science, Chungnam National University, Daejeon 34134, Korea
요 약 :본 연구는 북한산국립공원의 경관구조와 기능에 영향을 미치는 평가지표를 선정하여 서식지 파편화(Habitat
Fragmentation) 분석을 실시하였다. 산림훼손은 등산로에 의해 구획화된 패치에 대해 가장자리를 중심으로 진행되고
있으며, 북쪽의 의정부 지역과 탐방로 밀도가 높은 도봉산 인근이 파편화 비율이 심각한 것으로 나타났다. 집단시 설구가 위치하는 공원 경계부나 북한산성 분소 인근 지역은 인간 교란에 의한 자연성 훼손이 심각한 수준으로 평 가되었다. 도로에 의한 파편화 상태 분석 결과, 서울외곽순한고속도로가 위치하고 있는 송추분소와 사패산 인근 지 역에서 낮은 서식지 연결성을 보이는 것으로 분석되었다. 지형습윤지수를 이용한 서식지 안정성 분석 결과, 북한산 도봉분소와 시루봉 인근 지역에서 가장 양호한 상태로 나타났다.
주요어 :국립공원, 산림경관, 서식지 파편화, 연결성
Abstract: Habitat fragmentations were analyzed in Bukhansan Naional Park using the approach of landscape structure and function analysis. Forest damages were found near the edges of patches partitioned by hiking trails, and the habitat fragmentation were severe near by northern Uijeongbu and Dobong mountain with dense trail. The dense regions of collective facilities along the border were severely damaged by frequent human disturbance. The habitat fragmentation by road construction were evident in the Songchu office and Sapae mountain. Regarding the habitat stability using the analysis of Topographic Wetness Index (TWI) showed that habitat stability were fairly well maintained in Dobong branch office and Sirubong region.
Key words :Korea National Parks, Forest landscape, Habitat fragmentation, Connectivity
서 론
전 세계적으로 생물다양성이 감소하는 추세에 따라 생물 다양성을 보전하고자 하는 노력은 지속적으로 이루어지고 있다. 생물다양성의 감소를 야기하는 대표적인 요인으로 생 물종 서식지 파괴로 인한 서식지 파편화를 예로 들 수 있는 데, 이는 기후변화나 인간활동, 생활방식의 급격한 변화에 따른 토지개발 등에 의해 야기되고 있다. 기후변화의 경우,
토지이용의 변화와 상호작용 하면서 장기적으로 경관의 형 태와 기능을 변화시키고, 생태계 구조의 변형을 초래하여 전 지구적 환경변화에 악영향을 미치게 된다(문하영 2007).
실제로, 열대지역의 산림은 급격한 속도로 감소하고 있으며, 사바나와 초지는 생태계에 대한 제대로 된 평가가 이루어지 지 않은 채 사라져 가는 추세이다(한국환경정책평가연구원
2012). 인간의 삶의 질을 향상시키기 위해 변형되는 토지이
용의 경우, 경관의 공간적인 요소를 변화시키면서 육상곤충
*Corresponding author E-mail: [email protected]
[총설]
과 포유류, 조류 등 다양한 생물의 종 다양성에 영향을 미 치게 된다(Forman 1995). 특히 벌채나 개간 등 잦은 난개발 로 인한 산림경관의 구조변화 및 파편화는 생태계 내 에너 지 흐름과 영양물질의 순환, 생태계 구성요소 및 크기와 형 태의 변화를 야기하여 생물종의 안정적인 서식과 생활사를 방해한다. 이는 먹이자원이 감소함에 따라 서식지 연결성이 줄어들면서 종의 고립과 절멸을 초래하여 생태계 온전성 훼 손과 생물다양성을 위협하는 핵심 요인으로 적용될 것으로 전망한다(김명수 2001; Ferrari et al. 2007; 이도원 등 2010).
서식지 연결성은 경관의 구조를 구성하는 중요한 요인으 로, 서로 다른 서식지 패치 간 생물종의 이동을 촉진하여 생육에 적합한 서식지에서 정착할 수 있도록 하고, 생물 군 집과 종 다양성을 증대시키는데 기여할 수 있다. 그러나 산 업의 발달로 인해 도로와 철로 등 교통시설물이 발달하면서 선형경관요소에 의해 서식지가 단절되어 생물종의 서식 분 포 범위가 축소되면서 행동권에 부정적인 생태적 영향을 미 칠 것으로 판단된다(Andrews 1990). 일반적으로 서식지 파 편화 현상은 서식지 패치 간 연결성을 감소시켜 생태계 온 전성을 저해시키는데, 자연 서식지가 교통시설물 등과 같은 선형경관요소에 의해 서식지의 단절화가 이루어지면 주로 3 가지 형태의 부정적인 생태학적 효과를 야기하게 된다(luell et al. 2003). 첫 번째는 Edge effect로 토지이용의 변화로 인 해 서식지가 직·간접적인 교란을 받게 되면서 특정 지역 및 서식지에서 보이는 환경을 변형시켜 산림경관 내 분포하고 있는 자연 식생의 구조적 훼손을 초래하게 된다. 이는 식생 의 구조가 변화하게 되면서 포유류 등의 분포와 종 풍부도 에 크게 영향을 미치는 것으로 나타난다(Laurance and Yensen 1991). 두 번째는 Barrier effect로 도로와 철로에 의해 발생 하는 생태학적 영향이 큰 것으로 알려져 있으나, 종마다 분 포 및 확산에 미치는 영향이 각기 다른 것으로 나타난다 (Iuell et al. 2003). 세 번째는 Corridor effect로 도로와 철로 등과 같은 선형경관요소가 야생동물의 피난처 또는 새로운 서식지로서 창출될 수 있으며, 이는 종의 번식과 개체군 유 지 등과 같은 긍정적인 연쇄효과를 야기할 수 있다. 그러나 다른 의미로는 서식지 변형이 외래종이나 이입종으로부터 침입을 원활하게 하여 생물다양성의 감소를 유도한다는 것 이다. 인간에 의한 개발과 교통수단의 발달은 선형경관요소 에 의한 Road-effect zone을 형성하여 생물종의 안정적인 서 식과 생육에 압력을 가하여 서식지 면적 축소와 생태계 온 전성의 저하를 초래할 것으로 보인다.
