2009—2018年互花米草對廣西榕根山灘涂時空格局的影響

陳 瑩，郭宇明

1.廣西壯族自治區海洋環境監測中心站，廣西北海 536000；2.廣西壯族自治區合浦儒艮國家級自然保護區管理中心，廣西北海 536000

0 引言

榕根山灘涂位于廣西鐵山港東岸，廣西壯族自治區合浦儒艮國家級自然保護區，氣候屬南亞熱帶海洋性季風氣候，潮型為不正規全日潮[1]。該區域以光灘為主，并且擁有海草床和紅樹林共2種高生產力生態系統。

互花米草原產于美洲，屬于多年生禾本植物[2]。由于其形態桿高叢密、生長習性耐鹽、耐淹，于1979年被引種至合浦，用于保灘促淤的科學研究，其后被周邊村民代替插樁作為灘涂養殖分區的標記使用，至2003年榕根山已有其斑塊擴大的記錄[3]。

互花米草繁殖方式分為有性繁殖和無性繁殖2種，它們的擴散速度快、繁殖能力強大。生長密集的互花米草對低矮紅樹植物和海草產生植被遮陰效應，且其根系發達可以改造底質，通過這些競爭方式迅速擠占了紅樹林和海草的生存空間[4-5]。

過去的研究表明：榕根山以東約6 km的山口紅樹林保護區，在2005—2007年間互花米草的年平均面積增加28.9 m2/年，2009—2013年廣西互花米草平均年擴散速度達到9.1%，其擴張速度極快，是榕根山海草床的衰退主要原因之一[6-8]。

統計2009—2018年互花米草在榕根山的分布情況，分析了其擴張類型、方向及速度。通過研究互花米草空間格局變化，判斷其演替進程，預測非人工干預的演替結果。

1 調查內容和方法

本次調查范圍選取榕根山灘涂，岸線長約2.5 km，區域面積總計150.96 hm2。

紅樹林和互花米草的調查利用2009、2013、2015和2018年Google歷 史衛星圖像對其進行勾繪，海草床調查利用定位系統對其進行繞測；用GIS計算紅樹林、互花米草和海草床的斑塊面積和斑塊數量等；用Fragstats軟件計算蔓延度指數、香農威納多樣性指數和香農威納均勻性指數；用WPS表格分析質心遷移、面積變化的趨勢并曲線擬合預測結果。

2 結果與分析

2.1 互花米草擴散形式

榕根山灘涂除光灘以外，還有灌木和草地。灌木為紅樹林，以白骨壤（Avicennia marina）為主；草地包括海草床和互花米草群落，海草床以貝克喜鹽草（Halophila beccarii Asch）為主，偶鑲嵌日本蔓草（Zostera japonica）（圖1）。

圖1 榕根山互花米草平面分布圖

互花米草擴張形式主要為邊緣擴張、外部隔離擴張和槽溝引領擴張共3種形式[9]。2009年互花米草斑塊多以為單個近似圓形斑點，各個斑點之間不相交。2009—2015年，紅樹林以東的互花米草草斑逐步擴大融合后，向邊緣擴張，2018年已進入邊緣擴張模式。除此之外，2015年榕根山灘涂上出現人工漁箔，互花米草沿人工漁箔蔓延生長。

2.2 互花米草斑塊特征

從2009—2018年，互花米草總面積從1.62 hm2增加至17.58 hm2，平均面積由0.005 hm2增加至0.314 hm2，斑塊總數量由314個減少至56個，小面積斑塊有遷入和遷出。總體上呈現斑塊總面積逐年增大、數量逐年減少，小斑塊融合成大斑塊的趨勢（表1）。

表1 榕根山互花米草斑塊特征

2.3 互花米草質心遷移

榕根山互花米草斑塊質心總體上由東南向西北沿岸單向連續遷移，4個年份之間的3個時段，質心距離分別為0.16、0.457、0.493 km，各時段平均遷移速率為0.04、0.23、0.16 km/年，按質心遷移路徑計算2009—2018年的年平均遷移速率為0.11 km/年（圖2）。

