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ISSN : 1226-9999(Print)
ISSN : 2287-7851(Online)
Korean J. Environ. Biol. Vol.44 No.3 pp.269-281
DOI : https://doi.org/10.11626/KJEB.2026.44.3.269

Current status of bird breeding and habitats in the riparian areas of the Seomgang River, Wonju, Korea

Jung Soo Han, Chul Woo Park1, Chae Hui An, Joo-Hee Kim, Hwang Goo Lee1,*, Sung-yeon Yoo*
Research Center for Endangered Species, National Institute of Ecology, Yeongyang 36531, Republic of Korea
1Department of Smart Farm Life Science, College of Life Science & Engineering, Sangji University, Wonju 26339, Republic of Korea
*Co-corresponding authors Sung-yeon Yoo Tel. 054-680-7253 E-mail. u9309@nie.re.kr Hwang Goo Lee Tel. 033-730-0434 E-mail. morningdew@sangji.ac.kr

Contribution to Environmental Biology


▪ This study investigated the breeding status of birds and habitat characteristics of the Seom River riparian ecosystem in the Republic of Korea.


▪ This study provides baseline information for the conservation of breeding birds and the protection of habitats within the Seom River riparian ecosystem.


8 June 2026 7 September 2026 22 September 2026

Abstract


We conducted this study to investigate the breeding status and threat factors affecting birds in the Seomgang riparian ecosystem in Maeho-ri, Wonju-si, Gangwon Special Self-Governing Province, Korea. From 2020 to 2025, we conducted field surveys twice a week from March to June to capture the major activity, breeding, and fledging periods of birds. The highest precipitation was recorded in August 2020, measuring 26.42±25.29 mm, while the maximum total discharge from Hoengseong Dam was 37.13±36.85 m3 s-1, also in August 2020. NDVI analysis revealed low values from January to April and from November to December, with values increasing in May and peaking from June to September, ranging from 0.26±0.02 to 0.30±0.03, showing similar annual patterns. We identified a total of seven breeding bird species in the study area, including Charadrius placidus, classified as a Class II endangered species in Korea. Emberiza cioides exhibited the highest nesting frequency, with 10 nests recorded during the study period. Motacilla grandis had the highest mean hatching rate at 89.00%, while Actitis hypoleucos and Charadrius dubius shared the highest mean fledging rate at 80.00%. The breeding failure rate showed an increasing trend over the study period. The most frequently identified threat factors included camping and unknown causes for altricial birds, and camping and vehicle-related disturbances for precocial birds, each accounting for 40.00%.


breeding status , endangered species , human activity

원주시 섬강 수변부 조류의 번식 및 서식지 현황

한중수, 박철우1, 안채희, 김주희, 이황구1,*, 유성연*
국립생태원 멸종위기종복원센터
1상지대학교 스마트팜생명과학과

초록

    1. 서 론

    수변 생태계는 육상생태계와 수생태계를 연결하는 전이대(ecotone)로서 생물다양성 유지에 중요한 기능을 수행하며, 조류의 번식에 필수적인 서식 환경을 제공하고 군집 구조와 생태적 행동에도 영향을 미친다 (Bennett et al. 2014;Lees et al. 2022). 특히 자갈 및 모래 기반의 하상 구조는 개방형 둥지를 선호하는 종에게 적합한 번식 환경을 제공하고, 식생이 밀집된 구간은 은폐성이 높은 종들의 번식지로 활용된다 (Masoero et al. 2019;Park et al. 2025). 이와 같이 수변부의 식생과 하상 구조의 다양성은 종별 번식 특성에 따른 둥지 위치 선택에 중요한 요소로 작용한다 (Anderson et al. 2004).

    연구 대상지인 섬강은 강원특별자치도 횡성군 청일면의 태기산(해발 1,261 m)에서 발원하여 강원특별자치도와 충청북도 지역을 통과하는 남한강의 주요 지류이자 국가하천으로 유로연장 73 km, 유역면적 1,303 km2에 달한다. 그 중에서 원주시 일대는 배후산지, 퇴적지, 범람원 등이 복합적으로 분포하여 구조적 복잡성과 다양한 비오톱(biotop) 유형을 갖는 지역으로 알려져 있다 (Noh et al. 2013). 또한 최근 5년간 멸종위기 야생생물 I급 호사비오리(Mergus squamatus), II급 독수리(Aegypius monachus), 큰고니(Cygnus cygnus), 흰목물떼새(Charadrius placidus), 새매(Accipiter nisus), 잿빛개구리매(Circus cyaneus) 등 법정보호종의 서식이 보고되어 생태적 가치가 높은 지역으로 평가되고 있다 (Noh et al. 2013;NIBR 2021, 2022, 2023, 2024, 2025). 그러나 섬강 권역 하천기본계획 등의 영향으로 제방 보강, 생태하천, 수변공원, 자전거 도로 등을 조성하는 대규모 공사가 진행 및 예정되어 있어 인위적 교란 발생이 불가피한 실정이다 (Park 2012;NIER 2026). 또한 최근 여가 활동의 증가로 하천 수변부의 인간의 출입이 확대되면서 캠핑, 차량 출입, 낚시 및 장마철 집중 강우에 따른 범람과 하상 변화 등 인위적·자연적 교란이 빈번하게 나타나고 있다 (Chu et al. 2017). 이러한 교란은 하상 및 식생 구조의 변화를 초래하고 침식을 유발하여 수변부 서식 환경을 변화시켜, 먹이원 감소와 번식지 면적 축소로 이어진 사례가 보고된 바 있다 (Royan et al. 2013;Seok et al. 2023;Lee et al. 2025). 이와 관련하여 국내 수변 생태계를 대상으로 낙동강 하구 쇠제비갈매기의 번식 변화(Lee and Hong 2009)나 쇠물닭(Gallinula chloropus)의 둥지 위치 선택 및 부화 성공요인(Jung et al. 2015)을 분석한 사례들이 보고된 바 있으나, 내륙 하천인 섬강 수변부의 구체적인 현황 파악은 부족한 상황이다.