자연생태계와 문화경관을 보전하고, 지속 가능한 개발 및 이용을 위해 2008년 자연공원법이 시행되었으며, 국립·도립
·군립·지질 공원들이 자연공원으로 지정되어 산림경관에 대
한 지속적인 관리가 이루어지고 있다. 자연공원은 우리나라 에서 자연생태계 및 경관을 대표할 수 있는 지역을 의미하 며, 서식하는 천연자원의 이용과 인간의 심미적 가치를 향 상시키는 등 생태계서비스 측면에서도 가치가 높다(Chiang
et al. 2014; 신지훈 등 2019). 그러나 문화서비스 제공 등의
목적으로 자연공원이 개방되고 탐방로가 형성되면서 인간활
동으로 인한 서식지 파편화 비율이 급속도로 증가하고 있는 추세이다(Laurance et al. 2002; Pattanavibool 2004). 실제, 인구밀도가 높은 지역 인근에 위치한 공원의 경우, 탐방객 의 출입빈도가 다른 공원에 비해 높은 원인으로 탐방로나 샛길, 임도, 군사도 등과 같은 선형 경관요소에 의한 경관 및 서식지의 파편화가 매우 심각한 것으로 나타난다(국립공 원연구원 2014; 임치홍 등 2016).
다각도 측면에서 국립공원의 산림경관을 분석하고 훼손지 현황을 파악하여 공원관리를 위한 방향성을 제시하기 위한 연구가 활발히 진행되고 있다. 백두대간 생태축 연결을 위 한 핵심 평가지표로서 자연-인간 갈등완화의 생물종 이동경 로와 경관생태적 패치 연결성 등이 가지는 중요성에 대한 연구를 수행하였으며(신지훈 등 2019), 국립공원 내 개설된 등산로가 산림경관에 미치는 영향에 대해 다양한 지표를 이 용하여 연구를 수행하였다(이우성 등 2008). 자연 산림생태 계에서 서식지 파편화 진행정도를 측정하고, 서식지 연결성 이 낮아짐에 따라 문화적 가치와 생물다양성 유지 간의 관 계 및 영향을 연구하였으며(이도원 2004; 이도원 등 2007;
강완모 등 2012), 국립공원을 관통하는 도로에 의한 서식지 고립화가 야생동물의 행동권 감소에 따른 생물다양성에 미 치는 영향을 연구가 수행되었다(강혜순 등 2005). 이처럼, 국립공원 내 자연 산림생태계의 서식지 연결성은 산림경관 에 있어 주요 평가요소로 적용되고 있으며, 단일 지표를 이 용한 경관분석을 통해 산림의 파편화를 평가하고, 경관의 질을 이해하려는 시도가 이루어지고 있다. 그러나 서식지 연결성을 정량적으로 평가하기 위해서는 서식지의 기본단위 인 패치 수준에서 공간적 특성을 고려하여 인위적 교란요인 과 경관환경요인을 고려한 통합적 서식지 파편화 분석이 필 요할 것으로 보인다.
따라서, 본 연구에서는 경관의 구조와 기능에 영향을 미 치는 평가지표를 국내·외 문헌조사를 통해 선정하였으며, 등 산로에 의해 구획화된 구간을 대상으로 서식지 파편화 분석 을 실시하였다. 또한, 서식지 연결성의 훼손정도를 파악하기 위하여 인위적 교란요인과 서식지 기능적 측면의 요인을 추 가하여 구간별로 분석을 수행한 후 지도화하여 평가를 실시 하였다. 각 지표에 대한 결과는 산림생태계 모니터링과 훼 손된 서식지에 대한 관리 우선지역 선정 등에 있어 기초자 료를 제공할 수 있을 것으로 보인다.
연구 방법 1. 연구대상지역
북한산국립공원은 도시근교형 국립공원으로서 행정구역상 서울특별시와 경기도 일대를 포함하는 도심 속에 위치하고 있으며, 국내에서는 1983년에 15번째 국립공원으로 지정되 었다. 연평균 약 551만 명이 방문하여 한려해상 국립공원 다음으로 가장 많은 방문객이 찾는 국립공원으로 자리 잡고 있으나, 근 3년 동안 방문객 수는 점차 감소하는 추세를 나 타내고 있다(KNPS 2017). 특히, 도심지 중심에 위치하고 있
음에도 불구하고, 다양한 형태의 기암, 계곡, 천연기념물과 사적, 문화재 등의 자연·문화자원을 보유하고 있어, 국외를 비롯한 다른 자연공원과 차별성을 가지는 것으로 알려져 있 다. 그러나 최근 단위 면적당 가장 많은 탐방객이 찾는 국 립공원으로 과도한 탐방 압력과 다양한 형태의 교란이 북한 산의 자연 생태계를 점진적으로 악화시키는 것으로 우려되 어 연구 대상지로 선정하였다(Figure 1).
2. 환경요소 분포 자료
본 연구에서는 선형경관요소에 의해 단절된 산림 생태계 를 경관 생태학적으로 분석하고 서식지 연결성을 평가하기 위해 공원 내 분포하고 있는 등산로를 중심으로 패치를 형 성하여 각 구간별로 산림 경관 훼손 상태를 지도화하였다
(Figure 2). 북한산국립공원 등산로 및 탐방로 자료는 2016
년 11월에 구축된 산림청 휴양문화 등산로정보를 이용하였 다. 국립공원을 관통하는 선형요소에 의해 단절된 서식지를 정량적으로 분석하기 위해 법정 및 비법정탐방로에 대한 정 보가 모두 포함되어 있는 산림청 자료를 활용하여 기본도를 구축하였다.
