綠能產業余秀琴

植物迷航----淺談互花米草入侵與防治荒野保護協會陳德鴻
臺灣四面環海，豐富多樣的海岸線蘊藏多元的溼地生態，溼地是地球各生態系中生產力最高者之一，具有經濟生產、提供生物棲地、保水抑洪、淨化水質、穩定海岸、觀光遊憩、研究教育與種源基因保存等非常重要功能與價值。溼地的豐富生物多樣性成為重要生物基因庫，是孕育新物種的演化平台，也是重要物種的繁衍棲息地。根據1997年英國《自然》雜誌評估，全球生態系統每年的生產價值是33兆美金，其中溼地系統價值每年將近15兆美金。溼地不僅是重要經濟生產區，也是相當重要的碳儲存庫，在全球碳循環中佔有相當重要地位，與人類的永續發展息息相關。然而隨著生態演化及繁榮商業化衝擊，溼地生態維護面臨著極大的挑戰；海洋汙染、人為破壞開發及外來種入侵，正悄悄的侵蝕臺灣多樣性的溼地面貌，為維護溼地價值及環境保護，必須正視溼地逐漸消失破壞的危機。本文期以外來種互花米草（Sparitna alternifora Loisel）的入侵為主題，探討外來植物對灘塗溼地造成的棲地改變對環境的影響。
互花米草（Sparitna alternifora Loisel）原產於大西洋西海岸及墨西哥灣；由於人類有意引入或無意帶入，現在已成為全球海岸鹽沼生態系統中最成功的入侵植物之一。中國大陸於1979 年自美國東岸引進互花米草，1980 年10 月在福建沿海等地試種後，先後擴展至浙江、江蘇、上海、廣東和山東等地。當初引種目的在於保灘護岸、改良土壤、綠化海灘以及改善海灘生態環境，並獲得相當的成效；但互花米草具強大的適應性，其蔓延速度遠超過人的控制能力，致使航道淤塞，並入侵其他原生植物之灘塗生育地，造成河口、沿海濕地生態系之破壞。河口與沿海溼地是地球上單位面積生產力最高的生態系統之一，但也是極易被外來生物入侵的一種生育地類型。臺灣本島及離島地區，鄰近中國大陸福建，互花米草藉由潮水及人類活動之便，悄悄入侵金門，並逐漸拓展範圍進入臺灣沿岸。				互花米草地下根莖，每年以2－10公尺擴展
*一、關於互花米草（Sparitna alternifora* Loisel）** 互花米草（Sparitna alternifora Loisel）為禾本科米草屬之多年生草本植物，外形類似蘆葦，株高100－250公分。除了以種子繁殖外，地下根莖每年以2－10公尺速度擴展。根據觀察金門互花米草的傳播方式主要以種子散播，建立新族群後再由地下根莖萌生不定芽擴大其數量及範圍，故短時間內就可形成大面積之分布。

互花米草（Sparitna alternifora Loisel）		互花米草株高100－250公分	互花米草（Sparitna alternifora Loisel）	互花米草的實生苗(紅圈內為種子)
互花米草（Sparitna alternifora Loisel）原產於大西洋西海岸及墨西哥灣。1979年中國引進作為護灘植物，迅速擴散；1980年面積260公頃到2002年已擴張到112,000公頃；2003年中國國家環保局首度將互花米草列入外來種入侵名單之中（王卿等，2006）。金門位處閩南沿海的小島，受風向、潮流影響，沿海海岸經常有大量海飄垃圾，根據舊有影像紀錄，大約十餘年前，浯江溪口便已有互花米草蹤跡。目前全金門入侵面積推估約40~50公頃(2008年)。而臺灣亦在2009年5月首次在彰化沿海發現，面積超過2000平方米，推估入侵時間約3年以上；之後亦在台中高美溼地、台北的八里左岸、社子島陸續發現互花米草入侵蹤跡，只是其它臺灣沿海並未普遍調查，因此資訊尚不完整。

每月巡視並移除新生小苗	二、互花米草移除與防治. (一)互花米草的防治方法互花米草通常生長在河口、海灣等沿海灘塗的潮間帶及受潮汐影響的河灘上，並形成密集的單一物種生物群落；根據其生物學與生態學特性進行評估，通常採用物理法、化學法、生物防治法及生物替代法來控制互花米草的族群進一步擴散(Wu et al., 1999)。如何防治互花米草又不危害該生態系統，一直是諸多學者目前研究的首要目標。目前筆者自2008年起與荒野保護協會團隊研究員在金門的浯江溪口夏墅海邊實施互花米草移除實驗，包括應用人力或機械拔除幼苗、織物覆蓋、連續刈割、圍堤水淹、就地掩埋等措施來控制互花米草的生長；這些物理方法雖然有效，但大多費時費力，且成本高昂各有利弊。

1. 人工拔除：對於剛定殖的互花米草，人工拔除幼苗是一個有效的方法，

於族群尚未進行擴張時即將幼苗連根拔起，其控制效果是明顯的；但對於已建立的族群，因其根系較深，拔除容易折斷根且而使殘留根再次發芽，成效並不好(王蔚等，2003)。

2. 連續刈割法：對大面積的互花米草斑塊，利用人力以機械從互花米草初

春返青到秋冬死亡期間進行每月一次反覆刈割，阻止其行使光合作用而限制其營養生長與結實(Reeder and Hacker, 2004)；根據2008~2010年的觀察，要完全除盡互花米草可能需要3~4 年，最後並配合人力拔除。這種方法可針對機械不易進出的生育地施作。