圖2 榕根山互花米草質心遷移

按2018年灘涂特性分為3個片區，集中分布有紅樹林的區域劃分為西區，集中分布海草床的區域劃分為中區，集中分布互花米草的區域劃分為東區，互花米草在這3個區域的擴張方向和距離也有不同的特點。

西區的互花米草連續沿岸向西遷移，4個年份之間的3個時段質心距離分別為0.25、0.23、0.03 km，各時段平均遷移速率為0.06、0.12、0.01 km/年，平均遷移速率為0.06 km/年。中區的互花米草在2013年有斑塊遷出，2018年在岸邊再出現新的定植點，這使得中區部分斑塊在擴大中逐步與東區斑塊融合，質心沿岸雙向遷移幅度較大，4個年份之間的3個時段質心距離分別為0.48、0.003、0.47 km，各時段平均遷移速率為0.12、0.002、0.16 km/年，按質心遷移路徑計算2009—2018年的年平均遷移速率為0.11 km/年。東區的互花米草向岸后沿岸東西兩頭迂回遷移，4個年份之間的3個時段質心距離分別為0.07、0.11、0.14 km，各時段平均遷移速率為0.02、0.06、0.05 km/年，按質心遷移路徑計算2009—2018年的年平均遷移速率為0.04 km/年（圖3）。

圖3 榕根山各區域互花米草斑塊質心遷移

2.4 互花米草擴散

將這2009、2013、2015、2018年的互花米草總面積通過二項式曲線擬合，榕根山互花米草面積擴增模型公式為y=0.2017x2-810.47x+814134，相關性系數（R2）為0.9946（圖4）。

圖4 榕根山互花米草面積變化

2.5 空間格局變遷

蔓延度指數從89.3683連續下降至66.5081，多樣性指數從0.2144提高至0.7498，均勻度指數從0.1546提高到0.5408（表2）。

表2 榕根山空間格局指數變化

3 討論

3.1 互花米草的擴張

東、西兩區互花米草斑塊面積增加并融合向中部擴大，中區互花米草的新增斑塊及其面積增大，加劇了中區與東區斑塊的融合速率。總體來看，互花米草的斑塊質心由東南向西南沿岸遷移，尤其是東區域向陸地擴張和沿岸擴張迅速。2009—2013年面積變化的曲線斜率較緩，與2013年西區和中區的互花米草斑塊遷出有關。

3.2 互花米草對生態格局的影響

榕根山灘涂斑塊組成為光灘、紅樹林、海草床和互花米草4種類型組成，在板塊類型沒有增加，而多樣性指數和均勻度指數升高，蔓延度指數下降，這說明了原本占絕對優勢的光灘，逐步被其他斑塊替代，景觀破碎化程度逐步提高。

本研究區域面積僅150.96 hm2，2009—2018年互花米草占灘涂面積比例從1.07%上升至11.65%。根據模型推算，互花米草面積在2028年將達49.37 hm2，2035年 將 達102.39 hm2，2038年將達145.79 hm2。互花米草相對紅樹植物的株高較矮，對近4.57 hm2的紅樹林成樹的影響不大。在無其他干擾的情況下，按該模型推算研究區域除紅樹林外，2035—2038年互花米草將完全占領本次研究的區域，完成互花米草演替海草的進程。

3.3 人類活動對互花米草的影響

從2009年平面分布圖看，互花米草在東、西2個區域形成與岸線垂直和平行的細小線條排布方式，規劃了互花米草在該區域分布的初步輪廓，顯然是人為引種結果。周邊村民的非法引種，僅考慮將其替代插樁作為劃分灘涂使用便利，忽視了控制互花米草生長繁殖擴張的人力管理成本，為互花米草擴張埋下了隱患。

2015年人工漁箔形成圍網截留互花米草，圍網的纏繞和水流減緩都有利于互花米草順著人工漁箔的布置方向蔓延生長，致使2013—2015年的互花米草面積增加和質心遷移速度的提高。在中高潮帶的人工水上建構筑物，有利于互花米草的生長。