북한산국립공원의 산림 및 기타 인공 서식지의 면적을 파 악하기 위해 환경부 환경공간정보서비스에서 제공하는 2018 년에 구축된 토지피복지도 중분류 자료를 이용하였으며, 경 관 평가 지수의 목적과 지표 종류에 따라 유형별 토지이용 주제도를 제작하여 분석하였다. 본 연구에서 사용한 모든 주 제도 구축 및 분석은 ArcMap 10.2 프로그램을 이용하였다.
Figure 1. Study area map of Bukhansan National Park showing the distribution of trails and roads.
Figure 2. Schematic depiction of the landscape diversity and habitat fragmentation mapping, identifying the input data layers of the Bukhansan National Park.
Table 1. Metrics employed for landscape fragmentation and diversity.
Indicator Formula Analysis level Reference
Landscape heterogeneity and structure (Landscape structure concept)
Landscape shape (Fragmentation)
LPI =
aij = area (m2) of patch ij A = total landscape area (m2)
Class/
Landscape McGarigal and Marks (1995)
Cohension (Connectivity)
COHENSION =
Pij = perimeter of patch ij in terms of number of cell surfaces aij = area of patch ij in terms of number of cells
A = total number of cells in the landscape
Class/
Landscape McGarigal et al.
(2002)
Shannon’s diversity
(Heterogeneity) SHDI =
Pi = proportion of the landscape occupied by patch type class i
Landscape McGarigal and Marks (1995)
Core area percentage of landscape
(Fragmentation)
CPLAND =
aijc = core area (m2) of patch ij based on specified edge depths (m) A = total landscape area (m2)
Class McGarigal and Marks (1995)
Proximity (Connectivity)
MPI =
aijs = area (m2) of patch ijs within specified neighborhood (m) of patch ij
hijs = distance (m) between patch ijs and patch ijs, based on patch edge-to-edge distance, computed from cell center to cell center
Class/
Landscape McGarigal et al.
(2002)
Anthropogenic disturbance
Hemeroby
M =
n = number of categories of hemeroby fn = proportion of the area of the category n
h = hemeroby-factor (linear from h=1 for minimal and h=n for maximal hemeroby)
Steinhardt et al.
(1999)
Infrastructure fragmentation
IFI =
Li = length of the i-th road or railway infrastructure (m)
Oi = occlusion coefficient of the i-th infrastructure, depending on the type of infrastructure and traffic flow
N = number of shares in which the territorial unit is fragmented by the set of infrastructures
Pt = territorial unit perimeter (m) At = territorial unit area (m2)
D. Bruschi et al.
(2015)
Landscape quality
Water density
TWI =
As = specific catchment area (m2) per unit width orthogonal to the flow direction
β = slope angle
Gessler et al. (2000) max aij
---A
1 j=1
n i=1
m pijj=1
n i=1
m pij aij---
– 1 1
---A – –1(100)
i=1
m Pi lnPiaijc i=1
n---(100)A
j=1
n haijs ijs2---
s=1
nNi ---
100h=1
n ---fnnhi=1
i=n LiOi
N Pt ---At
ln As tan---
3. 경관 다양성 평가 지표
1) 경관 이질성 및 구조
생물다양성 보전을 이행하기 위해선 기본적으로 인간활동 에 따른 토지이용의 변화와 생물종과 상호작용하는 서식지 의 형태와 구성에 대한 이해가 요구된다(강완모 등 2012).
경관 내 서식지 변화 양상을 추적하고 서식지 파편화 현상 을 모니터링하기 위해서는 경관지수를 통한 생물종과 서식 지 간의 연관관계를 이해하기 위한 분석이 필요하다(허성구 등 2007; 권오성 등 2015; 최진영 등 2010). 경관지수는 인 간활동에 의한 토지 및 경관의 변형을 양적인 변화에만 초 점을 두지 않고, 형태와 공간적 배치, 연결성 등과 같은 구 조적 및 기능적 패턴 모두 고려할 수 있는 장점을 가지고 있다(이우성 등 2008). 산림 경관 단절화 분석은 경관분석 프로그램으로 널리 사용되고 있는 FRAGSTATS (v. 4.2)을 사용한 분석기법이 많이 이용되고 있으며, 본 연구에서는 클래스(Class)와 경관(Landscape) 수준에서 경관지수 인자를 선정하여 분석에 활용하였다(McGarigal and Marks 1995).
패치별로 산림의 훼손 정도를 파악하기 위해 토지피복도에 서 자연 산림 서식지(활엽수림, 침엽수림, 혼효림, 자연초지, 자연나지)에 속하는 토지유형을 추출하여 산림지역은 ‘1’, 나머지 비산림지역은 ‘0’의 값을 부여하였으며, 분석 과정에 서 ‘0’의 값은 제외하고 경관지수 분석을 수행하였다. Cell
size는 결과의 정확성과 해석을 고려하여 15 m로 설정하였
으며 경관지수는 국내외 문헌조사를 통해 국립공원 내 서식
지 단절화(Fragmentation) 수준을 설명할 수 있는 5가지 지 수를 선정하여 분석에 활용하였다(Table 1). 선형경관요소에 의해 구획화된 패치를 경계로 분석을 수행하였으며, 서식지 파편화를 시각적으로 확인하고 경관의 파편화 수준을 비교·
평가하였다. 경관지수는 경관의 파편화와 연결성, 이질성을 잘 반영할 수 있는 인자를 고려하여 크기/밀도/가장자리에 관련된 지수는 최대 패치면적 비율(LPI, Largest Patch Index), 집합성과 관련된 지수는 응집지수(COHESION, Patch Cohesion
Index), 다양성 및 산재성 관련 지수는 패치 다양성(SHDI,
Shannon’s Diversity Index), 핵심 지역 관련 지수는 핵심지 역 면적률(CPLAND, Core Area Percentage of Landscape), 근접도 관련 지수는 평균 근접성 지수(MPI, Mean Proximity Index)로 선정하여 분석하였다.