    조류는 복잡한 생태계의 상태를 평가하는 대표적인 생물 지표종으로 활용되고 있다 (Larsen et al. 2010). 둥지 위치 선택은 포식 위험, 먹이 자원 접근성, 미소기후 등 복합적인 환경요인을 반영하며, 해당 서식지는 번식 활동을 지원할 수 있는 환경 조건을 갖춘 것으로 볼 수 있다 (Mainwaring et al. 2014). 한편, 조류는 부화 후 성조의 육추에 대한 의존도에 따라 두 집단으로 구분된다. 부화 직후부터 이소시기까지 성조로부터 먹이 공급과 보호 등 전적인 육추 과정이 요구되는 만성성 조류(altricial birds)와 부화 후 비교적 높은 자립성을 보이는 조성성 조류(precocial birds)로 구분된다. 만성성 조류는 수목 구조와 은폐 조건에 대한 의존성이 높고, 조성성 조류는 개활지 및 수변 공간 활용 비율이 상대적으로 높게 나타나는 경향이 있다 (Engel et al. 2020;Purger et al. 2024). 이러한 조류의 번식 양상은 수변부의 식생 밀도 및 물리적 환경 변화와 밀접하게 관련된다 (Kim et al. 2018).

    따라서 본 연구에서는 앞서 살펴본 섬강 일대의 복합적인 교란 환경과 거시적인 식생 피복 변화를 바탕으로, 조류의 발달 형태에 따른 번식 현황을 파악하였다. 또한 현장에서 직접 확인된 인위적 교란 사례들을 종합적으로 보고함으로써, 향후 원주 섬강 일대 수변 생태계 보전 및 교란 영향 분석을 위한 실효성 있는 기초자료를 제공하고자 한다.

    2. 연구 방법

    2.1. 연구 대상지 및 조사 방법

    섬강 수변 생태계에서 조류 번식 현황을 연구하기 위해 강원특별자치도 원주시 매호리 일원에서 조사를 수행하였다(Fig. 1). 조사는 2020년부터 2025년까지 수행하였으며, 번식기(Breeding season), 이소기(Fledging period)를 고려하여 3월부터 6월까지 주 2회 현장조사를 실시하였다. 정점조사의 방법으로 쌍안경(Swarovski EL Swarovision 10×32; SWAROVSKI-OPTIK, Absam, Austria)과 필드스코프(Swarovski ATX 30-70×95 mm; SWAROVSKI-OPTIK, Absam, Austria)를 활용하여 번식행동을 보이는 종의 둥지 위치를 확인하였으며, 카메라(Nikon D4; Nikon Corporation, Tokyo, Japan)와 휴대용 GPS (Garmin GPSMAP 79s; Garmin International, Olathe, KS, USA)로 사진과 좌표를 기록하였다. 현장조사 결과, 둥지는 매년 유사한 위치에 형성되는 경향이 확인되었다. 따라서 조류 둥지 보호를 위해 본 연구에서는 종별 둥지의 상세 위치를 공개하지 않고, 조사가 수행된 매호리 수변부 일대를 둥지 확인 지역으로 표시하였다.

    2.2. 서식지 현황

    본 연구의 연구 대상지가 하천 수변 생태계라는 특성을 고려하여, 장마철 강수량을 파악하기 위해 기상청의 기상자료개방포털(https://data.kma.go.kr/)에서 제공하는 일일 강수량 자료를 이용하였다. 또한 강수량에 따른 횡성댐의 방류량의 변동은 한국수자원공사(https://www.kwater.or.kr/)의 수문정보 자료를 이용하였다. 강수량과 방류량은 2020년부터 2025년 12월까지의 자료를 활용하여, 월별 평균 강수, 방류량 및 표준편차(Standard deviation, SD)를 산출하였다. 제공받은 강수량 및 방류량 자료는 Python (v3.11.5; Python Software Foundation 2023)의 matplotlib.pyplot (Hunter 2007), pandas (Reback et al. 2020)를 이용하여 시각화하였다.

    2.3. 조류 번식 현황

    매호리 일대에서 확인된 둥지를 대상으로 알의 개수(Number of eggs), 알에서 부화한 유조 개체수(Number of nestlings), 이소 개체수(Number of fledglings)로 구분하여 기록하였다. 이를 토대로 번식에 성공한 둥지를 대상으로 부화율(Hatching rate), 이소율(Fledging rate)을 산출하였으며, Murray (2000)의 선행 연구를 참고하여 산출하였다.

    Hatching rate = ( Number of nestlings ) × ( Number of eggs ) - 1 × 100
    Fledging rate = ( Number of fledglings ) × ( Number of nestlings ) - 1 × 100

    2.4. 정규식생지수 분석

    2020년부터 2025년까지 매호리 섬강 일대 수변부 식생 피도의 변화를 파악하기 위해 위성영상을 이용한 정규식생지수(Normalized difference vegetation index, NDVI)를 분석하였다. 분석에 이용한 자료는 Copernicus(https://dataspace.copernicus.eu/)에서 제공하는 Sentinel-2 (10×10 m)를 이용하였다. 자료는 매년 조사를 수행한 3월부터 10월까지의 위성영상 중에서 cloud cover가 30% 미만인 자료를 이용하였으며, 30% 이상의 자료는 분석에서 제외하였다. 제공받은 위성영상은 QGIS (v3.34.92; QGIS Development Team 2024)에서 Strashok et al. (2022)의 산출식을 참고하여 정규식생지수를 산출하였다.

    NDVI = ( B 8 - B 4 ) × ( B 8 + B 4 ) - 1

    B8=Near Infrared (NIR) band, B4=Red band

    이후 둥지 위치 자료를 기반으로 point sampling을 수행하여 연도별 각 둥지 지점의 NDVI 값을 추출하였다.

