闽南沿海滩涂互花米草生物替代治理技术研究

陈振忠

摘 要：通过采用不同的林地处理方式和红树林树种组成，对闽南东山湾北岸滩涂互花米草进行生物替代治理试验，结果表明：采用切割、深翻的方法对互花米草滩涂进行处理，然后加大密度种植无瓣海桑、拉贡木等速生红树植物，并及时割草抚育，抑制和控制互花米草再生长，红树林种植18个月后郁闭度0.6以上，互花米草因被红树林遮挡而逐渐衰败。这是种植红树林生物替代互花米草的最佳治理方案。

关键词：互花米草；生物替代；治理技术

中图分类号 X826 文献标识码 A 文章编号 1007-7731（2016）14-0117-03

互花米草（Spartina alterniflora）的引种对固岸护堤、促淤造地起了很重要的作用，但是由于其适应性广、繁殖能力超强，在沿海滩涂疯狂蔓延扩散，并形成单一种的优势群落，造成滩涂原生红树林逐渐消失，海水交换受阻，鱼、虾、贝类等海洋生物丧失栖息和繁殖场所，鸟类减少等一系列灾难性的海洋生态问题。2006年，福建省因互花米草入侵造成的总损失高达15.89亿元，其中经济效益损失8.13亿元，生态效益损失7.76亿元[1]。因此，控制和治理互花米草并恢复红树林，是沿海滩涂生态修复的重要内容之一。本研究选择在东山湾北岸的漳浦县沙西镇沿海滩涂，先采用割草、深翻等物理方法对互花米草滩涂进行处理，并加大密度种植速生红树林进行生物替代，通过这些措施的综合治理，互花米草滩涂变成红树林，达到修复海洋生态环境的目的。

1 项目区及试验地基本情况

沙西镇位于福建省漳浦县东南部，全镇总面积76.5km2，海岸线22.5km，浅海滩涂3 300hm2，人工围垦养殖滩涂面积2 000hm2，沙西镇乡土的原生红树林主要有白骨壤群落，并混生少量的桐花树，原生的红树林群落大部分因人工围垦养殖和互花米草的入侵逐渐消失，仅存零星分布的少部分。

项目实施地点位于沙西镇庄前村和高林村，分别位于2条淡水小河入海口一带的泥质滩涂，海水盐度15%～25‰。试验地实施前互花米草平均密度150～280株/m2，高度1.3～2.5m。根据多年来对互花米草物候期的观察，当地互花米草每年2-4月开始返青萌芽长出小苗，5-6月为营养生长拔节期，7-8月开始抽穗开花期，9-11月种子成熟期，10-11月后开始逐渐大面积变黄枯萎，至翌年1-2月茎秆大面积倒伏。

2 利用红树林生物替代互花米草的原理和方法

生态位是一个物种所处的环境以及其本身生活习性的总称，它决定每个个体或种群在种群或群落中的时空位置及功能关系。根据黄宗国等人在泉州湾的调查结果，互花米草和红树林分布潮位相同[3]，说明在闽南一带互花米草与红树林的生态位重叠，空间分布上存在着相互竞争的关系，根据生态位竞争原理，采用种植红树林占领互花米草的生存空间，可使互花米草失去适宜生存的环境。

互花米草与红树林同属强阳性植物，必须在光照充足的条件下才能正常生长，利用二者生态位重叠的竞争关系，加上红树林个体比互花米草高大，对光照条件的竞争能力较强，树冠可遮挡互花米草的生长，最终达到生物替代的目的。

2.1 互花米草滩涂的预处理 为了探讨不同的林地处理方式对生物替代效果的影响，本试验分别采取了只做地面割除以及割除并深翻2种不同的处理方式。（1）切割处理。主要是割除互花米草的地上部分，对割除后的米草，要进行烧毁或搬运移走，以免到处漂浮影响后期的作业。切割位置最好控制在离地面根际5cm以下；（2）切割及深翻。割除互花米草的地上部分后进行深翻，翻耕深度一般控制在40～50cm，对互花米草的地下根茎产生严重破坏，不但减缓其恢复速度，同时也改良了土壤的理化性质，为红树林的生长提供较好条件，根据潭芳林的研究，翻耕后1a内互花米草新萌植株极少，土壤水解氮和有机磷含量提高，容重降低，有利于红树林生长[4]。

2.2 种植红树林 红树植物均属于热带、亚热带树种，种植季节选择在气温回升的5-6月最佳，种植目的是要占领互花米草原有的生存空间，最终取而代之。因此，选用什么树种或树种组成，对互花米草的生物替代效果最佳，也是本实验的重要内容之一。根据试验区的气候条件，结合当地红树林种植的生长情况，参考广东的治理经验，确定种植树种选用无瓣海桑、拉贡木这两种红树植物替代互花米草，分别采用无瓣海桑纯林、拉贡木纯林，无瓣海桑与拉贡木混交林3种模式，重点对加大种植密度进行试验。