2) 인위적 교란
생태계에 대한 인간의 간섭정도를 평가하고 정량화하기 위해 인위적 교란에 대한 지표를 선정하여 북한산국립공원 의 자연성을 평가하고자 하였다(Table 1). 북한산국립공원은 도심지에 위치하여 많은 탐방객들의 수용으로 인해 자연자 원의 훼손과 탐방압력 가중 등과 같은 교란이 발생하여 산 림파편화와 자연식생 파괴 등으로 인한 생태계의 구조적·기 능적 저하를 야기할 것으로 보인다. 특히 북한산국립공원 가장자리의 공원 경계부 구역의 경우, 인간의 접근성이 원 활함에 따라 인위적인 훼손 강도와 영향력이 높을 것으로 사료되어, 이에 대한 산림경관 훼손과 자연성을 검토하기
Table 2. Assignment of Ministry of Environment Land Cover classes (MOELC) to degrees of hemeroby (Compilation on the basis of Steinhardt et al. 1999; Walz and Stein 2014)
Degree of hemeroby Description MOELC-code and class Naturalness level Naturalness value
1. Ahemerobic Almost no human impacts Natural High
2. Oligohemerobic Weak human impacts
330 Mixed forest
Semi-natural High
510 Inland marshes 610 Natural bareland
3. Mesohemerobic Moderate human impacts
310 Deciduous forest
Moderately altered Medium 410 Natural grasslands
620 Sparsely vegetated area
4. β-euhemerobic Moderate-strong human impacts
320 Coniferous forest
Altered Low
420 Artificial grasslands 710 Water body
5. α-euhemerobic Strong human impacts
140 Recreation area
Artificial Low
210 Paddy Farm land 230 Protected cultivation 240 Vineyards
250 Other Plantation
6. Polyhemerobic Very strong human impacts 150 Transportation Artificial Low
7. Metahemerobic Excessively strong human impacts and biocoenosis destroyed
110 Urban settlement
Artificial Low
120 Industrial area 130 Commercial area 160 Public facilities
위해 Hemeroby 등급 분석을 실시하였다(Bornkmann 1980;
Steinhardt et al. 1999). Hemeroby 지수는 적용대상공간의 특성과 규모 및 축척에 따라 작성목적의 상이성에서 서로 다른 가치를 보인다(나정화 2000). 녹지계획 및 평가에 초점 을 맞춘 임상도와 녹지자연도의 특성을 보완하여 인간의 간 섭이 존재하는 지역에서 토지유형에 따른 차등화된 자연성 평가가 용이할 것으로 보인다. 인간의 간섭에 의한 자연경 관의 변화가 얼마나 심각한지 파악하기 위해 선형경관요소 에 의해 구획화된 패치별로 Hemeroby 지수를 계산하였으며, 7개의 평가등급을 구분하여 주제도를 작성하였다(Table 2).
북한산국립공원에 존재하는 모든 토지유형을 대상으로 7개 의 Hemeroby 등급으로 차등화하였으며, 기존 선행 연구를 참고하여 각 등급에 해당하는 토지유형을 구분하였다(Walz and Stein 2014; Walz 2015). 토지유형 구분 시, 환경부에서 제공하는 토지피복 분류체계를 적용하였으며, 분류항목별 분류기준표에 명시되어 있는 기본 정의와 기준에 준하여 분 석을 수행하였다.
서식지 파편화와 고립현상을 가속화시키는 요소로서 일반 적으로 인간에 의한 교란과 교통시설의 증대로 나타낼 수 있다. 특히, 급속한 경제 성장과 더불어 각종 개발로 인한 운송수단의 발달은 서식지를 단절시키는 주요 원인으로서 여겨지고 있다(Geneletti 2006). 도로나 철로 같은 교통망은 단일지역 내 생물종이 다른 서식지로 이동하는 것을 저해하 여 서식지 면적을 축소시키고, 여러 개의 작은 조각으로 분 리되면서 서식지 독립 현상으로 인한 점진적인 생물다양성 손실을 초래할 것으로 전망한다. 실제로 도로에 의해 분리 된 자연 서식지에서 다중 서식지를 이용하는 생태특성을 지 닌 포유류인 고라니와 너구리, 멧토끼의 로드킬 발생률이 높은 것으로 나타나며, 지형지물 위치 및 환경 특성에 따라 로드킬 방지를 위한 펜스의 효과가 거의 없는 반면, 도로를 횡단하려는 야생동물에게 시각적 은폐기능을 제공하는 것으 로 나타났다(변예슬 등 2016). 경관 내 서식지 연결성은 경 관의 구조를 강화시키고, 패치 간 생물종 이동성과 생태학 적 역동성을 조절하는 중요한 요소로서 여겨진다. 따라서 인간 활동에 의한 지표이자 자연 보전지역 내 서식지 파편 화를 측정하기 위한 방법으로 IFI (Infrastructure Fragmentation
Index) 지수를 선정하여 분석에 활용하였다(Bruschi et al.
2015). 도로 자료는 국토교통부 국가교통정보센터에서 제공
하는 2019년 7월에 구축된 표준 노드 링크 자료를 활용하였 으며, 북한산국립공원을 관통하는 도로를 추출하고 유형별 로 분류하여 기본도를 구축하였다. 도로는 차량의 통행으로 인해 발생하는 소음, 진동, 조명 등에 의해 야생동물에게 심
각한 간섭요인으로 작용될 수 있는데, 도로의 폭과 크기, 길 이, 이용형태 등에 따라 산림에 대한 간섭 및 훼손 정도, 야 생동물의 생태학적 영향이 각기 다를 것으로 사료된다(Romano 2002; Romano and Tamburini 2001). 본 연구에서는 도로의 종류에 따라 3가지 유형으로 분류하고, 생태학적 영향의 가 중치를 각각 부여하여 분석에 활용하였다(Table 3).