    2.5. 위협요인

    수변 생태계에서 부화에 실패한 둥지는 현장에서 확인된 흔적을 바탕으로 차량(car), 캠핑(camping), 인위적 식생 훼손(anthropogenic vegetation damage), 원인미상(unknown)으로 위협요인을 구분하였다. 차량은 둥지 또는 둥지 주변의 비포장도로에서 바퀴자국과 파손된 알이 함께 확인된 경우, 캠핑은 둥지가 캠핑 장소 인근에 위치하고 이후 포란이 중단되거나 알이 그대로 남아 있는 경우, 인위적 식생 훼손은 둥지 주변 식생이 인위적으로 제거되거나 훼손된 흔적이 확인된 경우로 구분하였다. 또한 원인미상은 육안으로 확인 가능한 교란 흔적이나 환경 변화가 관찰되지 않았으나 부화에 실패한 경우로 분류하였다.

    2.6. 통계 분석

    강수량, 댐 방류량, NDVI 및 식생 피복 면적의 시계열적 차이 비교에는 Kruskal-Wallis test를 적용하였다. 동일 구역 내 식생 피복 면적(NDVI≥0.3)의 6월에서 9월 기간과 그 외 기간의 차이는 Wilcoxon signed-rank test로 검정하였다. 월별 강수량과 댐 총방류량 간의 관계는 Shapiro-Wilk 검정 및 Q-Q plot 검토 결과 정규성을 만족하지 않아 Spearman’s rank correlation analysis를 실시하였다. 만성성 조류와 조성성 조류 간 부화율, 이소율, 둥지 시작일 및 이소일 차이는 Mann-Whitney U test를 사용하여 비교하였다. 번식 성공 둥지 위치의 NDVI 차이는 Shapiro-Wilk 검정을 통해 정규성을 확인하고, boxplot의 1.5×IQR 기준으로 이상치를 검토하였으며, 집단 간 차이는 조성성 조류 집단이 정규성 가정이 충족되지 않고 이상치가 확인됨에 따라 비모수 검정인 Mann-Whitney U test를 이용하여 분석하였다. 만성성 조류와 조성성 조류의 둥지 위치 유형에 따른 이용 양상 차이는 Fisher’s exact test, 연도별 번식 실패 비율의 변화 경향성은 Cochran-Armitage trend test를 각각 적용하였다. 모든 통계 분석은 R (v4.3.1; R Core Team 2023)을 이용하였으며, 통계적 유의수준은 0.05로 설정하였다.

    3. 결과 및 고찰

    3.1. 서식지 현황

    수변 생태계는 하천과 인접하고 있어 강수량에 따라 유량 변동에 따른 범람의 위험에 노출된다. 이러한 특성을 고려하여 연구 대상지의 강수 패턴을 확인한 결과는 다음과 같다(Fig. 2a). 연도별 최대 강수량은 2020년 8월에 26.42±25.29 (mean±SD) mm, 2021년 9월에 15.29±20.50 mm, 2022년 8월에 20.49±29.97 mm, 2023년 7월에 21.06±28.42 mm, 2024년 7월에 18.17±26.81 mm, 2025년 9월에 16.13±19.61 mm로 확인되었으며 매호리 일대에서는 7월에서 9월 사이에 통계적으로 유의하게 높은 것으로 나타났다(Kruskal-Wallis test, p<0.01). 우리나라는 여름철 장마기인 6월에서 8월에 집중되어 강수량이 높은 것으로 알려져 있는데(Lee and Kwon 2004), 본 연구 대상지는 장마철 이후인 9월에도 강수량이 높은 것으로 나타났다. 또한 연도별 강수일수를 확인한 결과, 여름철은 점차 감소하고 가을철에는 증가하는 양상을 나타내었다(Table 1). 이는 최근 기후변화로 인해 여름철 장마기 이후에도 강수 기간이 연장되고, 여름철 장마기의 양상이 단기간에 많은 양의 비가 집중적으로 내리는 국지성 호우의 양상으로 변화하고 있다는 Park and Suh (2023), Choi et al. (2023)의 연구 결과와 유사한 것으로 판단된다. 이러한 강수 패턴이 섬강 상류에 위치한 횡성댐의 방류에 미치는 영향을 파악하기 위해 연도별 월평균 총방류량을 확인한 결과는 다음과 같다(Fig. 2b). 연도별 최대 총방류량은 2020년 8월에 37.13±36.85 (mean±SD) m3 s-1, 2021년 6월에 4.50±0.07 m3 s-1, 2022년 8월에 48.01±86.51 m3 s-1, 2023년 7월에 31.48±31.67 m3 s-1, 2024년 7월에 26.48±35.94 m3 s-1, 2025년 9월에 18.56±21.90 m3 s-1로 월별 강수량과 월평균 총방류량 사이에 유의한 양의 상관관계가 확인되어(Spearman’s rank correlation, ρ=0.384, n=72, p<0.01) 강수량이 증가하는 시기에 댐 방류량도 함께 증가하는 것으로 나타났다.

    폐쇄형 둥지의 은폐에 영향을 미치는 식생 변화를 파악하기 위해 2020년부터 2025년까지 월별 정규식생지수 분석을 실시하였다(Fig. 3a). 월별 NDVI는 통계적으로 유의한 차이를 보였으며(Kruskal-Wallis test, p<0.01), 1~4월과 11~12월에는 NDVI 값이 낮고 5월부터 증가하기 시작하여 6~9월에 평균 0.26±0.02~0.30±0.03으로 가장 높은 값을 보였다. 연도별 식생 변화는 전반적으로 유사한 경향을 보였으며, 6~9월에 정규식생지수가 반복적으로 높게 나타난 점을 고려할 때 해당 기간의 식생 피복이 가장 높은 것으로 판단된다. 또한 식생 피복 면적의 계절적 변화를 정량적으로 파악하기 위해 정규식생지수가 0.3 이상으로 나타난 영역의 월별 면적을 산출하였다(Fig. 3b). 일반적으로 정규식생지수는 식생의 분포 및 상태를 파악하는 지표로 활용되며, 암석, 모래, 적설 등 비식생 지표면은 대체로 0.1 이하의 낮은 값이 나타나지만, 관목이나 초지와 같은 식생이 분포하는 지표면은 약 0.2~0.5 범위의 값을 보이는 것으로 알려져 있다(Remote Sensing Phenology 2018;Weier and Herring 2000). 특히 Weier and Herring (2000) 선행 연구에서는 0.2~0.3 범위를 관목 및 초지에 해당하는 값으로 제시하고 있어, 본 연구에서는 비식생 또는 매우 낮은 식생 신호가 포함될 가능성을 줄이고 비교적 명확한 식생 피복 영역을 산정하기 위해 0.3을 기준값으로 적용하였다. 그 결과, 1~3월에 0.00±0.00~0.03±0.04 (mean±SD) ha로 낮은 식생 면적을 나타내었으나, 4월에 1.00±0.55 ha, 5월에 5.04±1.46 ha로 증가하는 양상을 보였다. 6~9월의 식생 피복 면적은 6.06±0.65~6.45±1.53 ha로 각 연도의 6~9월 평균 식생 피복 면적은 그 외 기간의 평균보다 유의하게 넓었으며(Wilcoxon signed-rank test, p=0.03), 10월 이후에는 점차 감소하는 경향이 확인되었다. 이는 향후 조사 대상지의 계절적 식생 변화와 식생 피복 면적의 증감 양상을 파악하는 데 유용한 기초자료로 활용될 수 있을 것으로 판단된다.

