Journal Archive

연구대상 지역은 경남 하동군 금남면 중평리에 위치한 중평항 인근 어장이다(Fig. 1). 이곳은 숭어를 중심으로 어류가두리양식이 이루어진다. 양식장 중심부에서 수심이 가장 깊으며(약 9 m) 양식장을 벗어나면서 수심이 얕아지는 골의 형태를 나타내어 어장기인 오염물질의 축적이 우려되는 해역이다. 해역특성 파악 및 해수유동모델 검증자료를 확보하기 위해 어장 내·외측을 대상으로 현장관측을 4회 실시하였다. 1차 조사(2018.10)와 2차 조사(2018.11)는 Acoustic Doppler Current Profilers(Flowquest 600 DCP, LinkQuest, San Diego, USA)를 사용하여 유속 및 조위를 관측하였다. 수심별로 관측을 실시하였으며 모델격자의 2, 3, 4층에 대한 검증자료로 활용되었다. 1차 조사는 어장으로부터 남쪽으로 약 740 m 이격되어 있으며 2차 조사는 어장으로부터 북쪽으로 약 300 m 이격되어 있다. 3차 조사(2018.11)와 4차 조사(2019.07)는 Infinity-EM을 사용하여 유속을 관측하였다. 3차 조사는 어장시설물 측면에서 표층만을 관측하였으며, 4차 조사는 어장시설물 내측의 표·저층을 관측하였다. 조사기간은 관측별로 16일 이상 실시하였으며 관측간격은 10분으로 하였다(Fig. 1).

Fig. 1. 
Study area and observation point for verification of hydrodynamic model, (●) 1st observation point, (◆) 2nd observation point, (★) 3rd observation point, (☆) 4th observation point.

본 연구에서 사용한 해수유동모델은 EFDC(Environmental Fluid Dynamics Code)이다. EFDC는 미국 VIMS(Virginia Institute or Marine Science)에서 개발되었으며, 미국 환경청(EPA)에서 공인한 모델로 세계적으로 널리 사용되고 있는 모델이다. 연구해역의 모델구축범위는 모델의 안정성을 고려하여 남해 강진만을 대상으로 하였으며, 양식장이 위치한 해역의 지형특성 및 양식장 시설을 나타내기 위해서 양식장 인근은 약 24 m의 미세격자로 구성하였다(Fig. 2). 양식시설물은 12 m × 12 m로 구성된 사각형의 틀 총 4개가 하나의 세트로 배치되어 있다. 모델전체 수심은 수치해도 자료를 사용하였으며, 어장인근의 수심자료는 Multi Beam Echo Sounder(MBES, RsSonic, Texas, USA)를 사용하여 관측된 수심값을 사용하였다. 격자의 형태는 연구목적과 계산효율을 고려하여 수평적으로 Curvilinear를 사용하였고 수직격자 형태는 수심을 고려하여 sigma형태로 총 5개 층으로 구성하였다. 계산간격은 CFL조건을 고려하여 0.6 sec로 설정하였다. 조석 외경계는 4대분조를 고려하였으며, 수온, 염분 및 기상자료는 국립해양조사원과 기상청 자료를 사용하였다.

Fig. 2. 
Grid of hydrodynamic model. (A) zooming-in view of the highlighted section and (B) grid of model domain.

모델 계산시 어장시설물 저항에 따른 유동변화를 고려하였다. 본 연구에서는 EFDC에 포함되어 있는 저항기능을 사용하였다. 사용한 저항기능은 식생저항 기능으로서 해역의 표층부터 저층까지 모두 저항이 발생하도록 계산되는 한계점이 존재한다. Wu et al.[2014]의 연구결과에 따르면 해역 수심대비 어장시설의 깊이가 절반 이상일 때 저층유속이 감소하는 결과를 나타내었다. 본 연구대상 어장이 위치한 해역은 수심이 약 9 m이며 어장시설물의 깊이는 약 5 m로서 수심대비 어장시설의 깊이가 절반 이상으로 나타났다. 또한, 어장이 위치한 지역에서만 상대적으로 수심이 깊으며 어장위치를 벗어나면 수심이 얕아지는 특성을 가지고 있다(Fig. 2). 따라서, 본 연구해역에서는 EFDC의 저항기능을 사용하여도 시설물 저항에 따른 해역의 유동특성을 반영할 수 있을 것으로 판단하였다. 저항기능에 사용한 값은 어장 내·외측 관측 값을 재현하기 위해 어류입식 현황 및 어장시설 정보 등을 기반으로 보정하였다.