3) 경관의 질
국립공원의 산림경관 보전 및 생물다양성 증진에 있어서 식생구조 및 분포의 변화를 모니터링하는 것은 생물종의 이 동경로와 기능적 서식지를 파악하는데 중요한 요인으로 여 겨지며, 식생의 보전관리 전략을 수립하고 이용가능한 천연 자원의 분포현황을 파악하는데 좋은 지표가 될 수 있다(신 지훈 등 2019; 김태근과 오장근 2016). 산림식생의 생육에 영향을 미치는 요인이자 산림의 생태적 안정성과 지속가능 성을 반영할 수 있는 지표로 지형습윤지수(TWI, Topographic Wetness Index)를 적용하였다(Gessler et al. 2000). 산림유역 내 상대적 위치와 경사 등의 지형환경 특성을 분석하여 지 형의 수분 보유량을 정량화 하는 기법으로, 산지경사와 사 면방향의 계산을 통해 일사량을 산출하여 토양습윤도를 분 석하였다. 토양습윤도를 계산하기 위해 필요한 고도, 경사, 사면향 등의 지형환경 정보는 국토교통부 국토지리정보원에 서 발행하는 1:25,000 수치지형도를 이용하였으며, 수치표고 모델을 구축하여 각 요소를 추출한 후, cell size는 15 m로 설정하여 분석에 활용하였다. Natural breaks (Jenks) 분류 기법을 이용하여 결과 범위에 대해서 8개 클래스로 분류하 였으며, 이를 Reclassify tool을 이용하여 5개 등급으로 구분 하고 구간별로 평가 분석을 실시하였다.
결과 및 고찰 1. 일반현황 및 환경요소 분포
산림청에서 제공하는 등산로 정보를 기준으로 북한산국립 공원의 선형 경관 분포도를 작성한 결과, 총 362개의 패치 로 구분되는 것으로 분석되었다. 구역별 면적 크기는 0.001 미만~4154 km까지 다양한 범위에 분포하는 것으로 분석되 었으며, 평균 면적은 214.3 km로 나타났다. 법정탐방로뿐만 아니라 샛길과 군사도로를 포함한 비법정탐방로 모두 분석 에 포함하였기 때문에, 등산로 등 선형요소에 의해 구획화 된 패치가 면적대비 다른 공원에 비해 다소 많은 것으로 판 단된다(임치홍 등 2016). 도로의 경우, 북한산국립공원을 관 통하는 도로는 총 20개로 나타났으며, 3가지 도로 유형으로 Table 3. Oi (Occlusion coefficient) value for each transportation infrastructure (D. Bruschi 2015)
Oi value Type of transportation infrastructure Description
1 Highways and railways Total occlusions resulting from the presence of side fencing 0.5 Roads with high traffic
(National, regional and provincial roads) High occlusion caused by noise disturbance and permanent movement 0.3 Municipal and local roads Mean occlusion due to the disturbance conditions
분석되었다. 유형별 분석 결과, 고속도로 1개와 시도군도 16 개, 특별광역시도 3개로 나타났으며, 도로 길이에 대한 상대 빈도는 고속도로에서 50.61%, 시도군도에서 40.24%, 특별광 역시도에서 9.16%로 고속도로에서 가장 높은 것으로 분석 되었다(Table 4).
북한산국립공원에 분포하는 토지피복을 대분류 수준으로 분류한 결과, 주요 피복 클래스인 도심지역, 산림, 농업지역 은 각각 0.5%, 68.66%, 0.42%를 차지하는 것으로 분석되었 다. 전체 면적의 약 68%를 차지하는 산림의 경우, 침엽수림
12.58%, 혼효림 19.68%, 활엽수림 56.28%으로 북한산국립
공원 내 활엽수림이 차지하는 면적 비율이 가장 높은 것으 로 분석되었다. 희소성을 나타낸 토지 피복 클래스는 수역, 습지가 각각 0.08%, 0.09%를 차지하는 것으로 분석되었다.
2. 산림 경관 구조와 서식지 연결성 2.1 경관구조 다양성
(1) 클래스(Class) 수준
북한산국립공원의 경관생태학적 변화를 정량적으로 분석 하기 위해 클래스(Class), 경관(Landscape) 수준에서 5가지 경관지수를 분석한 결과는 다음과 같다(Figure 4). 선형요소 에 의해 구획화된 패치에 대하여 가장자리를 중심으로 산림 의 훼손이 진행되고 있으며, 특히 북쪽의 의정부 지역과 탐 방로 밀도가 높은 도봉산 인근이 다른 지역에 비해 파편화 비율이 심각한 것으로 나타났다. 서식지 단편화의 평가 경
관지수로서 최대패치지수(LPI)는 경관 내에서 가장 큰 패치 로 구성된 패치의 면적 비율을 의미하고 파편화 진행정도를 나타낸다. 공원 내 산림의 최대 패치 면적 비율이 증가하면 경관의 질이 개선되었음을 의미하며, 비율이 낮을수록 분산 된 형태를 의미한다. 산림의 경관지수 분석 결과, 경관 수준 에서 5.413을 나타내는 것으로 분석되었으며, 클래스 수준에 서 안골계곡과 인근 도봉산 자운봉 지역, 남쪽의 수리봉 지 역에서 0.6 이하의 높은 파편화 상태를 보이는 것으로 나타 났다(Figure 4, Upper left). 반면, 송추 인근의 오봉과 상장 봉 지역에서 2.7 이상의 낮은 파편화 상태를 보여, 상대적으 로 경관의 질이 양호한 상태인 것으로 분석되었다.
연결성을 대표하는 평가 경관지수이자 에너지 흐름에 중 요한 요인으로, 산림 패치의 물리적 연결비율을 측정하는 응집지수(COHESION)는 일반적으로 0~100%의 범위를 나 타낸다. 세분화되고 연결성이 낮을수록 0에 가까워지며, 집 적된 형태를 나타낼수록 값이 커지면서 연결성이 높은 경관 을 의미하게 된다. 응집지수 분석 결과, 경관 수준에서는
97.9를 나타내는 것으로 분석되었으며, 클래스 수준에서는
전체적으로 높은 응집성을 보이는 반면, 북한산국립공원의 동쪽지역에서 중간 수준의 응집성을 보이는 것으로 분석되 었다(Figure 4, Upper right). 남쪽의 수리봉과 왕관봉, 도봉 산 인근의 자운봉 일대의 경우, 30% 미만의 응집성을 보여 낮은 집단성을 가지는 것으로 분석되었으나, 북한산국립공 원에서 상대적으로 적은 면적 비율을 점유하고 있는 것으로 나타났다.
