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米草類(Spartina)原生於歐洲及美洲大陸海岸鹽沼(salt marsh)地區之耐鹽性水生植物，提供保護海岸灘地及海岸生物棲息地等生態服務功能。歐洲地區以大米草(Spartina anglica)為主，而北美地區的西岸由於人為引進，亦已擴張其分佈範圍，而北美洲的東岸則以互花米草(Spartina alterniflora)為主要米草種類。全球米草屬鹽沼植物分布情況，如圖1所示。為保護日益消失的海岸灘地，20世紀60年代起至80年代，中國相繼引進大米草、互花米草、狐米草(Spartina patens)及大繩草(Spartina cynosuroides)等米草類。米草屬植物皆具有鹽腺，可以將根部吸收的鹽分排出體外，還有著與同屬禾本科蘆葦一樣發達的通氣組織，為複雜的根部組織供氧氣，因此可生長於海岸濕地缺氧的環境，發揮其固灘護堤的功能。其中，互花米草較其他米草屬植物更具耐鹽性，可生長於鹽沼濕地的最前緣(low salt marsh)的潮間帶，可耐受每天12小時的海水浸泡。1994年，颱風登陸中國浙江省溫州市，掀起平均7公尺的浪高，導致70%的石築海堤被毀，但有15公里海堤卻因為堤外200公尺寬的互花米草帶的消浪作用而被保住。
.png "圖2 中國海岸互花米草生長擴散及入侵紅樹林棲地之分布圖 (Zhang et al.,2012)")
早在52年，大米草即引種到中國，為最早引種的米草屬植物。當時只有21株長成活苗，但經過幾十年的推廣種植及自然傳播，北從遼寧省，南至廣東省共有80多個縣(市)的沿海海灘上發現均有生長。直到70年底，在中國海岸地區的大米草分佈面積高達3.6萬公頃，當時其分佈面積已躍居世界首位。在中國的福建省，自70年在羅源灣引種大米草667公頃，曾經擴展到1萬多公頃。即便已經開始有入侵的問題，但由於「與海爭地」的急迫性，以及柔性保護海岸的必要性，不少沿海地區有組織性的繼續引進種植互花米草。上海就曾在90年代末，為了建設浦東國際機場，而在長江口外的沙洲‒九段沙種植互花米草。江蘇省亦曾於90年種植互花米草於崇明島的東灘灘地，以保護長江口。其擴展速度極為快速，已完全侵占佔據原蘆葦之棲息灘地。如前所述，由於互花米草較大米草更為強勢，根據廈門大學的張宜輝教授研究團隊實地調查結果顯示，目前全中國大陸沿岸地區，以互花米草最佔優勢，幾乎已無大米草的蹤跡(Zhang et al., 2012; Li et al., 2014)。110年，中國有關當局通過分析遙感資料發現，中國沿海鹽沼濕地及紅樹林濕地的48.3%，已經被互花米草佔領，面積約600多平方公里(如圖2所示)。
至於臺灣，曾於90年初期，在接近中國福建省閩江口的馬祖列嶼中，南竿島的清水濕地發現有少數互花米草的蹤跡。隨後，相繼又在距離中國更近的金門島上浯江溪口灘地上，發現有大片互花米草生長成叢。而在十年後的90年初期，互花米草已悄悄入侵到臺灣本島。在臺北淡水河口的紅樹林濕地附近灘地，發現有互花米草的生長；此後又在臺中清水的高美濕地，發現互花米草已入侵到雲林莞草鹽沼濕地棲地內，以及在彰化大城的泥灘濕地上，皆發現有互花米草入侵的蹤跡。此乃因由於受到中國沿岸海流由北往南流的影響，存在於中國沿岸海水中的互花米草水媒種子，藉由海流越過臺灣海峽，而被帶到臺灣沿岸濕地上，落地生根，生長成叢。圖3所示為互花米草由於海流帶入種子著陸，其於臺灣海岸之分布情況。