영향범위 평가를 위해 사용한 모델은 EFDC의 Particle Tracking Model이며 Lagrangian 및 random-walk 방법이 적용된다. Random-walk를 사용할 경우 농도변화가 급격한 곳에서 수치분산 없이 모의할 수 있고 충분한 입자수를 사용할 경우 정확성이 뛰어나다는 장점이 있다.

어장기인 오염물질의 영향범위 파악은 Table 1에 제시된 시나리오를 통해 알아보았다. 첫 번째 시나리오를 통해 어장시설물의 저항을 고려하였을 때와 고려하지 않았을 때의 영향범위를 차이를 비교하였다. 두 번째 시나리오를 통해 어장기인 오염물질의 침강속도에 따른 영향범위를 차이를 비교하였다. 어장기인 오염물질의 침강속도는 Magil et al.[2006]의 연구에서 제시한 배설물 침강속도인 0.0050 m/sec를 사용하였으며 침강속도에 따른 결과의 민감도를 보기 위한 시나리오는 기존(0.0050 m/sec) 침강속도 값을 +50%(0.0075 m/sec), -50%(0.0025 m/sec) 조절하여 적용하였다. 각 시나리오별 입자 방출은 대조기 및 소조기의 창·낙조별로 총 4회 방출하였다. 관측된 어장크기를 고려하여 구성한 8개의 격자별로 각각 2,601개의 입자를 방출하였으며, 방출깊이는 1 m로 통일하였다. 재부유는 없으며 결과에서 제시하는 입자위치는 방출된 후 최초로 퇴적층에 도달한 위치이다. 입자물질의 확산계수는 Cromey et al.[2002]에서 사용한 값을 사용하였으며, 수평확산계수는 0.1 m²/sec이며 수직확산계수는 0.001m²/sec이다. 본 연구에서는 어장기인 오염물질 중 어류분변만을 고려하였다. 이는 연구대상 양식장에서 사용되는 부상(배합)사료의 경우 침전되지 않고 대부분 어류에게 섭이되기 때문이다.

조위검증은 1차 및 2차 조사정점에서 관측된 값을 사용하였으며 결과는 Fig. 3과 Table 2에 나타내었다. u, v성분의 검증은 1~4차 관측결과를 사용하였으며 검증 결과는 Fig. 4~6과 Table 3~5에 나타내었다. Table 3~5는 Kim and Yoon[2011]이 제시한 해수유동모델 검증시 사용하는 오차평가방법을 적용한 결과이며, 어장저항을 고려한 모델 계산값(α), 어장저항을 고려하지 않은 모델 계산값(β), 어장저항 고려 유무에 따른 모델결과의 차이(β-α)에 대하여 나타내었다.

Fig. 3. 
Time-series comparison of elevation between observations (black) and model results (red) at 1st observation (A) and 2nd observation (B) that location in Fig. 1.

Fig. 4. 
Time-series comparison of tidal velocity components u (left) and v (right) between observations (black), model results obtained without (red) and with cage effect (blue) at 1^st observation (A, B : upper, C, D : midd1e, E, F : lower) below the sea surface in model grid.