    3.2. 조류 번식 현황

    연구 대상지에서 번식이 확인된 종은 멸종위기 야생생물 II급 흰목물떼새(Charadrius placidus), 검은딱새(Saxicola torquatus) 등 총 7종이 확인되었으며, 둥지 안에서 확인된 알의 개수, 유조 개체수 및 이소 개체수는 다음과 같다(Table 2). 둥지 확인 빈도가 가장 높은 종은 멧새(Emberiza cioides)로 2020년부터 2025년까지 매년 확인되었으며, 알락할미새(Motacilla alba)는 1회만 확인되어 가장 낮은 빈도를 보였다. 둥지 내 알의 개수는 검은딱새가 6.50±0.50 (mean±SD)으로 가장 많았고 깝작도요(Actitis hypoleucos), 꼬마물떼새(Charadrius dubius), 흰목물떼새, 알락할미새가 4.00±0.00으로 가장 적었다. 대부분의 종이 둥지 내 새끼 수와 이소한 개체수가 같았으나 멧새, 검은등할미새(Motacilla grandis) 2종은 감소한 것으로 확인되었다. 종별 부화율은 검은등할미새(Motacilla grandis)가 평균 89.00%, 이소율은 깝작도요(Actitis hypoleucos)와 꼬마물떼새(Charadrius dubius)가 평균 80.00%로 가장 높았으며, 1회 확인된 알락할미새를 제외하고 검은딱새가 부화율, 이소율이 각각 평균 50.00%로 가장 낮았다.

    부화 후 새끼의 발달 상태와 둥지 체류 특성은 만성성 조류와 조성성 조류 간에 차이가 있는 것으로 알려져 있다(Ducatez and Field 2021). 따라서 본 연구에서 종별 번식 특성을 비교하기 위해 검은등할미새, 검은딱새, 멧새, 알락할미새를 만성성 조류, 깝작도요, 꼬마물떼새, 흰목물떼새를 조성성 조류로 구분하고, 부화 여부가 확인된 둥지의 부화율 및 부화가 확인된 둥지의 이소율을 산출하였다(Fig. 4). 만성성 조류의 부화율은 0.70±0.11 (mean±SE), 이소율은 0.61±0.12, 조성성 조류는 각각 0.58±0.09, 0.72±0.11로 나타났다. 통계적으로 부화율(Mann-Whitney U test, U=163.5, p=0.491) 및 이소율(Mann-Whitney U test, U=161.0, p=0.552)에 유의한 차이는 없었으나 상대적으로 부화율은 만성성 조류가 높고, 이소율은 조성성 조류가 높은 경향을 보였으며, 이는 부화 후 유조의 발달 상태와 둥지 의존성 차이에 따른 결과로 판단된다. 만성성 조류의 유조는 부화 직후 미성숙한 상태로 부모의 먹이 공급과 보호에 크게 의존하는 반면, 조성성 조류의 유조는 부화 직후 상대적으로 발달된 상태로 이동성이 높아 둥지 체류 과정에서 발생할 수 있는 위험에 노출되는 기간이 짧은 것으로 알려져 있다(Ducatez and Field 2021). 따라서 본 연구에서 확인된 부화율 및 이소율의 차이는 만성성 조류와 조성성 조류의 발달 유형 및 둥지 이용 특성 차이로 인한 결과로 판단된다.

    둥지 이용 특성을 보다 구체적으로 파악하기 위해 섬강 수변부에서 번식에 성공한 둥지를 대상으로 NDVI를 비교한 결과, 만성성 조류의 평균 NDVI는 0.15±0.06 (mean±SD, n=11), 조성성 조류는 0.12±0.11 (n=13)로 만성성 조류에서 다소 높게 나타났다. 두 집단 간 NDVI 차이를 검증하기에 앞서 정규성을 검토한 결과, 만성성 조류는 정규성을 만족하였으나(Shapiro-Wilk test, W=0.953, p=0.68), 조성성 조류는 정규성을 만족하지 않았다(W=0.537, p<0.001). 또한 boxplot을 이용하여 이상치를 확인한 결과, 조성성 조류 둥지 위치의 NDVI 값 중 1개가 1.5×IQR 범위를 벗어난 이상치로 확인되었다. 따라서 조사자료의 비정규성과 이상치의 영향을 고려하여 두 집단 간 NDVI 차이는 비모수 검정인 Mann-Whitney U 검정을 이용하여 분석하였다. 그 결과, 두 집단의 둥지가 확인된 위치의 NDVI 값이 통계적으로 유의한 차이가 있는 것으로 확인되었으나(U=30, p=0.019), 이러한 결과를 실제 둥지 주변의 세부적인 식생 구조와 미세서식지 특성의 차이로 해석하는 데에는 위성영상 기반 NDVI의 특성을 고려할 필요가 있다. 위성영상 기반 NDVI는 식생의 녹색도와 식생 밀도를 정량화하는 데 널리 활용되는 지표로, 생태학에서 유용하게 사용되어 왔다(Pettorelli et al. 2011). 그러나 이질적인 지표면에서는 하나의 픽셀 안에 식생, 토양, 수면 등이 함께 포함되는 mixed pixel 문제가 발생할 수 있으며, 둥지 위치의 세부적인 은폐 정도나 미세서식지 차이를 정밀하게 설명하는 데에는 제한적일 수 있다(Pettorelli et al. 2014;Jimenez et al. 2022). 본 연구의 경우 둥지 위치가 서로 인접한 사례 및 지표면이 이질적인 사례가 있어, 위성영상 기반 NDVI 값으로만 둥지 주변의 미세한 식생 구조나 국지적인 환경 차이를 구분하는 데에는 한계가 있는 것으로 판단된다.

