不同互花米草治理措施對植物與大型底棲動物的影響

盛 強 黃銘垚 湯臣棟 鈕棟梁 馬 強 吳紀華

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不同互花米草治理措施對植物與大型底棲動物的影響

盛 強1黃銘垚1湯臣棟2鈕棟梁2馬 強2吳紀華1

(1. 復旦大學生物多樣性與生態工程教育部重點實驗室, 上海 200433; 2. 上海崇明東灘鳥類國家級自然保護區管理處, 上海 202183)

治理外來入侵植物互花米草()對保護河口濕地鳥類棲息地及生物多樣性具有重要意義。研究在崇明東灘比較了“淹水刈割”、“反復刈割”及“化學除草”三種措施對大面積互花米草的治理效果及其對大型底棲動物與土著植物蘆葦()的影響。結果表明, 反復刈割措施對互花米草生長具有一定的控制作用, 對底棲動物群落的影響較小; 使用化學除草劑清除互花米草的效果不明顯, 對底棲動物群落的影響亦不明顯; 淹水刈割措施能長期有效地清除互花米草, 但長期淹水對底棲動物群落的影響較大, 同時亦對蘆葦生長造成一定負面影響。因此, 淹水刈割可能是在河口生態系統治理大面積互花米草最有效的方法, 但是在后續管理中需要采取一定的措施來減小對底棲動物及土著植物的影響。

互花米草; 鹽沼; 大型底棲動物; 入侵植物; 清除措施

互花米草()為原產于北美東海岸及墨西哥灣的多年生草本植物, 由于人為引入與自然擴散的雙重原因, 已經成為我國海岸生態系統中最嚴重的入侵植物之一。互花米草具有保灘促淤作用, 但對土著生物的危害也非常明顯[1, 2]。崇明東灘是國際重要濕地和國家級鳥類自然保護區, 有著重要的生態功能, 是眾多遷徙鳥類重要的中途停歇地, 亦是世界上少有的淤漲型河口濕地。1995年起隨著自然擴散和人工移栽, 互花米草在崇明東灘的分布面積迅速擴大, 目前面積已超過2180公頃, 成為崇明東灘面積最大的植物群落類型[3]。它迅速擴張擠占了崇明東灘本土植物蘆葦()和海三棱藨草()的生存空間[4], 減少了濕地水鳥的棲息地, 對崇明東灘的遷徙鳥類生存造成嚴重威脅[5]。因互花米草及其同屬植物的入侵在世界許多地方產生了危害, 北美、澳大利亞、歐洲等地均已開展了治理大米草屬入侵植物的研究[6—8]。通常采用的治理方式包括物理清除法(人工或機械刈割、掩埋、拔除植株)、化學除草法(噴灑除草劑)、生物防治法(施放草食性昆蟲), 但清除效果不一[9—12]。已有研究顯示, 這些治理措施帶來的生態影響也不一致[13—16]。

在崇明東灘, 已有多個研究采用不同的措施來治理入侵的互花米草。同質園水平(16 cm×15 cm× 15 cm花盆)試驗對互花米草進行刈割后淹水處理, 證明淹水刈割措施有效[17]。野外小樣方水平(2 m× 2 m)的翻耕、破壞根莖、刈割和生物替代等清除試驗, 均未能有效控制互花米草[18]。在20 m×20 m樣方水平, 對互花米草進行反復刈割的試驗結果表明在高潮位進行4次刈割、在低潮位進行3次刈割能有效控制互花米草生長[19]。在50 m×250 m樣方水平, 有研究對互花米草開展了“刈割+水位調節”、單一水位調節以及生物替代等清除試驗, 結果證明只有“刈割+水位調節”是有效的[20, 21]。在50 m×250 m樣方水平上, 刈割+水位調節措施治理后1年左右大型底棲動物的群落結構有了顯著改變[22]; 而翻耕、刈割淹水、刈割與生物替代等不同的治理措施對微生物的影響不一[23]。以上研究表明單次刈割、掩埋、淹水等單一物理方式無法有效清除和控制崇明東灘的互花米草, 而刈割淹水法、反復刈割法可能對互花米草治理有效。但是, 各種針對互花米草的控制措施在更大空間尺度上的治理有效性還有待進一步驗證。此外, 大型底棲動物等鹽沼生物有較強的空間移動性, 小面積的研究可能很難真實反映這些生物群落的改變, 需要更大空間范圍的實驗進行進一步的研究。