屬禾本科的互花米草，生長特性與同屬禾本科的蘆葦相似，成年平均株高均可達2公尺，且根系複雜並能深入地下達30公分，有時甚至可深達1公尺。互花米草可同時進行有性及無性繁殖。一旦種子著陸，快速發芽生根，並由地下走莖根節處，衍生出子株體，生長快速成叢。其莖桿密集，1平方公尺內可生長200多株。圖4所示為互花米草所具之特殊外觀特性及其功能。
因此，在引進種植過程中，互花米草對本土原生種植物也逐漸顯露其強勢入侵性之危害。此外，在中國的浙江與福建二省，亦發現大量繁殖生長的互花米草叢，會堵塞航道而誘發赤潮；而在中國華南地區，互花米草由於生長週期遠低於紅樹林，因此一旦侵入紅樹林濕地，將擠壓紅樹林之生長空間，改變紅樹林棲地之生態環境，影響其內所供養之生物種的棲息種類及數量；在中國的上海市與江蘇省沿岸，亦發現互花米草排擠原生植物，侵佔鳥類棲息地。該地漁民發現，當互花米草在裸露灘地上大片蔓延成叢後，過去會經常看到的黃泥螺與彈塗魚等物種，亦消失殆盡。過去研究發現，密集的米草叢群落及其發達的根系，將會嚴重抑制螺類、貝類及蟹類等大型底棲生物的生長棲息。不止在長江口，渤海及黃海海岸的多處濕地，原本是東亞-澳大利亞候鳥類，包含像勺嘴鷸、大杓鷸及大濱鷸等，遷徙路線的必經之路，但由於這些地點亦發現有互花米草的生長，因而影響到這些侯鳥的覓食棲息。
92年互花米草雖被中國列入首批入侵物種名單，但因尚未具體全面性的開始進行大規模治理，互花米草持續擴張。期間，海岸遭受互花米草入侵的各省(江蘇、福建及廣東等)雖也有自行採取各類方式(機械器具、化學藥劑、生物治理等)，進行清除的工程。但效果均不彰，且這些清除方法又引發對濕地生態環境造成二次傷害的問題。其中，由以機具及人工踩踏濕地進行挖除與割除、化學除草劑之噴灑，以及移植生長更為快速的外來種植物(無瓣海桑，喬木型紅樹種)等行為，雖一時壓制住互花米草的繁衍生長，但同時也傷害到原生物種。而更嚴重的是，互花米草母株雖被清除，但是存在於濕地土壤內的互花米草種子，卻無法清除盡淨，隔年又發芽快速增長，而發現愈除愈發的現象，造成白白浪費掉大量的人力及物力，又得不到預期效果，這也是跟同屬禾本科的濕地植物蘆葦，有著同樣無法根除的相似情況。圖5所示為傳統用於清除互花米草的方式，將會造成海岸濕地棲地的二次傷害。
因此，中國在99年後，其沿岸互花米草進入了自然擴張的加速期。101年，上海市政府花費11.6億人民幣將侵占長江口崇明島東灘的互花米草強制進行移除工程。該工程進一步採取「圍、割、淹、晒、種、調」等之方式進行，亦即運用圍堤、刈割及水淹等方式，先對互花米草進行根除，隨後再施以晒地、定植及調水方式進行後續維護，並植栽海三棱藨草與蘆葦等較適合水鳥棲息的的本土原生草本植物。圖6所示為治理完成後的崇明島東灘，已不見互花米草之蹤影。但此法對生長期較慢屬木本的紅樹植物則較不適合，且治理費用非常昂貴。因此後續評估此法雖有成效，但由於治理經費過於昂貴(平均每平方公里高達4800萬元人民幣)，且不適合所有類型海岸濕地的復育工作，因此較不具經濟方面效益性。所以上海崇明島東灘治理案例，被評論為「難以複製的示範工程」。不僅在治理經費上不可複製，例如像僅一河之隔的九段沙的治理，基於不同環境條件，就沒法完全複製東灘的經驗。因此，對遭受外來種互花米草入侵的海岸地區，其生態復育的治理工作，仍面臨了極大的困境。
.png "圖7 政府相關單位每年派遣大量人力，包含政府單所屬單位員工或動員NGO團體，進入高美濕地，運用人力全面清除互花米草。(荒野保護協會提供)")