    따라서 NDVI 분석의 한계를 보완하기 위해 현장에서 기록한 둥지 위치의 환경 특성을 확인하였다(Fig. 5). 그 결과, 번식에 성공한 만성성 조류의 둥지는 초본식물에서 9개, 관목식물, 교목에서 각각 1개가 확인되었으며, 조성성 조류의 둥지는 자갈에서 9개, 초본식물에서 4개가 확인되었다. 반면 번식에 실패한 만성성 조류의 둥지는 초본식물에서 4개, 자갈에서 1개, 조성성 조류의 둥지는 자갈에서 4개, 초본식물에서 1개로 확인되었다. 이를 바탕으로 성공 및 실패 둥지를 모두 포함한 전체 둥지를 대상으로 둥지 위치 유형을 식생형 둥지와 자갈지 둥지로 구분하고, 만성성 조류와 조성성 조류 간 이용 양상을 비교하였다. 표본 수가 적고 일부 항목의 빈도가 낮아 Fisher의 정확검정을 적용한 결과, 만성성 조류와 조성성 조류 간 이용 양상은 유의한 차이를 보였다(p<0.01). 이는 조사 대상지에서 만성성 조류와 조성성 조류가 서로 다른 둥지 위치 유형을 이용하며, 만성성 조류는 주로 식생을, 조성성 조류는 주로 자갈을 이용하는 경향이 있는 것으로 판단된다. 또한 식물을 이용하는 둥지가 위치한 주변의 주요 식물상을 조사한 결과, 초본식물은 달뿌리풀(Phragmites japonicus), 큰금계국(Coreopsis lanceolata), 쑥(Artemisia indica), 관목식물은 싸리속(Lespedeza spp.), 교목식물은 버드나무(Salix pierotii)로 확인되었다. 향후 조사에서는 식생에 의해 은폐되어 발견이 어려운 둥지를 고려하여, 둥지 주변의 주요 식생 특성과 둥지 위치 및 분포 간의 관계를 보다 면밀하게 파악할 필요가 있을 것으로 판단된다.

    둥지 위치와 같은 공간적 이용 특성뿐만 아니라, 번식 활동 시기를 파악하기 위해 둥지 발견시기와 이소시기를 10일 단위로 구분하고, 각 시기를 초기(early), 중기(mid), 후기(late)로 세분화하여 분석하였다(Fig. 6). 만성성 조류의 둥지는 4월 초부터 5월 중순까지 확인되었고, 조성성 조류의 둥지는 3월 초부터 4월 말까지 확인되어 조성성 조류가 상대적으로 이른 시기부터 번식을 시작하는 양상을 보였다. 그러나 둥지 시작시기를 Julian day로 변환하여 Mann-Whitney U test를 실시한 결과, 두 그룹 간 차이는 통계적으로 유의하지 않았다(n=34, U=157.5, p=0.65). 이소시기 또한 조성성 조류에서 더 이른 첫 이소일이 확인되었으나, 이소에 성공한 둥지만을 대상으로 비교한 결과 두 그룹 간 유의한 차이는 나타나지 않았다(n=24, U=85.5, p=0.43). 조사 대상지의 NDVI 분석 결과, 1월부터 4월까지는 식생 피도가 낮은 상태로 나타났으며, 만성성 조류의 둥지는 4월 초에 다수 확인되었다. 이는 번식 시작 시기와 더불어 낮은 식생 피도로 인해 둥지의 탐지율이 상대적으로 높아진 영향이 반영된 결과로 판단된다. 반면 조성성 조류는 자갈지와 같은 개방적인 환경을 주로 이용하기 때문에 식생 발달 정도에 따른 탐지율 변화의 영향을 상대적으로 적게 받았을 것으로 생각된다. 따라서 식생이 빠르게 발달하는 4월 이후에는 식생에 의해 은폐된 둥지의 누락 가능성을 줄이기 위해 동일 지점에 대한 반복조사 및 조사 간격의 조정이 필요할 것으로 판단된다.