本研究在崇明東灘互花米草入侵濕地開展了較大面積(樣方>10萬m2)的互花米草治理工程, 包括“淹水刈割”、“反復刈割”和“化學除草”等措施, 比較不同治理措施對互花米草的控制效果、對土著植物蘆葦以及大型底棲動物的影響, 為入侵植物的有效控制措施選擇以及后續的生物多樣性保護和管理提供科學參考。

1 材料與方法

1.1 試驗區位置

試驗區域共分為三個部分: 淹水刈割治理試驗區、反復刈割治理試驗區、化學除草劑治理試驗區。

淹水刈割治理試驗區 淹水刈割治理是指割除植物地上部分, 同時配合一定水位持續淹水, 從而抑制互花米草生長。淹水刈割治理互花米草試驗區分為兩個部分: 捕魚港試驗區和北八滧試驗區。

位于崇明東灘東部的捕魚港試驗區東西長900 m, 南北寬700 m, 共計約6.3×105m2, 近1000畝(圖1A1)。該試驗區于2011年5月初完成圍堰, 圍堰工程完成后開始放水至6月7日時水深達到15 cm, 6月23日開始互花米草刈割, 7月10日完成刈割, 之后移除刈割下來的互花米草植株等, 至10月時工程擾動基本結束。試驗區水源為崇明島內河流淡水和潮汐水的混合, 2011年7月后圍堰區內水深一般維持在60—70 cm。捕魚港試驗區的研究結果代表淹水刈割治理措施在一年以內的短期影響。

位于崇明東灘北部的北八滧試驗區(1000 m× 1000 m=10×105m2, 約1500畝, 圖1A2)。該試驗區于2008年進行圍堰、刈割互花米草、淹水。完成治理工程后整個試驗區用于水產養殖, 養殖種類包括草魚、鯉魚、鰱魚、鱖魚、大閘蟹、青蟹等。試驗區水源為崇明島內河流淡水和潮汐水的混合, 除冬季干塘外常年水深維持在50—60 cm。北八滧試驗區的研究結果代表淹水刈割治理措施在三年以上的長期影響。

反復刈割治理試驗區反復刈割治理是在不淹水的情況下, 通過多次刈割互花米草植株地上部分, 抑制其生長和繁殖, 并不斷消耗其地下根系營養, 最終達到清除互花米草的目的。崇明東灘互花米草反復刈割試驗區(圖1B)面積167000 m2, 約250畝。于2011年5月進行首次刈割, 8月時互花米草重新生長至40 cm, 8月底進行第二次刈割, 11月底進行第三次刈割。

化學除草劑治理試驗區化學除草劑治理法主要用于清除灘涂上的斑塊狀互花米草(圖1C)。2011年分別在6月、7月、9月選擇天氣晴好的小潮期間施撒除草藥劑, 共施藥3次。除草藥劑使用的種類及計量為: (1) 10.8%高效蓋草能 120 mL/畝; (2) 5%精禾草克180 mL/畝。高效蓋草能試驗區與精禾草克試驗區均為東西長600 m, 南北寬400 m, 兩塊試驗區間距400 m, 共計面積約4.8×105m2, 近700畝。

1.2 采樣點設置

在捕魚港的淹水刈割治理互花米草試驗區, 圍堰區內設置8個采樣點, 在圍堰外蘆葦群落設置6個對照采樣點, 在圍堰外北側的互花米草群落設置3個重復采樣點(圖1A1)。在北八滧的淹水刈割治理互花米草試驗區, 圍堰區內的互花米草刈割區域和蘆葦植被區域分別設6個重復采樣點, 圍堰區外在互花米草群落和蘆葦群落分別設置3個重復采樣點作為對照(圖1A2)。