조위 검증결과 오차평가범위를 만족하는 것으로 나타나 모델의 재현성은 양호한 것으로 판단된다. 다음은 유속검증으로 1차 조사에서는 어장저항 고려 유무에 따른 모델 계산값이 큰 차이를 나타내지 않았으며, 오차평가결과 기준치를 초과하는 항목이 있었으나 대부분 잘 재현된 것으로 나타났다(Fig. 4, Table 3). 2차 조사 검증 결과 1차 조사에 비해서 어장저항 고려 유무에 따른 모델 계산값이 차이를 나타냈다. u성분에서 모델의 재현성이 떨어지는 것으로 나타났으며, v성분은 모델상의 2층(Fig. 5(B))값을 제외하면 평가 범위를 만족하였다(Fig. 5, Table 4). 3차와 4차 조사 검증결과 어장저항을 고려한 모델결과가 어장저항을 고려하지 않은 모델 결과에 비해 상당히 양호한 값을 나타내었다. 어장저항을 고려하지 않은 모델 계산값의 오차가 어장저항을 고려한 모델 계산값에 비해 평균적으로 절대평균오차(AAE)는 4.08배, 평균제곱근 오차(RMSE)는 4.15배, 비용함수(CF)는 4.31배 크게 나타났다(Fig. 6, Table 5).

Fig. 5. 
Time-series comparison of tidal velocity components u (left) and v (right) between observations (black), model results obtained without (red) and with cage effect (blue) at 2^nd observation (A, B : upper, C, D : midd1e, E, F : lower) below the sea surface in model grid.

Fig. 6. 
Time-series comparison of tidal velocity components u (left) and v (right) between observations (black), model results obtained without (red) and with cage effect (blue) at 3^rd observation (A, B : surface) and 4^th observation (C, D : surface, E, F: bottom).

결과적으로 1차 조사정점은 어장에서부터 약 730 m 이격되어 있기 때문에 어장시설물에 의한 유속감소가 거의 발생하지 않는 것으로 나타났으며, 2차 조사정점에서는 약 300 m 이격되어 있어 1차 조사에 비해 유속감소가 발생하는 것으로 나타났다. 3차 및 4차 조사정점 즉 어장시설물이 위치한 정점에서는 어장시설물에 의한 유속감소가 상당히 발생한 것으로 나타났다. 또한 어장시설물의 저항을 고려할 경우 고려하기 전에 비해 계산값과 관측값의 일치성이 상대적으로 상당히 높게 나타났다. Inoue[1972]는 양식장 시설물의 저항효과는 양식장이 위치한 지역의 유속을 추정하는데 중요한 요소가 될 수 있으며, 최대 65%까지 유속이 감소될 수 있다고 하였다. Grant and Bacher[2001]은 양식장 시설물에 의해 유속이 50%정도 감소할 수 있다고 하였다. 본 연구 4차 조사정점에서 어장시설물 저항을 고려할 경우 고려하지 않은 경우에 비해 유속이 약 65%(표층 : 약 73%, 저층 : 약 57%) 감소하는 것으로 나타나 기존 연구결과와 유사한 변화값을 나타내었다. Wu et al.[2014]는 어장시설물에 의해 어장인근의 유속이 변화하기 때문에, 어장시설물의 저항은 오염물질의 영향범위를 결정하는 중요한 요인이라고 하였다.

어장시설물 저항유무에 따른 유속분포도는 Fig. 7에 나타내었으며, 대조기 낙조시의 계산결과를 나타내었다. 어장시설물의 저항을 고려하였을 경우 어장이 위치한 인근에서 상당한 유속감소를 나타내는 것을 볼 수 있다. 어장이 있는 위치에서 저층(Fig. 7(B))보다는 표층(Fig. 7(A))에서 유속변화(표층 : 약 0.28 m/sec, 저층 : 약 0.06 m/sec, 전층 평균 : 약 0.19 m/sec)가 크게 나타났으며, 전반적으로 어장저항을 고려할 경우(Fig. 7(A, B, C))에 어장저항을 고려하지 않은 경우(Fig. 7(D, E, F))보다 어장 좌·우측 인근에서는 유속이 강해지고 어장내측과 어장 아래쪽에서는 유속이 약해지는 결과를 나타내었다. 어장 인근에서는 현장관측이 이루어지지 않아 추후 관측을 통한 모델검증이 필요할 것으로 판단된다.

