東北地方太平洋沖地震・津波後の海岸防災林再生事業地の生育基盤盛土上に成立した植生の3年間の変化
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(2) 110. 植生学会誌 ♦ Vegetation Science Vol. 37, No. 2, 2020. による被害を受けた海岸林では，海岸防災林再生事業 による既存の海岸林の再造林や，防災力強化のための 新たな海岸林の造成など，人為的な土地改変が急速に 進んでいる（黒沢 2020）．海岸防災林の復旧事業では， 防災機能の向上のため盛土により地盤高を確保し，同 時に林帯幅を確保することが望ましいとされた（ 「今 後における海岸防災林の再生について」，http://www. rinya.maff.go.jp/j/tisan/tisan/pdf/kaiganbousairinsaisyuuho ukoku.pdf, 2019.10 参照; 坂本 2015） ．膨大な量を要す る盛土材料には，基本的には近隣の丘陵地から有機物. から報告されている植生遷移と比較し，その特徴につ いて考察した．. ■ 調査区画の概要 調査は福島県相馬市磯部大洲松川浦にある大洲国有 林の南端（北緯 37 度 46 分 47-50 秒，東経 140 度 59 分 03-07 秒 ）， 汀 線 か ら 約 280 m 内 陸 側 に 位 置 す る. の混入がない未固結の砂質堆積物を切り出し用いられ ている（村上 2015; 髙橋 2015; 小野ほか 2016）．以下， 本稿ではこのような盛土材料を山砂と呼ぶ．このよう にして形成された生育基盤盛土上の環境は，海岸に自 然に存在する環境に比べると異質なものとなった．盛 土材料は海砂に比べ細粒区分が多く，造成時の重機に よる締め固めにより排水不良が発生し，植栽された樹 木への負の影響が指摘されている（小野ほか 2016; 篠 宮ほか 2016） ．こうした盛土を伴う海岸林造成は前例 がない規模で進行しており，これによる海岸から内陸 へと続くエコトーンの分断（永幡 2012; 鷲谷 2012; 西廣ほか 2014; 平吹 2014; 黒沢 2016）や，海岸林へ と生育の中心が移動した海岸生植物への影響が懸念さ れている（岡・平吹 2014, 2017） ． 生態系への影響が懸念されている大規模な海岸林造 成地であるが，盛土をともなう海岸林造成地に成立し た植生を評価した研究は乏しい．曲渕ほか（印刷中） は造成完了から 3 年以内，植林した翌年の海岸防災林 再生事業地の生育基盤盛土上で植生と植物相を調査 し，植被率が最大で 15.5% 以下と低いこと，植林直 後には津波以前に付近の林内や路傍で確認されていた 一年草や多年草が多く，低木や高木，海岸生植物はほ とんど見られないこと，総出現種数に対する外来植物 が占める割合（帰化率）が高いことを示した．しかし ながら，津波攪乱地で示されたように，攪乱後はしば しば数年のうちに種組成が大きく変化するため，海岸 林造成が植物多様性にもたらす影響を評価するために は植林後の植生遷移についても知見を蓄積する必要が ある． 本研究では，曲渕ほか（印刷中）で植林した年に調 査がなされた海岸防災林再生事業地の生育基盤盛土上 において，その後 3 年目まで永久コドラート内の植生 の変化を調査した．これにより，この間の種組成の変 化を明らかにするとともに，津波を受けた海岸林など. 図 1. 調査区画とその周辺．a. 調査区画区画の周辺．濃 灰色の部分は森林または低木疎林を示す．地図は基盤 地図情報（2020 年 4 月 1 日更新版）を使用し，森林の 分布は Google Earth の 2018 年の衛星画像を判読し描画 した．b. 調査区画．破線が区画を， 1-14 は植生調査を行っ た方形区の設置位置を示す．Google Earth より 2015 年 11 月 12 日撮影の画像を取得，一部改変した．.