    3.3. 위협요인

    본 연구 대상지에서 확인된 총 34개의 둥지 중에서 번식에 실패한 10개의 둥지를 대상으로 조사년도별 번식 실패 비율을 파악한 결과는 다음과 같다(Fig. 7a). 2020년부터 2025년까지 번식에 실패한 비율이 점차 증가하는 경향을 보였으나 Cochran-Armitage trend test에서 유의한 차이는 없는 것으로 나타났다(p>0.05). 번식에 실패한 상세원인을 파악한 결과, 만성성 조류는 캠핑, 원인미상이 2건(40.00%), 조성성 조류는 캠핑, 차량에 의한 교란이 2건(40.00%)으로 가장 많은 것으로 나타났다(Fig. 7b). 만성성 조류의 경우 식생이 분포하는 인근에 둥지를 조성하는 것을 선호하는데, 조사기간 동안 수변부를 이용하는 인간의 출입으로 캠핑 및 하천으로 접근성을 높이기 위한 과정에서 식물을 훼손하는 것이 빈번하게 관찰되었다. 이러한 수변식물의 훼손은 번식하는 조류에게 영향을 미치는 것으로 알려져 있는데(Bukaciński et al. 2020), 이는 연구 대상지에서 조류의 번식 및 둥지 위치 선택에 부정적인 영향요인으로 작용할 가능성이 있는 것으로 판단된다. 실제로 조성성 조류의 경우 포란 중인 둥지 주변에서 이루어지는 차량 접근 및 통행, 캠핑 활동 등에 의해 번식을 포기하는 사례가 관찰되었다. 인간과 차량의 접근은 포란 중인 조류에게 극도의 긴장감을 유발하여 포란 시간을 단축시키고, 결과적으로 부화율에 직접적인 영향을 미치는 것으로 알려져 있다(Beale and Monaghan 2004). 특히 멸종위기 야생생물 II급인 흰목물떼새는 자갈로 이루어진 평평한 하상에 개방형 둥지를 조성하여 번식하는 특성을 나타낸다(Kolomiytsev and Poddubnaya 2014;Engel et al. 2020). 그러나 알이 보호색을 띠어 주변 자갈과 구분하기 어렵고, 인간이 접근할 경우 성조가 의상행동을 보이기 때문에 비전문가가 둥지의 위치를 쉽게 파악하기 어렵다(Kim 2017;Gupta et al. 2022). 현장조사에서도 포란 중인 둥지 바로 옆에서 캠핑 활동이 이루어져 부화에 실패한 사례, 차량 통행이 잦은 자갈밭에 조성된 둥지가 차량 바퀴에 밟혀 알이 파괴된 사례가 확인되었다. 따라서 연구 대상지에서의 캠핑 활동과 차량 통행은 조성성 조류의 포란 지속성을 저해하고 둥지 및 알의 직접적인 훼손을 초래하여 부화율을 낮추는 주요 요인으로 작용하는 것으로 판단된다. 그러나 본 연구에서 제시한 위협요인은 번식에 실패한 10개 둥지(27.77%)를 대상으로 현장조사 시 육안으로 확인된 결과에 기반하고 있다. 따라서 육안으로 확인되지 않은 교란요인이나, 번식에는 성공하였으나 조사 과정에서 확인되지 않은 잠재적 위협요인이 추가로 존재할 가능성이 있다. 이에 향후 연구에서는 둥지별 무인 센서 카메라(camera trap)를 설치하여 번식 실패 원인과 위협요인을 보다 면밀하게 파악할 필요가 있다.

    결론적으로, 원주시 섬강 매호리 일대 수변부는 다양한 조류가 번식지로 이용하는 공간이지만 조사기간 동안 번식 실패 비율이 증가하는 경향을 보였으며, 캠핑 활동, 차량 접근 및 통행, 수변식생 훼손 등 인간 활동에 의한 교란이 둥지의 위협요인으로 확인되었다. 특히 수변부 식생에 의존하여 둥지를 조성하는 종과 자갈 하상에 개방형 둥지를 형성하는 종은 번식 특성상 인간의 접근이나 차량 통행에 취약하며, 이러한 교란은 포란 행동의 중단, 둥지 포기, 알의 직접적인 훼손으로 이어져 번식 성공률이 낮아질 가능성이 있다. 따라서 섬강 수변부에서 번식하는 조류의 안정적인 서식 및 번식 환경을 유지하기 위해서는 번식기 동안 주요 번식지에 대한 출입 및 차량 통행 제한, 캠핑 활동 관리, 수변식생 훼손 방지, 안내표지 설치 등 현장 중심의 관리방안이 필요하다.

    3.4. 한계 및 제언

    본 연구에서 확인된 섬강 수변부 조류의 번식은 주로 3월부터 6월까지 이루어졌으며, 강수량과 댐 방류량이 증가하는 7월 이전에 대부분 마무리되는 것으로 나타났다. 따라서 번식기 동안 수변 생태계의 자연적 교란요인인 범람에 의한 영향은 상대적으로 낮은 반면, 캠핑과 차량 통행 등 인위적 교란요인이 더 큰 것으로 확인되었다. 이러한 결과는 번식기 이전부터 주요 번식지에 대한 선제적 관리가 필요함을 시사하며, 본 연구는 원주 섬강 수변부 일대에서 6년에 걸쳐 조류의 번식 현황과 교란요인을 추적 관찰했다는 점에서 섬강 수변 생태계 관리를 위한 중요한 기초자료로 활용될 수 있으나 몇 가지 한계가 존재한다. 첫째, 장기 모니터링에도 불구하고 종별로 확인된 둥지의 절대적인 표본 수(n)가 적어 번식 성공률과 실패요인을 일반화하여 통계적으로 검증하기에는 다소 무리가 있다. 둘째, 현장조사를 통한 간헐적인 관찰에 의존한 결과 번식 실패요인의 상당수(40.00%)가 ‘원인미상’으로 분류되었다. 따라서 향후 연구에서는 무인 센서 카메라(Camera trap) 및 온습도 로거(Logger) 등 연속적인 정밀 모니터링 장비를 도입하여 보다 다수의 표본을 확보하고 수변부 조류의 번식 실패요인을 보다 명확히 규명할 필요가 있다.

    적 요

    본 연구는 강원특별자치도 원주시 매호리 일원의 섬강 수변 생태계에서 번식하는 조류를 대상으로 번식 현황 및 위협요인을 파악하기 위해 연구를 수행하였다. 조사기간은 2020년부터 2025년까지 조류의 주요 활동 시기 및 번식기, 이소기를 고려하여 3월부터 6월까지 주 2회 현장조사를 실시하였다. 연구 대상지의 최대 강수량은 2020년 8월에 26.42 (±25.29) mm로 확인되었고, 횡성댐의 최대 총방류량은 2020년 8월에 37.13 (±36.85) m3 s-1로 나타났다. 정규식생지수 분석 결과, 1~4월과 11~12월에 낮게 나타났으며, 5월부터 증가하기 시작하여 6~9월에 평균 0.26 (±0.02)~0.30 (±0.03)으로 가장 높은 값을 보였고 연도별로 유사한 경향을 보였다. 연구 대상지에서 번식이 확인된 종은 멸종위기 야생생물 II급 흰목물떼새(Charadrius placidus) 등 총 7종이 확인되었다. 조사기간 둥지 확인 빈도가 가장 높은 종은 총 10회 둥지가 확인된 멧새(Emberiza cioides)였으며, 부화율은 검은등할미새(Motacilla grandis)가 평균 89.00%, 이소율은 깝작도요(Actitis hypoleucos)와 꼬마물떼새(Charadrius dubius)가 80.00%로 가장 높았다. 연구 대상지에서 번식 실패율은 연도별로 증가하는 것으로 나타났으며, 주요 위협요인은 만성성 조류는 캠핑, 원인미상, 조성성 조류는 캠핑, 차량에 의한 교란이 각각 40.00%로 가장 높게 확인되었다.