Figure 3. Environment variables and current status of the natural landscape in Bukhansan National Park (Left: Patch distribution divided by trails, Right: Land use patterns).
내부종과 가장자리종의 서식지로서 중요도를 결정하기 위 해 사용되는 요인으로, 전체 경관에서 핵심지역이 차지하는 면적 비율을 나타내는 핵심지역 면적률(CPLAND)은 주로
0~100%의 범위를 나타낸다. 비율이 높을수록 산림의 비율
이 많고 단편화되지 않은 경관 구조를 의미하는데, 최대패 치지수와 유사한 결과를 나타냈다(Figure 4, Lower left). 전 반적으로 북한산국립공원의 북서부 지역에서 0.31 이상의 값으로 분석되어 중간 수준의 파편화 상태를 보이는 것으로 Figure 4. Metrics on heterogeneity and structure of the class matrix (Upper left: Largest patch index (LPI), Upper right: Cohesion, Lower left: Core area percentage of landscape (CPLAND), Lower right: Mean proximity index (MPI)).
나타났다. 그러나 북동부 지역과 도봉산 일대의 경우, 핵심 지역 면적률의 값이 0.3 이하로 감소하면서 내부 특별종의 서식환경이 부족하고, 외래종의 침입에 취약할 것으로 판단 된다. 낮은 값의 핵심지역 면적률을 보이면서 높은 파편화 상태를 보이는 일부 지역의 경우, 대부분이 등산로 밀도가 높은 곳으로, 등산로가 신설되거나 샛길이 많아지면서 하나 의 패치로 존재하던 산림이 파편화되어 작은 면적의 서로 다른 패치로 분리되어진 것으로 보인다(이우성 등 2008).
패치 간 공간적인 상호관계를 나타내는 근접도는 패치 사 이의 거리와 일정반경 이내에서 탐지되는 패치의 면적 등을 기준으로 측정된다. 경관 내 독립된 패치 수가 적고 특정 중심패치 내 파편화에 대한 수준을 파악할 수 있는 지표로 서 여겨지기 때문에, 동일 유형의 패치 간 근접도를 측정하 기 위해 평균 근접성 지수(MPI)를 적용하였다(Figure 4,
Lower, right). 이웃해 있는 패치 사이의 거리가 가까울수록
전체 패치 면적이 증가하기 때문에 평균 근접성 지수는 높 은 값의 범위를 보이게 된다. 북한산국립공원에선 총 48개 의 구간에서 평균 근접성 지수를 도출하였으며 경관 수준에 서 61.3을 나타내는 것으로 분석되었다. 클래스 수준에서는 전체 대비 70.8%의 구간에서 낮은 수준의 근접성을 나타내 는 것으로 평가되었으며, 중간 수준은 18.8%, 높은 수준은
10.4%의 구간에서 근접성을 나타내는 것으로 평가되었다.
특히, 송추와 효자리 계곡 인근에서 높은 수준의 경관생 태학적 건강성을 나타내는 것으로 분석되었다. 일반적으로 등산로에 의해 패치가 여러 개로 파편화 되면, 패치 사이의
거리가 멀어지게 되어 평균 근접성지수의 감소를 야기하는 데(이우성 등 2008), 송추와 효자리 계곡부의 경우, 산림 면 적이 넓고 등산로의 밀도가 적어 패치 간 고립 및 파편화에 대한 수준이 비교적 적은 것으로 판단된다.
2.2 인위적 교란
인간의 간섭에 따른 자연경관의 변화를 파악하기 위해
Hemeroby 지수를 분석하여 자연성 등급을 3가지로 구분한
결과는 다음과 같다(Figure 5, Left). 북한산국립공원의 Hemeroby 등급을 7등급으로 구분하여 각 등급별로 점유하고 있는 비 율을 분석한 결과, 전체 면적대비 대체로 자연성이 훼손된 환경인 Mesohemerobic 등급에서 84.25%로 가장 많이 점유 하는 것으로 분석되었다. 반 자연적 환경인 Oligohemerobic 등급에서 8.56%, 자연성이 변형된 환경인 β-euhemerobic 등 급에서 3.59%를 점유하는 것으로 분석되었으며, 그 외 자연 성이 매우 변형된 이하 등급에선 2% 미만의 희소면적을 점 유하는 것으로 분석되었다. 7개의 각 Hemeroby 등급을 기 준으로, 자연성 등급을 3개로 구분하여 평가를 실시한 결과, 전체적으로 높은 자연성을 나타내는 것으로 분석되었으나, 집단 시설지구가 위치하고 있는 북한산성분소 인근에서 가 장 낮은 자연성을 보이는 것으로 평가되었다. 북한산성탐방 지원센터가 위치하고 있어 주차시설과 함께 등산객에 의한 방문밀도가 높아, 다른 지역에 비해 자연성 훼손이 높을 것 으로 판단된다. 대부분 높은 자연성을 보이는 것으로 평가 되었으나, 중간 수준의 자연성을 보이는 구역이 가장자리를
Figure 5. Metrics on anthropogenic influence of the landscape matrix (Left: landscape naturalness level based on hemeroby index, Right: Fragmentation level due to transportation infrastructures).
기준으로 넓게 분포하고 있는 경향을 나타내는 것으로 확인 되었다. 쉼터나 탐방지원센터, 탐방로 시작 및 종점이 되는 구간이 모두 북한산국립공원 경계부 인근에 위치하고 있기 때문에 중심부에 비해 비교적 낮은 자연성을 보이는 것으로 판단된다.
