閩南沿海灘涂互花米草生物替代治理技術(shù)研究

陳振忠

摘 要：通過采用不同的林地處理方式和紅樹林樹種組成，對閩南東山灣北岸灘涂互花米草進行生物替代治理試驗，結(jié)果表明：采用切割、深翻的方法對互花米草灘涂進行處理，然后加大密度種植無瓣海桑、拉貢木等速生紅樹植物，并及時割草撫育，抑制和控制互花米草再生長，紅樹林種植18個月后郁閉度0.6以上，互花米草因被紅樹林遮擋而逐漸衰敗。這是種植紅樹林生物替代互花米草的最佳治理方案。

關(guān)鍵詞：互花米草；生物替代；治理技術(shù)

中圖分類號 X826 文獻標識碼 A 文章編號 1007-7731（2016）14-0117-03

互花米草（Spartina alterniflora）的引種對固岸護堤、促淤造地起了很重要的作用，但是由于其適應性廣、繁殖能力超強，在沿海灘涂瘋狂蔓延擴散，并形成單一種的優(yōu)勢群落，造成灘涂原生紅樹林逐漸消失，海水交換受阻，魚、蝦、貝類等海洋生物喪失棲息和繁殖場所，鳥類減少等一系列災難性的海洋生態(tài)問題。2006年，福建省因互花米草入侵造成的總損失高達15.89億元，其中經(jīng)濟效益損失8.13億元，生態(tài)效益損失7.76億元[1]。因此，控制和治理互花米草并恢復紅樹林，是沿海灘涂生態(tài)修復的重要內(nèi)容之一。本研究選擇在東山灣北岸的漳浦縣沙西鎮(zhèn)沿海灘涂，先采用割草、深翻等物理方法對互花米草灘涂進行處理，并加大密度種植速生紅樹林進行生物替代，通過這些措施的綜合治理，互花米草灘涂變成紅樹林，達到修復海洋生態(tài)環(huán)境的目的。

1 項目區(qū)及試驗地基本情況

沙西鎮(zhèn)位于福建省漳浦縣東南部，全鎮(zhèn)總面積76.5km2，海岸線22.5km，淺海灘涂3 300hm2，人工圍墾養(yǎng)殖灘涂面積2 000hm2，沙西鎮(zhèn)鄉(xiāng)土的原生紅樹林主要有白骨壤群落，并混生少量的桐花樹，原生的紅樹林群落大部分因人工圍墾養(yǎng)殖和互花米草的入侵逐漸消失，僅存零星分布的少部分。

項目實施地點位于沙西鎮(zhèn)莊前村和高林村，分別位于2條淡水小河入海口一帶的泥質(zhì)灘涂，海水鹽度15%～25‰。試驗地實施前互花米草平均密度150～280株/m2，高度1.3～2.5m。根據(jù)多年來對互花米草物候期的觀察，當?shù)鼗セ撞菝磕?-4月開始返青萌芽長出小苗，5-6月為營養(yǎng)生長拔節(jié)期，7-8月開始抽穗開花期，9-11月種子成熟期，10-11月后開始逐漸大面積變黃枯萎，至翌年1-2月莖稈大面積倒伏。

2 利用紅樹林生物替代互花米草的原理和方法

生態(tài)位是一個物種所處的環(huán)境以及其本身生活習性的總稱，它決定每個個體或種群在種群或群落中的時空位置及功能關(guān)系。根據(jù)黃宗國等人在泉州灣的調(diào)查結(jié)果，互花米草和紅樹林分布潮位相同[3]，說明在閩南一帶互花米草與紅樹林的生態(tài)位重疊，空間分布上存在著相互競爭的關(guān)系，根據(jù)生態(tài)位競爭原理，采用種植紅樹林占領(lǐng)互花米草的生存空間，可使互花米草失去適宜生存的環(huán)境。

互花米草與紅樹林同屬強陽性植物，必須在光照充足的條件下才能正常生長，利用二者生態(tài)位重疊的競爭關(guān)系，加上紅樹林個體比互花米草高大，對光照條件的競爭能力較強，樹冠可遮擋互花米草的生長，最終達到生物替代的目的。

2.1 互花米草灘涂的預處理 為了探討不同的林地處理方式對生物替代效果的影響，本試驗分別采取了只做地面割除以及割除并深翻2種不同的處理方式。（1）切割處理。主要是割除互花米草的地上部分，對割除后的米草，要進行燒毀或搬運移走，以免到處漂浮影響后期的作業(yè)。切割位置最好控制在離地面根際5cm以下；（2）切割及深翻。割除互花米草的地上部分后進行深翻，翻耕深度一般控制在40～50cm，對互花米草的地下根莖產(chǎn)生嚴重破壞，不但減緩其恢復速度，同時也改良了土壤的理化性質(zhì)，為紅樹林的生長提供較好條件，根據(jù)潭芳林的研究，翻耕后1a內(nèi)互花米草新萌植株極少，土壤水解氮和有機磷含量提高，容重降低，有利于紅樹林生長[4]。