在多次反復刈割治理試驗區內、外各設置3個重復采樣點, 分別作為處理組和對照組(試驗區外互花米草)樣本(圖1B)。

在化學除草劑治理試驗區, 設置高效蓋草能處理組、精禾草克處理組各3個采樣點, 及對照組(試驗區外互花米草)2個重復采樣點(圖1C)。

1.3 采樣時間

對于淹水刈割治理互花米草措施, 以捕魚港試驗區代表治理工程較短期的效應(1年), 以北八滧試驗區代表治理工程較長期的效應(>3年)。在捕魚港試驗區分別于2010年10月(治理工程前)、2011年5月(圍堰后)、2011年6月(淹水后)、2011年7月(刈割后)、2011年10月(治理工程完成)、2012年5月(穩定半年)、2012年10月(穩定一年)進行底棲動物和植物調查。在北八滧試驗區, 于2012年5月、2012年10月對各采樣點底棲動物群落及植物進行調查采樣, 分別代表治理工程穩定后三年半、治理工程穩定后四年。

圖1 各試驗區位置及采樣點示意圖

在多次反復刈割治理試驗區和化學除草劑治理試驗區, 分別于2011年5月(治理前)和2012年10月(治理后)對各采樣點的植物和底棲動物群落進行調查。

1.4 采樣方法

大型底棲動物: 在每個采樣點上采集1份混合底泥樣品, 該混合樣品由直徑15 cm的圓筒狀PVC采集管采集3個分樣品進行混合, 這3個分樣品采集地之間彼此相距3 m以上, 采樣深度為表層20 cm。樣品經孔徑0.5 mm篩網篩選獲得大型底棲動物標本, 標本用5%福爾馬林溶液固定保存。在實驗室手工分揀, 于解剖鏡下鑒定并計數。

植物: 在每個采樣點選取1個20 cm×20 cm樣方, 記錄其中的植物種類、數量, 并隨機測量其中10株植物的株高, 取平均值代表該采樣點植物的平均株高。

1.5 數據分析

以辛普森多樣性指數(Simpson’s diversity index)指示底棲動物多樣性。

辛普森多樣性指數=1–∑(P)2, 式中,P為物種在群落中所占個體的比例。

采用-檢驗或One-way ANOVA分析中的LSD檢驗進行了處理和對照間的差異顯著性檢驗, 分析淹水刈割措施、反復刈割措施和化學除草劑措施對大型底棲動物和植物的影響。統計分析采用statistica 8.0, 差異顯著性水平定義為<0.05, 所有數量數據在進行顯著性檢驗前進行log(+1)轉換。

2 結果

2.1 互花米草淹水刈割治理措施對植物及底棲動物的影響

淹水刈割治理措施的互花米草清除效果及對蘆葦的影響 在捕魚港淹水刈割治理互花米草試驗區內的8個采樣點上, 2011年7月刈割處理完成后互花米草均消失(圖2、圖3)。在原來僅有互花米草單一植物的樣點④和⑧, 無植物生長。在原來僅有蘆葦單一植物的樣點⑤, 以及原來是互花米草和蘆葦植物混生的樣點①、②、③、⑥、⑦, 治理工程完成后均僅存蘆葦生長。在北八滧的互花米草淹水刈割治理試驗區內, 自2008年圍堰、淹水和刈割等一系列治理措施完成后未見互花米草重新生長。

圖2 互花米草淹水刈割治理過程中捕魚港試驗區內8個樣點的植物組成變化

圖3 互花米草淹水刈割治理前后的捕魚港試驗區(a. 治理前; b. 治理后)

在互花米草淹水刈割治理措施開始至治理后一年間, 蘆葦株高及密度在試驗區內處理組與試驗區外對照組之間均無顯著差異(圖4)。在治理工程完成四年后, 處理組與對照組間的蘆葦密度仍無顯著差異, 但蘆葦株高在試驗區內外具有顯著差異。試驗區內蘆葦株高209 cm, 顯著低于試驗區外的蘆葦株高276 cm。

對底棲動物的影響 在2011年7月互花米草刈割后的時期, 試驗區內底棲動物的密度、物種數和辛普森多樣性指數均顯著低于對照組(<0.05)(表1)。在2011年10月(治理工程完成)和2012年5月(穩定半年)這兩個時期的調查中, 試驗區內底棲動物的密度、物種數和辛普森多樣性指數雖也略低于對照組, 但差異不顯著。試驗區治理工程完成一年之后, 底棲動物總密度顯著低于對照組, 穩定一年、三年半、四年時試驗區內底棲動物總密度分別為對照組的30.8 %, 25.8%和13.4%。在試驗區互花米草治理工程完成后的一年、三年半、四年時, 處理組底棲動物物種數顯著低于對照組(<0.05)。治理工程完成后的一年和四年時, 試驗區內底棲動物辛普森多樣性指數也顯著下降(<0.05)。