2.2.1 无瓣海桑 无瓣海桑为海桑科海桑属的速生乔木型红树植物，原产于印度、孟加拉国交界的恒河入海口三角洲的红树林湿地，是当地优良的乔木型红树植物之一。漳浦县引种在盐度20‰以下的祼滩种植，1a生的无瓣海桑树高可达到1～2m，冠幅1-3m。2a生的树高可达到2～4m，林分基本达到郁闭。3a生的植株大部分会正常开花结果[5-6]，结果量大，以种子繁殖，但自我更新繁殖能力极差。5a生的林木，树高超过10m。

2.2.2 拉贡木 拉贡木为使君子科拉贡木属的速生乔木型红树植物，原产于南美洲和非洲，特点是耐盐能力强，在盐度30‰以上的环境仍能生长，种植1a树高1～1.5m，2a生植株有部分会开花结果，结果量较大，以种子繁殖，扩散和更新能力强。

2.2.3 种植模式（1）无瓣海桑纯林模式。按株行距1m×1m种植无瓣海桑，10 000株/hm2，选用高度50～80cm的容器袋苗，最终成为乔木型的单层纯林；（2）拉贡木纯林模式。按株行距1m×1m种植拉贡木，10 000株/hm2，选用高度60cm以上的容器袋苗。最终成为乔木型的单层纯林；（3）无瓣海桑+拉贡木模式。造林株行距按1m×1m，密度在10 000株/hm2，树种按1∶1株间混交或行间混交，无瓣海桑采用高度50～80cm的容器袋苗，拉贡木采用高度60cm以上的容器袋苗。

2.3 后期抚育管理 红树林种植后林地内的互花米草会陆续长出来，造林当年的7-8月，要及时进行切割，减少互花米草对红树林生长的影响，翌年的4月互花米草返青前，要进行割草抚育，确保红树林在竞争中处于优势地位。根据管伟、谷新华等人的研究表明，无瓣海桑在种植早期未超过互花米草时，地下部分竞争力不及互花米草，应加强割草抚育，抑制互花米草的竞争能力。当无瓣海桑地上部分超过互花米草时，竞争能力明显增强，通过遮荫发挥控制互花米草的作用[7-8]。由此可见，红树林种植早期及时割除林中的互花米草，加强抚育管理，促进红树林快速生长，使林分提早郁闭，是生物替代能否成功的关键。

3 红树林生长情况调查分析

下面是不同的林地处理方式、不同树种组成的红树林生长情况调查，每个类型设3个样方，间隔6个月定期调查测量红树林生长的树高，郁闭度采用目测。具体统计结果详见表1-2。由表1可知，采取割草同时深翻处理的互花米草地，红树林种植密度10 000株/hm2，无论何种树种组合模式，种植18个月的红树林的长势良好，林分郁闭度均能达到0.6以上，互花米草萌发数量极少，且长势很弱，基本能达到红树林生物替代互花米草的效果，即使不再对红树林进行抚育，红树林仍然会郁闭成林，互花米草因被红树林所取代得到有效治理。

结合表1、2可知，只割草，无深翻处理的互花米草地，红树林种植密度10 000株/hm2，由于互花米草的地下部分未受破坏，对红树林的竞争力强，每年至少割草3次，18个月的红树林林分郁闭度0.3左右，长势一般，互花米草虽然受到一定抑制，高度也由处理前的2m多降低到1～1.5m左右，但覆盖度也还有0.5以上，后期仍需通过割草抚育1～2a，干预互花米草的生长，才能确保林分郁闭度达到0.6以上，有效治理并替代互花米草的效果，这与管伟等人关于苗期无瓣海桑与互花米草存在竞争关系的研究结果一致[8]。

林分郁闭度0.6以上是红树林抑制和替代互花米草的临界点，该调查结果与谷新华等人关于遮荫对互花米草生长影响的研究结论是基本一致的，当透光率为无遮荫对照的32.5%（相当于红树林郁闭度0.6～0.7）时，互花米草的株高只有对照的60%，叶面积和生物量只有对照的25%，当透光率为对照的15%（相当于红树林郁闭度0.8～09）时，互花米草的地上部分全部死亡[7]。

廖宝文、管伟、唐国玲等人在广东珠海利用种植无瓣海桑控制互花米草是按常规种植密度2 200～3 600株/hm2，2～4a后的林分郁闭度分别是0.3，0.65和0.7，需3～4a才能达到生态控制互花米草的效果[9-10]。本研究首选采纳潭芳林切割和翻耕的互花米草地处理方式[4]，生物替代树种则选择与廖宝文等人相同的无瓣海桑等速生红树林树种，但加大了种植密度，使林分提早郁闭，按10 000株/hm2密度种植无瓣海桑，12个月的林分郁闭度能达到0.3，18个月郁闭度能达到0.6，虽然福建的气温比广东低，无瓣海桑的生长速度比广东慢，但通过加大种植密度，种植1～1.5a的林分郁闭度能达到广东按常规密度种植3～4a的林分郁闭度，达到生物替代治理效果的时间提前1～2a。