    CRediT authorship contribution statement

    JS Han: Investigation, Formal analysis, Writing-Original draft. CW Park: Investigation, Formal analysis, Validation. CH An: Investigation, Validation, Formal analysis. JH Kim: Validation, Formal analysis. HG Lee: Validation, Supervision. SY Yoo: Validation, Writing-Review & editing.

    Declaration of Competing Interest

    The authors declare no conflicts of interest.

    Figure

    KJEB-44-3-269_F1.jpg

    Study sites for investigating bird breeding status in Maeho-ri, Wonju-si.

    KJEB-44-3-269_F2.jpg

    (a) Mean precipitation in Wonju-si and (b) mean discharge from Hoengseong Dam on the upper Seom River from 2020 to 2025. Error bars indicate standard deviations. Precipitation data were obtained from the Korea Meteorological Administration (KMA).

    KJEB-44-3-269_F3.jpg

    Monthly variation in the normalized difference vegetation index (NDVI) at the study site: (a) heatmap of monthly mean NDVI values by year from 2020 to 2025; (b) seasonal patterns of areas with NDVI values of 0.2 or higher across months.

    KJEB-44-3-269_F4.jpg

    Comparison of mean rates between altricial and precocial birds that successfully bred at the study site: (a) mean hatching rate; (b) mean fledging rate. Error bars represent standard errors.

    KJEB-44-3-269_F5.jpg

    Number of nests by nest-site type used by altricial and precocial birds at the study site: (a) number of successful nests; (b) number of failed nests.

    KJEB-44-3-269_F6.jpg

    Breeding timing of altricial and precocial birds at the study site: (a) periods when eggs were recorded in nests; (b) fledging periods.

    KJEB-44-3-269_F7.jpg

    Breeding failure rates and threat factors during the survey period: (a) annual breeding failure rates from 2020 to 2025; (b) threat factors identified for altricial and precocial birds.

    Table

    Seasonal distribution of precipitation days in the Maeho-ri area of Wonju

    Precipitation data were obtained from the Korea Meteorological Administration (KMA).

    Locations of confirmed nests of seven species within the study site from 2020 to 2025