2.2 種植紅樹林 紅樹植物均屬于熱帶、亞熱帶樹種，種植季節(jié)選擇在氣溫回升的5-6月最佳，種植目的是要占領(lǐng)互花米草原有的生存空間，最終取而代之。因此，選用什么樹種或樹種組成，對互花米草的生物替代效果最佳，也是本實驗的重要內(nèi)容之一。根據(jù)試驗區(qū)的氣候條件，結(jié)合當?shù)丶t樹林種植的生長情況，參考廣東的治理經(jīng)驗，確定種植樹種選用無瓣海桑、拉貢木這兩種紅樹植物替代互花米草，分別采用無瓣海桑純林、拉貢木純林，無瓣海桑與拉貢木混交林3種模式，重點對加大種植密度進行試驗。

2.2.1 無瓣海桑 無瓣海桑為海桑科海桑屬的速生喬木型紅樹植物，原產(chǎn)于印度、孟加拉國交界的恒河入海口三角洲的紅樹林濕地，是當?shù)貎?yōu)良的喬木型紅樹植物之一。漳浦縣引種在鹽度20‰以下的祼灘種植，1a生的無瓣海桑樹高可達到1～2m，冠幅1-3m。2a生的樹高可達到2～4m，林分基本達到郁閉。3a生的植株大部分會正常開花結(jié)果[5-6]，結(jié)果量大，以種子繁殖，但自我更新繁殖能力極差。5a生的林木，樹高超過10m。

2.2.2 拉貢木 拉貢木為使君子科拉貢木屬的速生喬木型紅樹植物，原產(chǎn)于南美洲和非洲，特點是耐鹽能力強，在鹽度30‰以上的環(huán)境仍能生長，種植1a樹高1～1.5m，2a生植株有部分會開花結(jié)果，結(jié)果量較大，以種子繁殖，擴散和更新能力強。

2.2.3 種植模式（1）無瓣海桑純林模式。按株行距1m×1m種植無瓣海桑，10 000株/hm2，選用高度50～80cm的容器袋苗，最終成為喬木型的單層純林；（2）拉貢木純林模式。按株行距1m×1m種植拉貢木，10 000株/hm2，選用高度60cm以上的容器袋苗。最終成為喬木型的單層純林；（3）無瓣海桑+拉貢木模式。造林株行距按1m×1m，密度在10 000株/hm2，樹種按1∶1株間混交或行間混交，無瓣海桑采用高度50～80cm的容器袋苗，拉貢木采用高度60cm以上的容器袋苗。

2.3 后期撫育管理 紅樹林種植后林地內(nèi)的互花米草會陸續(xù)長出來，造林當年的7-8月，要及時進行切割，減少互花米草對紅樹林生長的影響，翌年的4月互花米草返青前，要進行割草撫育，確保紅樹林在競爭中處于優(yōu)勢地位。根據(jù)管偉、谷新華等人的研究表明，無瓣海桑在種植早期未超過互花米草時，地下部分競爭力不及互花米草，應加強割草撫育，抑制互花米草的競爭能力。當無瓣海桑地上部分超過互花米草時，競爭能力明顯增強，通過遮蔭發(fā)揮控制互花米草的作用[7-8]。由此可見，紅樹林種植早期及時割除林中的互花米草，加強撫育管理，促進紅樹林快速生長，使林分提早郁閉，是生物替代能否成功的關(guān)鍵。

3 紅樹林生長情況調(diào)查分析

下面是不同的林地處理方式、不同樹種組成的紅樹林生長情況調(diào)查，每個類型設3個樣方，間隔6個月定期調(diào)查測量紅樹林生長的樹高，郁閉度采用目測。具體統(tǒng)計結(jié)果詳見表1-2。由表1可知，采取割草同時深翻處理的互花米草地，紅樹林種植密度10 000株/hm2，無論何種樹種組合模式，種植18個月的紅樹林的長勢良好，林分郁閉度均能達到0.6以上，互花米草萌發(fā)數(shù)量極少，且長勢很弱，基本能達到紅樹林生物替代互花米草的效果，即使不再對紅樹林進行撫育，紅樹林仍然會郁閉成林，互花米草因被紅樹林所取代得到有效治理。