2009—2013年在東區的南部和中區的北部有斑塊遷出，2015—2018年中部的斑塊遷入遷出，現場調查表明：草地表面有碳化現象，屬于人為清除。這些斑塊遷入遷出和面積變化致使質心的遷移，證明了局部的人為清除在一定期間使互花米草面積擴增得到控制，但清除范圍和方式仍需根據灘涂特點和互花米草的生長特點連片清除才能有效控制其擴張。

3.4 互花米草對紅樹林的影響

互花米草在紅樹林邊緣與紅樹林交互鑲嵌，紅樹林的縫隙中分布有互花米草，互花米草叢中分布有紅樹植物。由于遮陰效應，隨著紅樹林片區蓋度上升，紅樹林片區內的互花米草斑塊逐漸被紅樹植物替代，同時紅樹林周邊的矮小樹苗被互花米草取代，逐漸形成了清晰明顯的紅樹林—互花米草邊界。到2018年互花米草群落已經包圍紅樹林，使得該區域紅樹林種子的萌苗或幼苗不再有繼續成長為成年樹的可能，互花米草已占領該區域，紅樹林不能在該區域繁殖。

3.5 互花米草海草的影響

海草在冬春季節繁茂，夏季驟減；而互花米草正好與其相反，夏秋季節茂盛。互花米草利用其生長周期時間差異、植株高度優勢和強大根系優勢，快速低占據貝克喜鹽草生存空間。

2009—2018年，榕根山灘涂互花米草對海草的影響是雙面性的。一是西區南端的互花米草形成一條約150 m的抗浪帶，在一定程度上阻擋了淤泥向南移動，使海草滯留在其北部，形成了常年存在的小型海草床。二是互花米草的快速擴張占領了中高潮帶的灘涂，與海草競爭生長空間，尤其是中部互花米草斑塊的增加和擴大，至2018年已經有使海草床斑塊破裂的顯著趨勢。雖然這期間互花米草對海草的影響是雙面性的，但長久來看西區南部的互花米草抗浪帶終將圍合并填充互花米草，中部和東部的互花米草斑塊也將不斷擴大和融合，屆時處于劣勢的海草將被迅速演替，榕根山海草床生態系統將不復存在。

4 結論和建議

2009—2018年榕根山互花米草的面積由1.62 hm2增加至17.58 hm2，占灘涂面積比例從1.07%上升至11.65%，質心以0.11 km/年的速度沿岸向西北移動，榕根山景觀破碎化程度逐步提高，互花米草對海草床的演替正在進行。

為阻止互花米草繼續入侵保護區，應開展人工干預清理互花米草工作，防止海草床和紅樹林生態系統受損，逐步恢復灘涂破碎化景觀及生態功能，可從以下幾方面開展工作：第一，持續開展人工刈割互花米草，刈割能迅速降低互花米草株高和減少其株數，抑制互花米草種群擴張，減少互花米草的活根生物量，控制互花米草刈割后重新生長[10]。可結合選擇性除草劑開展互花米草化學防治工作，避免非靶向生物尤其是避免紅樹植株和海草植株的病變或生長受阻。第二，加強監管巡護能力建設，加大監管執法力度，對保護區內非法霸海養殖打擊保持高壓態勢，實現清理整治常態化。利用無人機等巡查手段及時制止違法行為，如禁止非法設置人工漁箔、禁止人為播種互花米草作為霸海范圍標志物、禁止在保護區內投放甲氰菊酯等農藥損害潮間帶生物多樣性。第三，圈圍項目研究區附近的灘涂作為生態修復試驗區，結合實地資源條件種植海草、紅樹林等，布撒物種幼苗以豐富生物多樣性，促進受損生態功能恢復，恢復原有景觀生態格局。第四，開展海草室內種質資源繁育研究和半自然條件下的養殖塘海草擴繁實驗，為野外海草恢復性種植奠定基礎，維持海草床生態系統穩定性。