104年左右，互花米草在中國入侵面積已達到頂峰(6萬多公頃)，之後趨於放緩。放緩原因可能也是因能生長的海岸濕地，幾乎皆已被其侵佔而佔滿。109年，中國政府的發改委及自然資源部聯合發佈「全國重要生態系統保護和修復重大工程總體規劃（2021-2035）」，將「加強互花米草等外來入侵物種災害防治」列入海岸帶生態保護與修復重大工程。地方行動也緊隨而上。目前，山東與廣西省等地雖已明確公佈互花米草治理的量化目標，但對互花米草入侵海岸濕地仍依舊採徹底根除消滅的策略進行。
臺灣目前對於遭受互花米草入侵的海岸濕地，不論是紅樹林濕地、鹽沼濕地或裸露泥灘地，也是採取治標不治本，且會造成濕地棲地二次傷害的人工清除方式為之。例如像高美濕地，基本上係採取三個步驟進行清除，如下所示：
（一）步驟一：連續割除法，主要以割除互花米草的地上植株，僅保留從根部算起約5~10公分的植株高度即可，以方便步驟二有可識別的植株生長範圍，進行挖除根部的工作。
（二）步驟二：人工挖根法，主要以挖除已割除的互花米草的根部為主。
（三）步驟三：持續監測法，在已挖除根部的生長區域標竿定記，每2~3個月巡迴監測一次，一旦發現有新生長的互花米草，當場即刻挖除之。
政府相關單位每年派遣大量人力，包含政府單所屬單位員工或動員NGO團體，進入濕地，踩踏濕地棲地，運用人力全面清除地面的互花米草(如圖7所示)。此一清除方式除恐將對濕地棲地造成二次傷害外，且中國經驗已告知此種割除方式，其清除效果有限，以致於年年清除，但卻也是年年繼續生長，且生長面積範圍愈擴愈大，擠壓原本生長於該處之本土種鹽沼植物雲林莞草，以及紅樹林植物等的生長空間。臺灣亦有研究學者試圖採用遮陰法，進行壓抑互花米草的生長，但仍屬試驗階段，並未正式發表其最終效果，因此該法之成效仍有待評估。
互花米草入侵的海岸濕地棲地之所以難以治理，是因為該種鹽沼植物，如同同屬禾本科的蘆葦一樣，兼具有性與無性等二種繁殖形式。既能倚靠海浪及海流做遠距離的傳播種子，在裸露灘地上落地生根；一旦著陸生根，亦能倚靠地下根莖發芽，進行無性繁殖，生長快速，做近距離的擴張。上海崇明島東灘的治理經驗，係採取「圍、割、淹、晒、種、調」等方式進行，雖有初步成效，但如沒有後期維護管理的專門技術與措施，隨著海流及潮汐流入潮溝再進入濕地的互花紫草種子，將在尚未長成的幼苗區，或裸露灘地上，著地生根，迅速成長成叢。而維管工作也只能依賴人工查看，即見即除。如無後期維管，前期清除工作枉然，三年時間互花米草即全部長回(孔令鈺，2021)。
中國國務院自然資源部第一海洋研究所的張朝暉研究員之研究團隊，曾在江蘇省如東沿海經濟開發區，採取類似上海東灘的治理方式，成功實施互花米草綜合防治的「如東模式」。該團隊對互花米草防治的思維改採以加強後期的維護管理，以及分區分類分級的治理方式進行(孔令鈺，2021)。分區、分類及分級係指依照海岸的屬性進行分區、互花米草的密度來分類，以及治理的緊迫度來分級，制定出復育治理的策略。該策略對於一些油田及風電等需要加強護堤功能的地方，允許互花米草在可在管控其擴張能力的基礎上，保存部分的互花米草，其治理緊迫度因此就較低些。對於這些被保存下來的互花米草，仍需對其進行定期刈割，且不讓其種子成熟。此外，亦需在其周邊做些潮溝，以深水阻擋互花米草根莖的對外擴散(孔令鈺，2021)。
雖然張朝暉研究員基於互花米草在固灘護堤的功能上，主張可保存部分，無須全面清除，但仍須進行有效管控其擴張。但僅對治理緊迫度較低之海岸，且仍有生態專家質疑此一方式，仍主張全面清除。在此將針對此一議題，提出下列的問題：
（一）有效管控的模式是否能適用於所有被互花米草入侵的海岸濕地?