結(jié)合表1、2可知，只割草，無深翻處理的互花米草地，紅樹林種植密度10 000株/hm2，由于互花米草的地下部分未受破壞，對紅樹林的競爭力強，每年至少割草3次，18個月的紅樹林林分郁閉度0.3左右，長勢一般，互花米草雖然受到一定抑制，高度也由處理前的2m多降低到1～1.5m左右，但覆蓋度也還有0.5以上，后期仍需通過割草撫育1～2a，干預互花米草的生長，才能確保林分郁閉度達到0.6以上，有效治理并替代互花米草的效果，這與管偉等人關(guān)于苗期無瓣海桑與互花米草存在競爭關(guān)系的研究結(jié)果一致[8]。

林分郁閉度0.6以上是紅樹林抑制和替代互花米草的臨界點，該調(diào)查結(jié)果與谷新華等人關(guān)于遮蔭對互花米草生長影響的研究結(jié)論是基本一致的，當透光率為無遮蔭對照的32.5%（相當于紅樹林郁閉度0.6～0.7）時，互花米草的株高只有對照的60%，葉面積和生物量只有對照的25%，當透光率為對照的15%（相當于紅樹林郁閉度0.8～09）時，互花米草的地上部分全部死亡[7]。

廖寶文、管偉、唐國玲等人在廣東珠海利用種植無瓣海桑控制互花米草是按常規(guī)種植密度2 200～3 600株/hm2，2～4a后的林分郁閉度分別是0.3，0.65和0.7，需3～4a才能達到生態(tài)控制互花米草的效果[9-10]。本研究首選采納潭芳林切割和翻耕的互花米草地處理方式[4]，生物替代樹種則選擇與廖寶文等人相同的無瓣海桑等速生紅樹林樹種，但加大了種植密度，使林分提早郁閉，按10 000株/hm2密度種植無瓣海桑，12個月的林分郁閉度能達到0.3，18個月郁閉度能達到0.6，雖然福建的氣溫比廣東低，無瓣海桑的生長速度比廣東慢，但通過加大種植密度，種植1～1.5a的林分郁閉度能達到廣東按常規(guī)密度種植3～4a的林分郁閉度，達到生物替代治理效果的時間提前1～2a。

如果考慮保護和發(fā)展鄉(xiāng)土紅樹林樹種，也可選擇無瓣海桑混交秋茄，最終形成喬灌組成的復層林。加大造林密度，是為了快速提高林分的郁閉度，快速達到抑制和替代互花米草的目的，2～3a后，根據(jù)無瓣海桑的生長情況和經(jīng)營目標，對無瓣海桑紅樹林進行合理的撫育間伐，調(diào)整密度，套種秋茄、老鼠簕等鄉(xiāng)土的紅樹林樹種，增加紅樹林樹種的多樣性。

4 結(jié)論與討論

（1）項目實驗結(jié)果表明，經(jīng)割草后深翻處理的地塊，由于深翻對互花米草的地下根莖造成嚴重破壞，恢復生長較慢，須經(jīng)2a以后互花米草才能恢復到處理前的程度，這與潭芳林、段博文的實驗結(jié)果基本一致[4]、[11]。互花米草的根系被破壞后腐爛，導致土壤中的理化性質(zhì)發(fā)生變化，主要體現(xiàn)在土壤變得疏松，容重降低，水解氮和有效磷含量提高，有利于紅樹林幼苗的生長，采用加大密度種植，加上及時人工割草干預，造林6個月后無瓣海桑、拉貢木紅樹林的高度可達到0.8～1m，18個月后可達2.1～2.7m，林分郁閉度達0.6以上，由于受紅樹林樹冠的遮陰，使互花米逐漸衰退和死亡，最終被紅樹林所替代。

（2）無經(jīng)深翻處理的地塊，由于互花米草的地下根系未受破壞，恢復較快，對照地4月下旬全面割草，至9月下旬互花米草的高度和密度均恢復到割草前的程度，主要是割草后改善了光照，補償效應使得殘留的互花米草地下莖生長和種子萌芽更快[12]。未經(jīng)深翻的互花米草地下根莖交叉密集，土壤板結(jié)，也不利于紅樹林苗木根系的伸展，造成紅樹林初期生長慢，長勢弱，雖然1a后的無瓣海桑和拉貢木的高度也在1～1.5m左右，但互花米草的覆蓋度仍然還有0.5以上，二者競爭激烈，樹冠長勢明顯比深翻的弱，側(cè)枝少，林分郁閉度比深翻處理的小0.3左右，需繼續(xù)割草撫育1～1a，才能確保紅樹林處于優(yōu)勢地位，逐漸控制和替代互花米草。

（3）通過以上幾種方法對比試驗，最佳治理方案是采用先割草、深翻處理互花米草灘涂，然后按1m×1m株行距的大密度種植無瓣海桑、拉貢木等速生紅樹植物，及時割草撫育，18個月后，紅樹林郁閉度可達到0.6以上，無瓣海桑通過化感作用[13]和遮陰，導致互花米草生長衰退死亡，并取而代之，最終達到生物替代的生態(tài)效果。

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（責編：吳祚云）