북한산국립공원을 관통하는 도로에 의해 단절된 서식지 현황을 평가하기 위해 IFI 지수를 분석한 결과는 다음과 같 다(Figure 5, Right). 북한산을 가로지르는 특별광역시도인 진흥로가 위치한 북한산국립공원 남쪽 구기동 인근 지역에 서 60 이상의 가장 높은 파편화 상태를 나타내는 것으로 평 가되었으며, 다음으로 고속도로 유형인 서울외곽순환고속도 로가 위치하고 있는 송추분소와 사패산 인근 지역에서 35 이상의 높은 파편화 상태를 나타내는 것으로 평가되었다.
IFI 지수를 이용한 파편화 등급을 3가지 등급으로 구분하여
서식지 연결성 평가를 실시한 결과, 낮은 수준의 파편화 상 태를 보이는 등급에선 92.54%를 나타내었으며, 중간 수준은
3.59%, 높은 수준은 3.87%를 나타내는 것으로 분석되었다.
북한산국립공원을 관통하는 도로는 20개로 분석되었으나
(Table 4), 서울외곽순환도로와 방학로, 진흥로를 제외한 대
부분의 도로에서 1 km 이하의 길이를 나타내어 일부 구간 을 제외하고 대체로 양호한 서식지 연결성을 보이는 것으로 판단된다. 북한산국립공원을 관통하는 도로 중, 서울외곽순 환도로와 진흥로의 경우, 북한산국립공원 관통 시 터널형
도로로서 각각 사패산 터널과 구기 터널이 위치하고 있다.
이는 야생동물의 연결 통로(corridor)와 관련하여 로드킬이나 소음, 시야확보 등과 같은 직접적인 생태학적 영향은 미미 할 것으로 보이나, 일부 다른 종에게는 먹이나 식수, 번식, 분산 등에 대해서 장애로 작용하여 자연서식지를 소실시키 고 고립된 환경을 만들어 환경에 대한 적응력을 약화시킬 것으로 우려된다(송정석 등 2011).
2.3 경관의 질
다양한 야생동물의 기능적 서식지이자 식생의 보전관리와 함께 생태계의 기능적 측면을 고려한 패치 연결성을 파악하 기 위해 적용한 지형습윤지수(TWI)의 분석 결과는 다음과 같다(Figure 6). 지형의 수분조건을 설명하는 지형습윤지수 는 1.74~19.51의 범위로 나타났으며, 평균 5.16으로 분석되 었다. 지형습윤지수를 이용하여 서식지 안정성을 3가지 등 급으로 구분하여 서식지 연결성 평가를 실시한 결과, 전체 패치 면적에 대비하여 낮은 수준의 안정성을 보이는 등급은
17.68%를 나타내었으며, 중간 수준에선 69.61%, 높은 수준
에선 12.71%를 보이는 것으로 분석되었다. 일반적으로 관목 층 녹지가 하천을 따라 연결되어 있을 경우, 육상생태계와 수생태계를 연결하는 생태적 회랑으로서 기능을 수행하여 일부 야생동물의 이동에 효과적인 것으로 알려져 있다 (Dmowski and Kozakiewicz 1990; Vergara and Simonetti 2006; Tremblay and St. Clair 2009; 박찬열 등 2011). 추후 에 목표종의 생태특성을 고려한 생물종 복원이나 서식지 관 리 측면에서 우선관리지역을 도출할 수 있는 좋은 기초자료 로 활용할 수 있을 것으로 판단된다.
참고문헌
강완모, 고인수, 박찬열, 이도원. 2012. 진안군 마을숲 주변 산림의 파편화 및 공간 형태 변화 분석. 한국환경생태학회지. 26(6):
941-951.
강혜순, 김진영, 박경. 2005. 야생동물의 행동권을 고려한 설악산 국립공원과 오대산 국립공원간 서식지 연결. 한국환경생태학 회지. 19(2): 150-161.
김명수. 2001. 파편화된 서식지 복원을 위한 기초이론 고찰. 한국 환경복원기술학회지. 4(2): 52-61.
김태근, 오장근. 2016. GIS를 활용한 국립공원 아고산대 침엽수림 의 입지환경 분석 -구상나무를 대상으로-. 생태와환경. 49(3):
236-243.
국립공원공단. 2017. 국립공원기본통계. Pp. 1-222.
국립공원연구원. 2014. 무등산국립공원 야생동물 서식지 안정화 연구. Pp. 1-114.
권오성, 나정화, 구지나, 김진효. 2015. FRAGSTATS를 활용한 경 관다양성의 시공간적 분석. 한국환경복원기술학회지. 18(3):
39-50.
나정화. 2000. Hemeroby등급을 적용한 수목원조성 전후의 자연성 평가-대곡수목원을 대상으로-. 한국조경학회지. 28(1): 62-69.
박찬열, 이장호, 강완모. 2011. 생태통로와 주변도로에서 야생조류 Table 4. Length of the Bukhansan National Park transportation
networks by category
Category Name Length (m) Ratio (%)
Highway Seoul Ring Expressway 9879.06 50.61
National and regional
road
4.19-ro 970.05 4.97
Daeseomoon-gill 873.96 4.48
Dobong-ro 169 387.22 1.98
Dobongsan-gill 261.72 1.34
Banghak-ro 1927.92 9.88
Bogukmoon-ro 113.53 0.58
Bukhansan bridge 5.14 0.03
Bukhansan-ro 501.17 2.57
Samyang-ro 173 847.52 4.34
Segumjeong-ro 34.33 0.18
Insoobong-ro 23 17.16 0.09
Insoobong-ro 55 181.15 0.93
Jeongeung-ro 9 424.78 2.18
Jingwan-gill 531.76 2.72
Pyeongchang-gill 538.31 2.76
Hwagyesa-gill 239.12 1.22
Municipal and local
road
Jeongeung-ro 213.52 1.09
Jinheung-ro 1524.26 7.81
Pyeongchangmoonhwa-ro 50.23 0.26
Total 19521.90 100.00
의 이동 비교. 한국환경생태학회지. 25(5): 639-648.
변예슬, 권진오, 김정환, 신문현, 이상돈. 2016. 경관과 도로침입 방 어막이 범서식지 포유류종의 도로 횡단에 미치는 영향 분석.
한국지리정보학회지. 19(3): 89-101.