（二）有效管控模式下，互花米草是否會失控，持續擴張而終至吞併其他原生物種的全部棲地?
（三）互花米草是否會成為馴化種，與原生種共生共存?
（四）互花米草其他的生態服務功能是否可提供有效管控取代全面清除的修復治理策略? 以下將針對這些議題，進行探討。
所有禾本科植物的特性為繁殖力強，多兼具有無性及有性繁殖能力，有性繁殖的種子數目量大，且傳播途徑多樣，一旦生長環境條件適合，快速成長。地下走莖複雜，甚難拔除，如無法根除，愈砍愈發快速。蘆葦及互花米草皆有這些特性，因此極難根除。因此，給予互花米草生長空間，不予徹底根除，讓其有繁殖機會，或許更可緩和其生長速度。再加以進行前述之有效管控方式，約束其擴張，並於濕地其他地區，加速種植原生物種，並予以保護，讓原生物種成叢成林，抑制互花米草生長快速之侵占特性，讓互花米草與原生物種，共同生存於海岸濕地棲地內，成為馴化種，共同效力，擴大各自在濕地內的生態服務功能，並增加濕地內之生物多樣性。互花米草在全球多個地區有著20年以上的引進歷史，這些地區的互花米草都與當地原生種形成了良好的、穩定的群落結構，變成了馴化種(華東師範大學，2011)。在被互花米草入侵的海岸濕地，保存部分的互花米草，進行有效管控，可增加該海岸濕地的生態系多樣性，並能增加互花米草生態系對該海岸濕地環境提供不同的生態服務功能，包含促淤造陸、護堤固岸、淨化水質、植物修復(phytoremediation)、藍碳碳匯(blue carbon sinks)及生物多樣性等。互花米草與蘆葦濕地之溫室氣體釋出量無差異性，而對於甲烷及氧化亞氮釋出量，有植被及無植被濕地相類似，但互花米草碳吸存量高於蘆葦及泥灘濕地(Hollie et al.,2014 )。
互花米草對於環境保護具有正面的生態服務功能，包括淨化水質(可處理含鹽或不含鹽分之各類廢污水)、碳吸存及碳匯效果(可減緩溫室效應及氣候變化，避免極端氣候)，以及植物修復土壤污染等。因此，當海岸地區無法全面清除互花米草之時，可考慮採用有效管控的方式，促使其承為馴化物種，而維持其與當地原生物種之生態平衡，並且可避免採用激烈清除手段下，所造成的生態棲第的二次危害，而發揮互花米草濕地生態系對保護環境之生態服務功能。雖然互花米草對於中國大陸及臺灣皆屬強勢外來入侵物種，但是正如同美國生態工程專家Patrick Kangas所言，外來種仍有機會創造出新的生態系秩序，而成為生物多樣性的一環，使成為當地的馴化種。但在時間軸上可能不是人類一個世代所能完成的，仍需耐心等待(Kangas,2004)。人類不可忽視生物物種之間，為了其生存及繁衍後代之本能，在外力脅迫(包含人為干擾)下，其適應逆境，彼此之間共演化(co-evolution)之能力。以有效管控之方式，給互花米草一些生存空間，讓其有機會與原生物種共同生長繁衍，以增加生態系之多樣性。
1.孔令鈺，2021，從「護堤幫手」到「入侵物種」：互花米草在中國的生態啟示，環境資訊中心電子報，https://e-info.org.tw/node/232335。
2.華東師範大學，2011，中美綠色合作夥伴會議，中國，上海市。
3.E.Hollie, F. Fulweiler, W. Robinson, 2014, Spartina alterniflora and invasive Phragmites australis stands have similar greenhouse gas emissions in a New England marsh. Aquatic Botany, 24(9), 146-156.