圖4 互花米草淹水刈割治理對蘆葦的影響(C. 試驗區外對照樣點, T. 試驗區內處理樣點; a、b表示試驗區內外差異顯著)

在互花米草淹水刈割治理工程完成三年半和四年時, 試驗區內多毛類底棲動物完全消失, 而試驗區外對照組多毛類動物密度在100 ind/m2以上(三年半時: 140 ind/m2; 四年時: 103 ind/m2)(圖5、表1)。淹水刈割治理工程完成一年、三年半以及四年時, 處理組中腹足類動物密度和物種數均顯著低于對照組, 這主要是因為堇擬沼螺、緋擬沼螺這兩個物種的密度在試驗區內有顯著的大幅下降。在工程完成三年半以后, 試驗區內節肢動物密度和物種數均呈現增加趨勢, 在試驗區穩定三年半時顯著地高于對照組, 這與試驗區內節肢動物中的搖蚊幼蟲數量上升有關(圖5、表1)。

2.2 互花米草反復刈割治理措施的效果及對底棲動物的影響

在反復刈割治理互花米草后, 試驗區內互花米草株高顯著低于試驗區外互花米草株高(<0.001), 但試驗區內外的互花米草密度并無顯著差異(圖6)。

2.3 互花米草化學除草劑治理措施的效果及對底棲動物的影響

化學除草劑治理互花米草后, 試驗區內外之間的互花米草密度和株高無顯著差異(圖6)。在施用化學除草劑治理互花米草后, 底棲動物密度、物種數和辛普森多樣性指數在試驗區內、外間無顯著差異(表2)。底棲動物物種數和辛普森多樣性指數在化學除草劑處理后略有下降, 但密度呈現出上升趨勢。

在反復刈割治理后, 試驗區內底棲動物的總密度、物種數和多樣性指數呈現出上升趨勢, 但與試驗區外互花米草對照區無顯著差異(表2)。在治理后, 試驗區內底棲動物種群呈上升趨勢的主要是腹足類的堇擬沼螺。

3 討論

3.1 不同互花米草治理措施對植物的影響

不同治理措施對互花米草的控制效果 淹水刈割措施對互花米草的清除效果最佳, 反復刈割治理措施能抑制互花米草植株的生長高度, 但不能徹底清除互花米草, 而化學除草劑治理措施不能達到抑制互花米草生長的效果。

淹水刈割治理措施對互花米草的清除效果明顯。在短期內(治理完成一年以內), 通過人工刈割和淹水處理使試驗區內互花米草全部被清除, 這與唐龍[17]及Yuan,.[21]的研究結果相符, 說明了淹水刈割措施在較大的空間尺度上也同樣有效。此外, 在該措施完成四年后, 試驗區(北八滧試驗)內未見互花米草種群。這是因為互花米草刈割后, 根系在淹水環境中無法直接獲得氧氣, 根系受到傷害而窒息直至死亡[17, 24]。我們的結果證明了在大面積治理情況下淹水刈割措施的有效性和長效性。

表1 互花米草淹水刈割治理不同時期底棲動物群落物種組成、密度及多樣性指數(平均值, 密度單位為個/平方米, 平均數后上標不同表示差異顯著P<0.05; C.試驗區外對照, T.試驗區內處理)

在無水狀態下進行反復刈割對互花米草生長有一定的抑制效果, 但比淹水刈割措施的效果差。本研究中的反復刈割措施試驗區位于較高潮灘, 互花米草在三次刈割后營養生長受到了一定抑制, 植株高度顯著下降, 但再次萌發的數量并未減少, 反映在植株密度并未下降, 這表明該治理措施并不能徹底清除互花米草。一些研究表明, 選擇合適的時間進行刈割對于有效控制互花米草生長很重要, 而揚花期前后是刈割互花米草的最佳時間[18, 25, 26]。刈割頻率也會影響控制互花米草的效果, 位于低潮灘位置的互花米草需進行三次刈割, 位于高潮灘位置的互花米草需進行四次以上刈割[19]。此外, 面積較大的密集互花米草群落區的治理效果往往不如斑塊狀互花米草群落[27]。我們的試驗結果可能與試驗站點的位置、互花米草單物種群落的面積、刈割時機及次數等有關。