신지훈, 김혜리, 장수림, 김학윤, 노백호. 2019. 태백산국립공원 백 두대간 생태축 연결을 위한 평가항목 및 가중치 설정. 한국환 경생태학회지. 33(3): 292-302.
송정석, 이경재, 기경석, 전익요. 2011. 포유류 로드킬 저감을 위한 고속도로 유도울타리 효율성 및 개선방안 연구. 한국환경생태 학회지. 25(5): 649-657.
이도원. 2004. 전통마을 경관 요소들의 생태적 의미. Pp. 1-112. 서 울대학교출판부.
이도원, 고인수, 박찬열. 2007. 전통 마을숲의 생태계 서비스. Pp.
1-142. 서울대학교출판부.
이우성, 박경훈, 김동필. 2008. 등산로 개설에 의한 산림의 경관생 태학적 영향 분석. 한국환경생태학회지. 22(2): 128-137.
임치홍, 박용수, 안지홍, 정성희, 남경배, 이창석. 2016. 무등산국립 공원의 생태적 질 평가 및 복원 가이드라인 수립. 생태와환경.
49(4): 296-307.
최진영, 강문성, 배승종, 김학관, 정세웅. 2010. FRAGSTATS 모델 을 이용한 갑천 유역의 불투수면 변화에 따른 경관 구조 분석.
한국농공학회지. 52(4): 53-61.
한국정책평가연구원. 2012. 중장기 생물다양성전략 추진체계 연 구. Pp. 1-145.
허성구, 김기성, 안재훈, 윤정숙, 임경재, 최중대, 신용철, 유창원.
FRAGSTATS 모형을 이용한 도암댐 유역의 산림 파편화 분석.
한국지리정보학회지. 10(1): 10-21.
Andrews A. 1990. Fragmentation of habitat by roads and utility corridors: a review. Australian Zoology. 26(3-4): 130-141.
Bornkamm R. 1980. Hemerobie und Landschaftsplanung. Landschaft und Stadt. 12(2): 49-55.
Bruschi D, DA Garcia, F Gugliermetti, F Cumo. 2015. Characterizing the fragmentation level of Italian’s National Parks due to transportation infrastructures. Transportation Research Part D:
Transport and Environment. 36: 18-28.
Chiang LC, YP Lin, T Huang, DS Schmeller, PH Verburg, YL Liu, TS Dingde. 2014. Simulation of ecosystem service responses to multiple disturbances from an earthquake and several typhoons. Landscape Urban Plan. 122: 41-55.
Dmowski K, M Kozakiewicz. 1990. Influence of a shrub corridor on movements of passerine birds to a lake littoral zone.
Landscape Ecology. 4(2/3): 99-108.
Forman RTT. 1995. Land mosaics: The ecology of landscapes and regions. Cambridge University Press, Cambridge.
Forman RTT, RD Deblinger. 2000. The Ecological road-effect zone of a Massachusetts (U.S.A) suburban highway. Conservation Biology. 14(1): 36-46.
Geneletti D. 2006. Some common shortcomings in the treatment of impacts of linear infrastructures on natural habitat. Environmental Impact Assessment Review. 26(3): 257-267.
Gessler PE, OA Chadwick, F Chamran, L Althouse, K Holmes.
2000. Modeling soil-landscape and ecosystem properties using terrain attributes. Soil Science Society of America Journal.
64(6): 2046-2056.
Iuell B, GJ Bekker, R Cuperus, J Dufek, G Fry, C Hicks, V Hlavac, V Keller, C Rosell, T Sangwine, N Torslov, BLM Wandall.
2003. Wildlife and traffic: A european handbook for identifying conflicts and designing solutions. KNNV Uitgeverij. Nederland.
Laurance WL, E Yensen. 1991. Predicting the impact of edge effects in fragmented habitats. Biological Conservation. 55(1):
77-92.
Laurance WF, TE Lovejoy, HL Vasconcelos, EM Bruna, RK Didham, PC Stouffer. 2002. Ecosystem decay of Amazonian forest fragments: A 22-year investigation. Conservation Biology.
16(3): 605-618.
McGarigal K, BJ Marks. 1995. FRAGSTATS: Spatial pattern analysis program for quantifying landscape structure. General Technical Report PNW-GTR-351, Portland.
McGarigal K, SA Cushman, MC Neel, E Ene. 2002. FRAGSTATS:
Spatial pattern analysis program for categorical maps-Manual for the computer software program produced by the authors at the University of Massachusetts Amherst.
Pattanavibool A, P Dearden. 2004. Habitat fragmentation in north Thailand: A case study. Bird Consevation International, 14:
S13-S22.
Romano B. 2002. Evaluation of urban fragmentation in the ecosystems. In: Proceedings of International Conference on Mountain Environment and Development (ICMED). October 15-19. Chengdu, China.
Romano B, G Tamburini. 2001. Gli indicatori di frammentazione e di interferenza ambientale nella pianificazione urbanistica. In:
XXII Conferenza Italiana di Scienze Regionali. October 10-12.
Venezia, Italy.
Steinhardt U, F Herzog, A Lausch, E Müller, S Lehmann. 1999.
Hemeroby index for landscape monitoring and evaluation.
Environmental indices: system analysis approach, 237-254.
Tremblay MA, CC St. Clair. 2009. Factors affecting the permeability of transportation and riparian corridors to the movements of songbirds in an urban landscape. Journal of Applied Ecology.
46(6): 1314-1322.
Vergara PM, JA Simonetti. 2006. Abundance and movement of understory birds in a Maulino forest fragmented by pine plantations. Biodiversity&Conservation. 15: 3937-3947.
Walz U, C Stein. 2014. Indicators of hemeroby for the monitoring of landscapes in Germany. Journal for Nature Conservation.
22(3): 279-289.
Walz U. 2015. Indicators to monitor the structural diversity of landscapes. Ecological Modelling. 295(10): 88-106.
(2019년 11월 18일 접수; 2020년 04월 01일 수정;
2020년 04월 10일 채택)