Fig. 7. 
Modelled current velocity fields at ebb spring tide with (A, B, C) and without (D, E, F) cage effect around fish cage farm.

현재 국내연안 해역을 대상으로 한 해수유동모델 사례들은 다양하게 있으나, 어장 및 양식장 시설물의 저항을 고려하지 않은 상태에서 해역의 해수유동 재현 및 해역의 특성을 파악하였다(Jung et al.[2012]; Kim et al.[2016]). 특히, 남해안은 각종 어장시설물이 많이 위치하고 있는 해역으로 어장시설물의 특성에 따라 해수유동변화가 발생할 것으로 판단된다.

따라서, 어류가두리 양식시설이 있는 해역을 대상으로 모델링 연구 수행시 시설물에 의한 유속감소를 고려하는 것은 중요한 요인으로 판단된다. 추후 양식시설물이 위치한 다른 해역과 다른 품종을 양식하는 시설물에 대한 연구도 필요할 것으로 판단된다.

어장시설물의 저항 고려유무에 따른 어장기인 오염물질의 영향범위 평가(Scenario 1)결과, 시설물 저항을 고려하지 않았을 때는 어장시설 인근에서 유속이 강하기 때문에 입자의 영향범위가 어장시설 저항을 고려할 때에 비해 상당히 넓게 나타났다(Fig. 8). 또한 어장 중심부에서는 어장시설에 의한 유속감소로 인해 침전물이 증가할 것으로 예상되는데(Brigolin et al.[2014]), 본 연구결과 또한 어장저항을 고려할 경우 어장인근에 많은 입자가 침전되는 것을 알 수 있다. 입자방류시점별로 구분해서 영향범위를 차이를 보면 다음과 같다. 대조기 낙조시(Fig. 8(A))에는 약 134 m, 대조기 창조시(Fig. 8(B))에는 약 223 m, 소조기 낙조시(Fig. 8(C))에는 약 58 m, 소조기 창조시(Fig. 8(D))에는 약 57 m의 영향범위 차이를 나타내었다. 이러한 결과는 어장시설물에 의한 유속변화에 따른 결과이다. 또한 대조기 낙조시의 결과가 대조기 창조시의 결과보다 작은 차이를 나타내었는데, 이는 어장시설 남쪽의 수심이 어장 북쪽보다 짧은 거리에서 얕아져 침강까지 소요되는 시간이 짧기 때문이다. 어류가두리양식장 최적환경관리 기술연구(NIFS[2019])에서 실시된 주 영향 범위 결과에서는 TOC(Total Organic Carbon) 기준 약 15 m~30 m이며, Kwon et al.[2005]의 연구에서는 침강량 기준 약 12 m~20 m로 나타났다. 비교 항목이 달라 절대적인 비교는 불가하지만 어장저항을 고려할 경우의 영향범위(약 50 m 내외)가 어장저항을 고려하지 않았을 경우의 영향범위(약 250 m 내외)에 비해 이전 연구결과와 유사한 값을 나타내었다.

Fig. 8. 
Difference impact range of particle tracking result with (black) and without (blue) cage effect around fish cage farm.

어장시설물에 의한 유속변화는 퇴적층에 축적된 오염물질의 제거율(Wu et al.[2014])과 어장 내부의 산소 및 오염물질의 수송 및 교환특성에 중요한 영향을 주는 요인으로 밝혀져 있다(Fredriksson et al.[2003]). 본 연구결과 오염물질의 영향범위를 추정함에 있어 어장시설물의 저항에 따른 유동장을 재현하는 것은 상당히 중요한 요인으로 나타났으며, 유속감소를 고려하지 않을 경우 실제 관측값과의 차이가 크게 나타남은 물론이고, 오염물질의 영향범위가 과대평가 될 수 있는 것으로 나타났다. 또한 해역의 지형특성에 따라 오염물질의 영향범위가 달라졌음으로 해역의 지형특성을 반영하는 것은 필수적인 것으로 판단된다.