在本試驗中, 化學除草劑措施治理并未能明顯抑制互花米草的生長。在美國Willapa海灣的研究表明, 化學除草劑的使用強度、使用方式、使用面積等都會影響除草的效果[10]。不同除草劑噴灑方式的治理效果從強到弱依次為: 刈割后噴灑>直接人工噴灑>飛機噴灑, 這是由于刈割后噴灑使得化學除草劑更易侵染互花米草, 而飛機噴灑會造成實際作用于植物的有效劑量較低。另外, 在植株較稀疏、斑塊面積較小的入侵初期采用化學除草劑措施治理效果較明顯[10]。在本試驗中, 試驗區的互花米草斑塊面積較大、植株密度較高, 人工噴灑化學除草劑無法覆蓋所有范圍, 這給互花米草的再生提供了機會。同時, 試驗區處于中潮位灘涂, 易受潮汐影響。已有研究證明在河口灘涂使用除草劑會因潮汐作用導致藥劑殘留時間較短[15], 而除草劑實際作用時間對于植物的清除效果有很大影響。可見, 化學除草劑措施并不適用于中低潮灘較大面積互花米草的治理。

互花米草淹水刈割治理措施對蘆葦生長的影響 有研究認為淹水對蘆葦生長會有促進作用[28], 但長時間的淹水亦會導致蘆葦植株供氧不足進而影響其生長[29, 30]。本研究的結果與此相符, 在短期淹水措施下, 蘆葦生長并未受到顯著影響。而在淹水持續四年的情況下試驗區內蘆葦平均株高顯著低于試驗區外的對照區, 長期淹水對蘆葦生長產生了一定的負面影響。

3.2 不同互花米草治理措施對底棲動物群落的影響

淹水刈割治理措施在短期內對底棲動物群落的影響不顯著, 但長期條件下對底棲動物群落的密度、物種數量及多樣性具有顯著的負面影響, 這種影響可能是因水文狀況或鹽度改變而造成的[31—34]。因圍堰淹水, 原灘涂生境所具備的潮汐動態消失引發了水文狀況的巨大變化, 進而導致一些原生境中的底棲動物數量急劇降低, 例如主要的優勢種群腹足類和多毛類。而在淹水刈割措施長達四年的北八滧試驗區內, 因水源取用了部分內河淡水, 使得圍堰內水體鹽度遠低于潮汐水鹽度(試驗區內鹽度為3左右, 試驗區外平均鹽度為12左右), 鹽度的改變導致搖蚊幼蟲等淡水物種得以大量繁衍。因此, 要減小淹水刈割措施的負面影響, 應該考慮對鹽度的調節, 也需要考慮通過破堤排水恢復潮間帶自然水文等措施, 以便逐漸恢復鹽沼底棲動物種群[22]。

表2 反復刈割及化學除草治理前后底棲動物群落物種組成、密度及多樣性指數(平均值±標準誤, 密度單位為個/平方米; C. 試驗區外對照, T. 試驗區內處理, T1. 精禾草克處理, T2. 高效蓋草能處理)

有研究指出, 在割除地上植株后, 地表溫度會有更大的波動[35], 這會加劇底棲動物的生存壓力。本研究發現反復刈割治理措施的實施對底棲動物的影響不顯著, 這可能與互花米草并未被徹底清除有關。在法國的研究發現通過拔除方式來清除植株時, 底棲動物并未受到顯著影響[8], 這與本研究的結果相似。我們的研究發現, 試驗區內底棲動物種群呈上升趨勢的主要是藻食性的堇擬沼螺。這可能是由于地表更多地暴露在陽光下導致藻類的增加, 有利于食藻底棲動物的攝食有關[36]。也有研究指出, 在完全清除入侵植物后底棲動物群落會逐漸恢復[37]。而本研究顯示, 在反復刈割后底棲動物的多樣性和密度均呈現出一定的上升趨勢。因此, 整體而言, 反復刈割治理措施對底棲動物群落的影響較小, 甚至底棲動物群落有可能逐漸恢復。