4.P. Kangas, 2004, Exotic species and their control, Ecological Engineering-Principles and Pratice, Lewis Publishers, Boca Raton, 235-271.
5.Yihui Zhang, Guanmin Huang, Wenqing Wang, Luzhen Chen, Guanghui Lin, 2012, Interactions between mangroves and exotic Spartina in anthropogenically disturbed estuary in southern China. Ecology, 93(3), 588-597.
6.Zhengjie Li, Wenqing Wang, Yihui Zhang, 2014, Recruitment and herbivory affect spread of invasive Spartina alterniflora in China. Ecology, 95(7), 1972-1980.
電子公報
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科學研究成果
日期：2022/12/27
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一、 前言
二、 互花米草對入侵海岸之危害性與全面清除效果之研析
92年互花米草雖被中國列入首批入侵物種名單，但因尚未具體全面性的開始進行大規模治理，互花米草持續擴張。期間，海岸遭受互花米草入侵的各省(江蘇、福建及廣東等)雖也有自行採取各類方式(機械器具、化學藥劑、生物治理等)，進行清除的工程。但效果均不彰，且這些清除方法又引發對濕地生態環境造成二次傷害的問題。其中，由以機具及人工踩踏濕地進行挖除與割除、化學除草劑之噴灑，以及移植生長更為快速的外來種植物(無瓣海桑，喬木型紅樹種)等行為，雖一時壓制住互花米草的繁衍生長，但同時也傷害到原生物種。而更嚴重的是，互花米草母株雖被清除，但是存在於濕地土壤內的互花米草種子，卻無法清除盡淨，隔年又發芽快速增長，而發現愈除愈發的現象，造成白白浪費掉大量的人力及物力，又得不到預期效果，這也是跟同屬禾本科的濕地植物蘆葦，有著同樣無法根除的相似情況。圖5所示為傳統用於清除互花米草的方式，將會造成海岸濕地棲地的二次傷害。
臺灣目前對於遭受互花米草入侵的海岸濕地，不論是紅樹林濕地、鹽沼濕地或裸露泥灘地，也是採取治標不治本，且會造成濕地棲地二次傷害的人工清除方式為之。例如像高美濕地，基本上係採取三個步驟進行清除，如下所示：
（一）步驟一：連續割除法，主要以割除互花米草的地上植株，僅保留從根部算起約5~10公分的植株高度即可，以方便步驟二有可識別的植株生長範圍，進行挖除根部的工作。
（二）步驟二：人工挖根法，主要以挖除已割除的互花米草的根部為主。
（三）步驟三：持續監測法，在已挖除根部的生長區域標竿定記，每2~3個月巡迴監測一次，一旦發現有新生長的互花米草，當場即刻挖除之。
政府相關單位每年派遣大量人力，包含政府單所屬單位員工或動員NGO團體，進入濕地，踩踏濕地棲地，運用人力全面清除地面的互花米草(如圖7所示)。此一清除方式除恐將對濕地棲地造成二次傷害外，且中國經驗已告知此種割除方式，其清除效果有限，以致於年年清除，但卻也是年年繼續生長，且生長面積範圍愈擴愈大，擠壓原本生長於該處之本土種鹽沼植物雲林莞草，以及紅樹林植物等的生長空間。臺灣亦有研究學者試圖採用遮陰法，進行壓抑互花米草的生長，但仍屬試驗階段，並未正式發表其最終效果，因此該法之成效仍有待評估。
三、 互花米草入侵海岸生態復育策略‒有效管控
中國國務院自然資源部第一海洋研究所的張朝暉研究員之研究團隊，曾在江蘇省如東沿海經濟開發區，採取類似上海東灘的治理方式，成功實施互花米草綜合防治的「如東模式」。該團隊對互花米草防治的思維改採以加強後期的維護管理，以及分區分類分級的治理方式進行(孔令鈺，2021)。分區、分類及分級係指依照海岸的屬性進行分區、互花米草的密度來分類，以及治理的緊迫度來分級，制定出復育治理的策略。該策略對於一些油田及風電等需要加強護堤功能的地方，允許互花米草在可在管控其擴張能力的基礎上，保存部分的互花米草，其治理緊迫度因此就較低些。對於這些被保存下來的互花米草，仍需對其進行定期刈割，且不讓其種子成熟。此外，亦需在其周邊做些潮溝，以深水阻擋互花米草根莖的對外擴散(孔令鈺，2021)。
雖然張朝暉研究員基於互花米草在固灘護堤的功能上，主張可保存部分，無須全面清除，但仍須進行有效管控其擴張。但僅對治理緊迫度較低之海岸，且仍有生態專家質疑此一方式，仍主張全面清除。在此將針對此一議題，提出下列的問題：
（一）有效管控的模式是否能適用於所有被互花米草入侵的海岸濕地?