3. 圍堤水淹法：藉由長時間的浸泡使互花米草缺氧死亡，但這種方法只可

用於潮水可到達的區域(李富榮等，2007)。本團隊2009年在夏塑海岸、先以刈割矮化互花米草高度並築堤浸泡，惟土堤易受潮浪沖損；成效不彰。

4. 掩埋法：在大面積的互花米草擴生區，若機械進出無礙的狀況下，以怪

手就地掩埋，就成效、效率而言是最可行的移除工法。英國Lindisfarne 國家自然保護區即以機械將大米草埋藏到沉積物中，其成效良好，且對底棲動物沒有造成影響(Frid et al., 1999)。

5. 遮陽法：米草屬植物為陽性植物，其幼苗或植株對遮蔽較為敏感；在2008

年實驗過程中，以木樁固定配合帆布遮陽成效良好，惟成本昂貴，無法普遍落實。在溼地恢復或重建中，如果配合其他喬木或灌木型態的植物(紅樹林)，並結合生態措施，則可以為其他物種創造條件，達到防治互花米草的功效(孫書存等，2004)。

6. 化學法：草甘膦(Rodeo TM) 是目前互花米草控制中唯一得到實際應用的

殺草劑，施用後能被植物迅速吸收，對植物細胞分裂、葉綠素合成、蒸散作用、呼吸作用以及蛋白質的代謝過程產生影響，導致植株死亡 (王蔚等，2003) 但也可能造成其他物種死亡，並容易造成環境污染，致使防治區域的干擾程度加大，對生態環境與人類健康造成影響(Lytle and Lytle, 1999)。因此本團隊並不推薦使用化學法以控制互花米草。

7. 生物防治法：生物防治法主要是指利用昆蟲、真菌以及病原菌等天敵來

抑制互花米草生長和繁殖，進而遏制互花米草族群的爆發(郭云文等，2007)，具有效果持久、對環境安全且防治成本低廉等諸多優點。但天敵的作用非常複雜，加上這些天敵常缺乏專一性，引入後有可能導致當地物種受到威脅，造成第2 次的生態破壞，故必需謹慎評估(王卿等，2006；李富榮等，2007)。

二. 2010年互花米草移除過程以金門浯江溪口為例

（一）. 互花米草幼苗移除

本團隊自２００８年起協助金門縣政府移除互花米草實驗，迄今（２０１０年１２月）已３年，移除實驗包括了人工拔除幼苗、連續刈割法、遮陽法、圍堤水淹法、機具就地掩埋法等移除實驗，其中以機具就地掩埋法就經濟、效率而言成效最佳；之後搭配人工拔除幼苗方式以確保移除成效，目前移除面積超過９公頃以上。

金門浯江溪口移除前攤地密生互花米草，呈單一的草澤溼地型態，移除後攤地逐漸恢復多樣性的變化，高低不平的土堆恢復成自然的潮溝、消失掉的甘藻也陸續回來、招潮蟹大軍也恢復閱兵大典、鷸鴴科的鳥類又回到灘地上覓食、最近灘地的指標生物－稚鱟也在退潮時的潮溝間出現，如此景象一埽之前擔心移除過程中破壞生態的疑慮。

中國福建省長樂市於閩江口高灘地互花米草區「封灘育林」

互花米草已入侵臺灣中部地區的漢寶溼地，面積超過400平方米。(2009年5月)

互花米草已入侵臺灣中部地區的大成溼地，面積超過2000平方米。(2009年5月)

每個月一次以地毯式的方式，巡視並移除浯江溪口已移除互花米草的區域 (如下區域圖)的新生小苗，確保移除成果。


每月巡視並移除新生小苗	被拔除後集中掩埋前的小苗	每月巡視並移除新生小苗	被拔除後集中掩埋前的小苗
(二)互花米草移除之後逐漸恢復的棲地生態，原先被互花米草覆蓋區域，濱海生物的活動空間被占據，經移除後，自然生態逐漸恢復原來樣貌。

甘藻已於移除區恢復植群

移除區潮溝內已發現稚鱟活動

海濱公園外互花米草移除後景象

浯江溪口右岸混生區移除後景象

移除過程中發現的螳螂蝦

移除過程中發現的海鰻

移除過程中發現的赤嘴仔

移除過程中發現的沙蟲

綜觀台灣自然溼地環境面臨危機者眾，如桃園縣龍潭鄉的台灣萍蓬草棲地、陽明山夢幻湖台灣水韭棲地、新竹新豐鄉的仙腳石食蟲植物棲地、台中縣清水鎮的高美溼地、嘉義市蘭潭附近的彌陀溼地、宜蘭縣員山鄉的雙連埤溼地、金門縣田浦地區的食蟲植物棲地等都面臨人為開發壓力、外來種入侵、甚或自然環境的變遷等挑戰。因此如何維持原始棲地之完整性、如何經營棲地之永續利用已是不可迴避的課題!

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