化學除草治理措施對底棲動物的影響不顯著。一些研究也表明化學除草劑可以很快被環境所稀釋, 對河口底棲動物群落不會造成顯著影響[38]。但噴灑期間除草劑也可能對某些物種造成急性毒害[39], 這可能是在本實驗中化學除草措施實施后底棲動物的物種數和辛普森多樣性指數略呈下降趨勢的原因。

4 結論

不同措施對互花米草的治理效果不一, 對蘆葦及底棲動物的影響也不一致(表3)。淹水刈割治理措施對互花米草的清除控制效果最佳, 一年之后即可徹底清除互花米草。但長期的淹水可導致底棲動物群落結構的改變, 對本土植物蘆葦生長也具有一定的負面影響。在無水狀態下進行反復刈割僅能降低互花米草的生長高度, 不能達到清除互花米草的目的, 對底棲動物群落的影響不明顯。化學除草措施對底棲動物的影響不明顯, 但是也沒有明顯的互花米草治理效果。

從不同治理措施效益的角度來看, 淹水刈割治理措施相對較好。無水狀態下進行反復刈割不能達到清除互花米草的目的, 出現“反復割、反復長”的情況, 耗費大量人力財力。化學除草措施同樣治理效果不佳, 不但耗費人力物力, 并可能具有潛在的環境污染。淹水刈割治理措施在短期內由于修筑圍堰而投入較大, 但對互花米草治理效果明顯, 是一次性投入, 而且還帶來水鳥棲息地質量提高、生態景觀改善等生態服務功能價值的增加; 而該治理措施所帶來的負面影響, 將可通過一定的人為管理加以彌補。

表3 不同措施對互花米草的治理效果以及對蘆葦及底棲動物的影響小結

因此, 在崇明東灘以及類似的河口濕地生態系統中, 淹水刈割法可能是治理大面積互花米草的推薦措施。但是, 在對互花米草進行淹水刈割治理后, 應注意加強管理來維持蘆葦等土著植物正常生長, 恢復本土底棲動物群落, 如控制鹽度, 在一定程度上恢復潮汐作用, 在春季蘆葦萌發期降低水位等。

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Effects of different eradication measures for controllingon plants and macrobenthic invertebrates

SHENG Qiang1, HUANG Ming-Yao1, TANG Chen-Dong2, NIU Dong-Liang2, MA Qiang2and WU Ji-Hua1

(1. Ministry of Education Key Laboratory for Biodiversity Science and Ecological Engineering, Fudan University, Shanghai 200433, China; 2. Shanghai Chongming Dongtan National Nature Reserve, Shanghai 202183, China)

Finding optimal control strategies for invasive plantare important for the conservation of bird habitats and local biodiversity in estuarine wetland ecosystems. The purpose of the current study was to assess effectiveness of the eradication of 3 different measures including ‘waterlogging plus mowing’, ‘repeated mowing’, and ‘herbicide’ on large-areacommunities at Chongming Dongtan. The effects of these measures on macrobenthos and reed were also evaluated. We observed that repeated mowing reduced the stem height ofbut did not eradicate the invasive plant. The application of chemical herbicides was unable to eradicate. Both repeated mowing and herbicide application measures had no significant impacts on macrobenthic invertebrates. Waterlogging plus mowing was the most effective measure for removing; however, it had negative influences on macrobenthic communities and native plant reed in the long-term. These data suggested that waterlogging with mowing was a feasible measure for eradicating large-areaat estuarine salt marshes; however the impact on native plants and macrobenthic fauna need to be minimized during the subsequent management.

; Salt marsh; Macrobenthic fauna; Invasive plant; Eradicating management

2013-01-28;

2013-12-16

國家重點基礎研究發展計劃項目(2013CB430404); 上海市科學技術委員會項目(12231204700, 10dz1200700); 國家科技支撐計劃(2010BAK69B14)資助

盛強(1985—), 男, 湖北洪湖人; 博士研究生; 研究方向為濕地生態系統評估及修復。E-mail: 11110700098@fudan.edu.cn

吳紀華(1973—), 女, 教授; 主要從事海濱和河口濕地水生生物多樣性、食物網動態研究。E-mail: jihuawu@fudan.edu.cn

Q149

A

1000-3207(2014)02-0279-12

10.7541/2014.41