（二）有效管控模式下，互花米草是否會失控，持續擴張而終至吞併其他原生物種的全部棲地?
（三）互花米草是否會成為馴化種，與原生種共生共存?
（四）互花米草其他的生態服務功能是否可提供有效管控取代全面清除的修復治理策略? 以下將針對這些議題，進行探討。
所有禾本科植物的特性為繁殖力強，多兼具有無性及有性繁殖能力，有性繁殖的種子數目量大，且傳播途徑多樣，一旦生長環境條件適合，快速成長。地下走莖複雜，甚難拔除，如無法根除，愈砍愈發快速。蘆葦及互花米草皆有這些特性，因此極難根除。因此，給予互花米草生長空間，不予徹底根除，讓其有繁殖機會，或許更可緩和其生長速度。再加以進行前述之有效管控方式，約束其擴張，並於濕地其他地區，加速種植原生物種，並予以保護，讓原生物種成叢成林，抑制互花米草生長快速之侵占特性，讓互花米草與原生物種，共同生存於海岸濕地棲地內，成為馴化種，共同效力，擴大各自在濕地內的生態服務功能，並增加濕地內之生物多樣性。互花米草在全球多個地區有著20年以上的引進歷史，這些地區的互花米草都與當地原生種形成了良好的、穩定的群落結構，變成了馴化種(華東師範大學，2011)。在被互花米草入侵的海岸濕地，保存部分的互花米草，進行有效管控，可增加該海岸濕地的生態系多樣性，並能增加互花米草生態系對該海岸濕地環境提供不同的生態服務功能，包含促淤造陸、護堤固岸、淨化水質、植物修復(phytoremediation)、藍碳碳匯(blue carbon sinks)及生物多樣性等。互花米草與蘆葦濕地之溫室氣體釋出量無差異性，而對於甲烷及氧化亞氮釋出量，有植被及無植被濕地相類似，但互花米草碳吸存量高於蘆葦及泥灘濕地(Hollie et al.,2014 )。
四、 結論
五、 參考文獻
2.華東師範大學，2011，中美綠色合作夥伴會議，中國，上海市。
3.E.Hollie, F. Fulweiler, W. Robinson, 2014, Spartina alterniflora and invasive Phragmites australis stands have similar greenhouse gas emissions in a New England marsh. Aquatic Botany, 24(9), 146-156.
4.P. Kangas, 2004, Exotic species and their control, Ecological Engineering-Principles and Pratice, Lewis Publishers, Boca Raton, 235-271.
5.Yihui Zhang, Guanmin Huang, Wenqing Wang, Luzhen Chen, Guanghui Lin, 2012, Interactions between mangroves and exotic Spartina in anthropogenically disturbed estuary in southern China. Ecology, 93(3), 588-597.
6.Zhengjie Li, Wenqing Wang, Yihui Zhang, 2014, Recruitment and herbivory affect spread of invasive Spartina alterniflora in China. Ecology, 95(7), 1972-1980.