    Reference

    1. AndersonJT, JDOsbourne and RLWard. 2004. Integrating riparian restoration to promote wildlife habitat with natural stream channel design on mine land habitats. pp. 47-73. In: Proceedings of the 2004 National Meeting of the American Society of Mining and Reclamation and the 25th West Virginia Surface Mine Drainage Task Force. American Society of Mining and Reclamation. Morgantown, WV, USA.
    2. BealeCM and PMonaghan. 2004. Human disturbance: People as predation-free predators? J. Appl. Ecol. 41:335-343.
    3. BennettAF, DGNimmo and JQRadford. 2014. Riparian vegetation has disproportionate benefits for landscape-scale conservation of woodland birds in highly modified environments. J. Appl. Ecol. 51:514-523.
    4. BukacińskiD, MBukacińska and EMastalerz. 2020. The human pressure on the Middle Vistula River wildlife: The number and distribution of people and their activity on the river during the breeding season of birds. Stud. Ecol. Bioeth. 18:379-399.
    5. ChoiH, JKim, YChoi, IHur, TLee, SKim, SMin, DLee, DChoi, HMSung and JKwon. 2023. The recent climatic characteristic and change in the Republic of Korea based on the new normals (1991-2020). Atmosphere 33:477-492.
    6. ChuY, SJin, HCho and KHCho. 2017. Comparison of the floodplain vegetation structure according to existence of lateral connectivity in streams. J. Wetl. Res. 19:327-334.
    7. DucatezS and DJField. 2021. Disentangling the avian altricial-precocial spectrum: Quantitative assessment of developmental mode, phylogenetic signal, and dimensionality. Evolution 75:2717-2735.
    8. EngelN, ZVégvári, RRice, VKubelka and TSzékely. 2020. Incubating parents serve as visual cues to predators in Kentish plover (Charadrius alexandrinus). PLoS One 15:e0236489.
    9. GuptaS, AAgrawal and KSaxena. 2022. Defense strategies in birds of Charadriidae family. Proc. Zool. Soc. 75:395-412.
    10. HunterJD. 2007. Matplotlib: A 2D graphics environment. Comput. Sci. Eng. 9:90-95.
    11. JimenezRB, KJLane, LRHutyra and MPFabian. 2022. Spatial resolution of Normalized Difference Vegetation Index and greenness exposure misclassification in an urban cohort. J. Expo. Sci. Environ. Epidemiol. 32:213-222.
    12. JungJW, JHYi, KSYoum, CYBaek and SRCho. 2015. Nest site selection and factors affecting hatching success of common moorhens(Gallinula chloropus) at Yu-gu Stream, South Korea. Korean J. Ornithol. 22:31-40.
    13. KimIC. 2017. Breeding ecology and vocalizations of the endangered long-billed plovers(Charadrius placidus) in South Korea. Ph.D. dissertation. Chonnam National University. Gwangju, Korea.
    14. KimJY, SLee, MSShin, CHLee, CSeo and SHEo. 2018. Altitudinal patterns in breeding bird species richness and density in relation to climate, habitat heterogeneity, and migration influence in a temperate montane forest(South Korea). PeerJ 6:e4857.
    15. KolomiytsevNP and NYPoddubnaya. 2014. Breeding biology of the long-billed plover Charadrius placidus in the northern part of its range in the Russian Far East. Wader Study Group Bull. 121:181-185.
    16. LarsenS, ASorace and LMancini. 2010. Riparian bird communities as indicators of human impacts along Mediterranean streams. Environ. Manage. 45:261-273.
    17. LeeH, SKim, JKwak, JLee and HSKim. 2025. A study on classification of vegetation zones based on flow regimes in riparian wetlands. Ecol. Eng. 210:107429.
    18. LeeIS and SBHong. 2009. Changes of the breeding state of little tern(Sterna albifrons) in the Nakdong Estuary, Busan, Republic of Korea. J. Life Sci. 19:1611-1616.
    19. LeeS and WTKwon. 2004. A variation of summer rainfall in Korea. J. Korean Geogr. Soc. 39:819-832.
    20. LeesAC, LHaskell, TAllinson, SBBezeng, IJBurfield, LMRenjifo, KVRosenberg, AViswanathan and SHMButchart. 2022. State of the world’s birds. Annu. Rev. Environ. Resour. 47:231-260.
    21. MainwaringMC, IRHartley, MMLambrechts and DCDeeming. 2014. The design and function of birds’ nests. Ecol. Evol. 4:3909-3928.
    22. MasoeroG, GBoano, ATamietti and ECaprio. 2019. Proper gravel management may counteract population decline of the collared sand martin Riparia riparia. Avocetta 43:139-147.
    23. MurrayBGJr. 2000. Measuring annual reproductive success in birds. Condor 102:470-473.
    24. NIBR. 2021. 2020-2021 Winter Waterbird Census of Korea. National Institute of Biological Resources. Incheon, Korea.
    25. NIBR. 2022. 2021-2022 Winter Waterbird Census of Korea. National Institute of Biological Resources. Incheon, Korea.
    26. NIBR. 2023. 2022-2023 Winter Waterbird Census of Korea. National Institute of Biological Resources. Incheon, Korea.
    27. NIBR. 2024. 2023-2024 Winter Waterbird Census of Korea. National Institute of Biological Resources. Incheon, Korea.
    28. NIBR. 2025. 2024-2025 Winter Waterbird Census of Korea. National Institute of Biological Resources. Incheon, Korea.
    29. NIER. 2026. Environmental Impact Assessment Support System (EIASS). National Institute of Environmental Research. Incheon, Korea.https://www.eiass.go.kr. Accessed September 10, 2026.
    30. NohTH, JHPi, JWChoi and KJLee. 2013. Properties of wildbirds habitat according to biotope types at Seom River and Wonju Stream. Korean J. Environ. Ecol. 27:676-689.
    31. ParkCW, JSHan, CHAn, HGLee and SKChoi. 2025. Habitat selection of the brown dipper (Cinclus pallasii) in relation to climatic and environmental factors. Korean J. Ornithol. 32:22-30.
    32. ParkIG and MSSuh. 2023. Recent (30, 50 years) extreme precipitation characteristics and changing trends in Korea. J. Climate Change Res. 14:737-754.
    33. ParkJY. 2012. Conservation plan of habitat of the egretry using habitat suitability modeling: A case study on Seom river basin, Korea. M.S. thesis. Seoul National University. Seoul, Korea.
    34. PettorelliN, SRyan, TMueller, NBunnefeld, BJędrzejewska, MLima and KLKausrud. 2011. The Normalized Difference Vegetation Index (NDVI): Unforeseen successes in animal ecology. Clim. Res. 46:15-27.
    35. PettorelliN, WFLaurance, TGO’Brien, MWegmann, HNagendra and WTurner. 2014. Satellite remote sensing for applied ecologists: Opportunities and challenges. J. Appl. Ecol. 51:839-848.
    36. PurgerJJ, KKurucz, DPurger and PBatáry. 2024. Proximity of shrub nests to ground nests increases the chance of ground nest predation. Ornis Fenn. 101:28-34.
    37. Python Software Foundation. 2023. Python Language Reference, version 3.11.5.https://www.python.org/. Accessed September 11, 2026.
    38. QGIS Development Team. 2024. QGIS Geographic Information System. QGIS Association.https://www.qgis.org/. Accessed September 11, 2026.
    39. R Core Team. 2023. R: A language and environment for statistical computing. R Foundation for Statistical Computing, Vienna, Austria.https://www.R-project.org/
    40. Reback J, W McKinney, jbrockmendel, J Van den Bossche, T Augspurger, P Cloud, gfyoung, Sinhrks, A Klein, S Hawkins, M Roeschke, J Tratner, C She, W Ayd, T Petersen, MomIsBestFriend, M Garcia, J Schendel, A Hayden, V Jancauskas, P Battiston, D Saxton, S Seabold, alimcmaster1, chris-b1, h-vetinari, S Hoyer, K Dong, W Overmeire and M Winkel. 2020. pandas-dev/pandas: Pandas 1.0.5. Zenodo.
    41. Remote Sensing Phenology. 2018. NDVI, the foundation for remote sensing phenology. U.S. Geological Survey. Reston, VA, USA.https://www.usgs.gov/special-topics/remote-sensing-phenology/science/ndvi-foundation-remote-sensing-phenology. Accessed September 10, 2026.
    42. RoyanA, DMHannah, SJReynolds, DGNoble and JPSadler. 2013. Avian community responses to variability in river hydrology. PLoS One 8:e83221.
    43. SeokJE, BSLim, JSMoon, GSKim and CSLee. 2023. Spatial distribution of vegetation on stream bars and the riparian zone reflects successional pattern due to fluid dynamics of river. Water 15:1493.
    44. StrashokO, MZiemiańska and VStrashok. 2022. Evaluation and correlation of Sentinel-2 NDVI and NDMI in Kyiv(2017-2021). J. Ecol. Eng. 23:212-218.
    45. WeierJ and DHerring. 2000. Measuring Vegetation(NDVI & EVI). NASA Earth Observatory. National Aeronautics and Space Administration, Washington, D.C., USA.https://science.nasa.gov/earth/earth-observatory/measuring-vegetation-ndvi-evi. Accessed September 10, 2026.

    Vol. 40 No. 4 (2022.12)

    Journal Abbreviation 'Korean J. Environ. Biol.'
    Frequency quarterly
    Doi Prefix 10.11626/KJEB.
    Year of Launching 1983
    Publisher Korean Society of Environmental Biology
    Indexed/Tracked/Covered By

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