본 연구에서 사용한 입자 확산계수는 Cromey et al.[2002]가 오염물질을 대상으로 사용한 값을 사용하였는데, 본 연구어장에서 발생하는 오염물질은 외국현장에서 발생하는 오염물질과 특성이 다르기 때문에, 본 연구대상 어장에서 발생하는 오염물질의 확산계수에 대한 관측이 필요할 것으로 판단된다. 또한 오염물질의 재부유 및 분해가 고려되지 않아 실제 자연현상을 재현함에 있어 한계점을 가지며 오염물질 유입부터 침전까지의 물리적 현상만을 보여주는 단편적인 측면이 있다. 추후 이러한 한계점을 개선할 수 있는 생태계모델 연구가 수행될 필요성이 있다고 판단된다. 생태계 모델 수행시 양식시설물의 영향을 무시할 경우 양식장의 환경수용력을 과대평가 할 수 있다(Grant and Bacher[2001])고 알려져 있다. 또한 유속은 연안 어류양식의 부지선정을 위한 중요한 요소로서 어류성장, 품질 및 오염물질 제거를 포함하는 다양한 측면을 결정하는 요소로서(Ferreira et al.[2012]) 알려져 있다. 따라서 추후 생태계 모델연구시 어장시설물에 의한 유동변화를 반영하는 것이 필수적일 것으로 판단된다.

본 연구에서 입력자료로 사용한 입자의 침강속도는 앞서 언급하였듯이 Magill et al.[2006]의 연구에서 제시한 값을 사용하였다. 이 값은 실제 현장에 유입되는 오염물질의 특성을 반영한 것이 아니기 때문에, 침강속도에 따른 영향범위를 평가(Scenario 2)해 보았다(Fig. 9). 최대 영향범위 평가결과 문헌값을 사용하였을 경우(Fig. 9(A)) 남쪽으로는 약 110 m, 북쪽으로는 약 209 m로 나타났다. 침강속도가 50% 감소하였을 경우(Fig. 9(B))는 남쪽으로는 약 388 m, 북쪽으로는 약 411 m로 나타났다. 침강속도를 50% 증가시켰을 경우(Fig. 9(C))에는 남쪽으로 약 79 m, 북쪽으로 약 132 m로 나타났다.

Fig. 9. 
Difference impact range of particle tracking result with cage effect around fish cage farm when it has different sinking velocity. (A) +0%, (B) -50%, (C) +50%.

침강속도를 감소시켰을 경우(Fig. 9(B))에 영향범위가 상당히 넓어지는 것을 알 수 있으며, 남쪽으로는 얕아지는 수심에 의해 상대적으로 멀리 이동되지 않는 결과를 볼 수 있다. 침강속도를 50% 증가시킬 경우(Fig. 9(C)) 영향범위가 줄어들었지만 변화정도는 침강속도를 감소시켰을 경우보다 작은 것으로 나타났다. 오염물질의 침강속도에 따라서 영향범위가 상당히 다르게 나타날 수 있으며, 침강속도가 작아질수록 영향범위 결과가 민감하게 나타났다. 따라서, 오염물질의 침강속도 실측값을 사용하는 것은 오염물질의 영향범위를 평가하는데 있어 매우 중요한 요인으로 판단된다. 또한, 사료유형(배합사료, 생사료)에 따라 침강속도가 다르게 나타난다. 이는 미섭이사료의 침강과 연결됨으로 어류가두리 양식장 인근에서의 유기물 축적과 직접적인 관련이 있다. 추후 사료유형에 따른 침강속도 자료확보와 이에 대한 연구가 필요할 것이다.