如果考虑保护和发展乡土红树林树种，也可选择无瓣海桑混交秋茄，最终形成乔灌组成的复层林。加大造林密度，是为了快速提高林分的郁闭度，快速达到抑制和替代互花米草的目的，2～3a后，根据无瓣海桑的生长情况和经营目标，对无瓣海桑红树林进行合理的抚育间伐，调整密度，套种秋茄、老鼠簕等乡土的红树林树种，增加红树林树种的多样性。

4 结论与讨论

（1）项目实验结果表明，经割草后深翻处理的地块，由于深翻对互花米草的地下根茎造成严重破坏，恢复生长较慢，须经2a以后互花米草才能恢复到处理前的程度，这与潭芳林、段博文的实验结果基本一致[4]、[11]。互花米草的根系被破坏后腐烂，导致土壤中的理化性质发生变化，主要体现在土壤变得疏松，容重降低，水解氮和有效磷含量提高，有利于红树林幼苗的生长，采用加大密度种植，加上及时人工割草干预，造林6个月后无瓣海桑、拉贡木红树林的高度可达到0.8～1m，18个月后可达2.1～2.7m，林分郁闭度达0.6以上，由于受红树林树冠的遮阴，使互花米逐渐衰退和死亡，最终被红树林所替代。

（2）无经深翻处理的地块，由于互花米草的地下根系未受破坏，恢复较快，对照地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复到割草前的程度，主要是割草后改善了光照，补偿效应使得残留的互花米草地下茎生长和种子萌芽更快[12]。未经深翻的互花米草地下根茎交叉密集，土壤板结，也不利于红树林苗木根系的伸展，造成红树林初期生长慢，长势弱，虽然1a后的无瓣海桑和拉贡木的高度也在1～1.5m左右，但互花米草的覆盖度仍然还有0.5以上，二者竞争激烈，树冠长势明显比深翻的弱，侧枝少，林分郁闭度比深翻处理的小0.3左右，需继续割草抚育1～1a，才能确保红树林处于优势地位，逐渐控制和替代互花米草。

（3）通过以上几种方法对比试验，最佳治理方案是采用先割草、深翻处理互花米草滩涂，然后按1m×1m株行距的大密度种植无瓣海桑、拉贡木等速生红树植物，及时割草抚育，18个月后，红树林郁闭度可达到0.6以上，无瓣海桑通过化感作用[13]和遮阴，导致互花米草生长衰退死亡，并取而代之，最终达到生物替代的生态效果。

参考文献

[1]王君.互花米草危害福建的风险分析与生态经济损失评估[D].福州：福建农林大学，2010.

[2]张苏玮.闽南无瓣海桑苗木培育技术[J].林业勘察设计，2007（1）：114-116.

[3]黄宗国.海洋河口湿地生物多样性[M].北京：海洋出版社，2004：238-239.

[4]谭芳林.机械法治理互花米草效果及其对滩涂土壤性状影响研究[J].湿地科学，2008，6（4）：526-530.

[5]张苏玮.漳浦县无瓣海桑引种栽培初步研究[J].安徽农学通报，2010，16（5）：139-141.

[6]陈少波，卢昌义，仇建标，等.应对气候变化的红树林北移生态学[M].北京：海洋出版社，2012：202-206.

[7]谷新华，廖宝文，朱宁华，等.遮阴对互花米草生长影响的初步研究[J].中国森林病虫，2010，29（3）：34-36.

[8]管伟，谷新华，廖宝文，等.苗期无瓣海桑与互花米草的营养关系研究[J].生态科学，2012，31（5）：513-518.

[9]管伟，廖宝文，邱凤英，等.利用无瓣海桑控制入侵种互花米草的初步研究[J].林业科学研究，2009，22（4）：603～607.

[10]唐国玲，沈禄恒，翁伟花，等.无瓣海桑对互花米草的生态控制效果[J].华南农业大学学报，2007，28（1）：10-13.

[11]段博文，红树植物秋茄治理互花米草的生态效应研究[D].集美大学硕士毕业论文.2013.

[12]王智晨，张亦默，潘晓云，等.冬季火烧与收割对互花米草地上部分生长与繁殖的影响[J].生物多样性，2006，14（4）：275-283.

[13]李静，田广红，彭少麟，等，无瓣海桑和互花米草群落土壤化感作用比较[J].生态与农村环境学报，2011，27（2）：105-108.

（责编：吴祚云）