(3) 海岸林再生事業地の基盤盛土上の植生変化. 111. 0.45 ha の区画で行った（図 1a, b）．調査区画を含む一 帯には東北地方太平洋沖地震以前にはクロマツを主体. はこれと同一方形区で追跡調査を行った．方形区は. とする海岸林が存在していたが，2011 年 3 月の津波 によってほぼ壊滅した（黒沢 2014） ．2012 年度より大 規模な造成を伴う海岸防災林の復旧事業が開始され，. るように設置し（図 1b），方形区の位置は GPS（Pokenavi mini 12 Channel, Garmin）で得た位置情報および 静砂垣との位置関係を記録し，永久方形区とした．. 2014 年 9 月までに生育基盤盛土の造成と防風柵およ び静砂垣の設置が完了している（曲渕ほか 印刷中）． 復旧事業の影響もあって防潮堤の海側では砂丘植生が. 植生調査は造成 3 年後の 2017 年 10 月 14 日と 4 年 後の 2018 年 9 月 24 日に行った．造成 2 年後の 2016 年 9 月 21 日のデータは曲渕ほか（印刷中）のものを 用いた．これらは植林からは 1-3 年後の期間にあた る．調査時期はいずれもその年の除草作業の前であ. ほとんど消失し，また，防潮堤や防風柵・静砂垣によ り調査区画と砂浜は分断されている．調査区画の南 1.6 km と北 4.5 km にわたり砂堆上のほぼ全域が盛土 を伴う海岸林造成地となり，直線距離で約 2.8 km 離 れた松川浦内の中州にわずかにクロマツ低木林の再生 が見られる． 調査区画は高さ約 2 m の防風柵と高さ約 1.2 m の静 砂垣により長方形の小区画に区分されており，防風 柵・静砂垣以外に陰をつくるような人工構造物はない （曲渕ほか 印刷中）．調査区画は，関東森林管理局に よる公募を経て地元の環境 NPO により植樹およびそ の後の管理が行われている．植樹作業は 2015 年 4 月 29 日に行われ，樹高 0.5-1.0 m のクロマツのコンテナ 苗が約 1.5 m 間隔の格子状に植栽された．植樹時には まだほとんど植物が生育していない裸地の状況であっ たが，この時，目に付いた植物が一通り除去された （曲渕ほか 印刷中） ．また，2016 年 11 月，2017 年 10 月，2018 年 9 月にセイタカアワダチソウやヒメムカ シヨモギなどの外来植物を対象とし，徒手による選択 的除草が行われた．除草時には著者の一人である曲渕 が現地で立ち合い，外来種を判別し在来種は残すよう 作業を補助した．ただし除草量や対象種の網羅的な把 握は記録されていない．なお，当時は工事が継続中で あったこともあり，海岸防災林再生事業地で本研究の ような目的の調査を行うことは一般的に難しかった． 調査区画は，このような中で様々な条件が揃って調査 が可能となった場所に設置した．そのため，本調査区 画は環境や外来植物の除草などの管理において，必ず しも海岸防災林再生事業地の生育基盤盛土上全体を代 表する特徴を有しているとは限らない（曲渕ほか 印 刷中） ．. ■ 方法 調査区画では 2016 年に曲渕ほか（印刷中）による 植物相調査および植生調査が行われており，本研究で. 5×5 m2，設置数は 14 個で静砂垣からの距離を網羅す. る．方形区内に出現した各種類のパーセント被度（以 下，被度と略す）を目視で評価し記録した．植被率は 全種の被度を合算して求め，被度が 1% に満たないも のは便宜的に 0.5% として算出した．群落高は生育す る植物のなかで最も高い植物の自然高とした．なお， すべての植生調査において被度評価は著者らのうち曲 渕および黒沢が中心となって行い，確認された植物は 最低 1 点の証拠標本を作製し福島大学貴重資料保管室 （FKSE）に収蔵した． 記 録 さ れ た 種 類 の 生 活 形 を，Iwatsuki et al.（1993, 1995a, 1995b, 1999, 2001, 2006, 2016）， 長 田（2002）， 浅井（2015）を参照し，現地観察をふまえて高木，低 木，多年草，一年草の 4 つに区分した．海岸生植物は 澤田ほか（2007）の掲載種とした．外来植物の判断は 原則として米倉（2012）に従い，外来種を片親とする 雑種は外来植物に含めた．各調査年の植被率および群 落高について，R（ver. 3.5.1）を用い ANOVA および Steel-Dwass 法で検定した．. ■ 結果 生育基盤盛土上で確認された植生変化 植生調査の結果を常在度表として表 1 に示す．平均 植被率は 2016 年に 10.6 ± 3.4%（平均 ± 標準偏差，以 下同様），2017 年に 12.4 ± 2.8%，2018 年に 13.2 ± 2.3% と微増したが増加量は小さく，各調査年間の差は 5% 水準において有意ではなかった（ANOVA, P = 0.099）． 調 査 期 間 中 の 植 被 率 の 最 小 値 は 5.5%， 最 大 値 は 18.0% であった．すべての方形区でクロマツが最も植 物 体 高 が 高 く， 群 落 高 の 平 均 値 は 2016 年 に 71.1 ± 13.3 cm，2017 年 に 79.6 ± 9.2 cm，2018 年 に 87.5 ± 12.6 cm と調査期間中に有意に増加した（Steel-Dwass, P < 0.05）． 方形区内では調査期間中に計 61 種 1 変種の維管束.
(4) 112. 植生学会誌 ♦ Vegetation Science Vol. 37, No. 2, 2020 調査年 総出現種数 平均出現種数± SD 平均植被率± SD（%） 群落高± SD（cm） 海岸生植物種数 帰化植物種数. 2016. 2017. 2018. 39 n.s. 13.4（±4.7） n.s. 10.6（±3.4） a 71.1（±13.3） 2 13. 41 n.s. 12.0（±3.5） n.s. 12.4（±2.8） ab 79.6（±9.2） 2 17. 47 n.s. 13.8（±3.9） n.s. 13.2（±2.3） b 87.5（±12.6） 2 18 生活形 /外/海. 種群 1: 調査期間中に増加傾向 Ⅲ（1-+）. Ⅲ（+）. Ⅴ（+）. P. Ⅱ（+） Ⅰ（+） Ⅰ（+）. Ⅳ（3-+） Ⅲ（+） Ⅱ（2-+） Ⅱ（2-+）. Ⅳ（+） Ⅲ（+） Ⅲ（+） Ⅱ（3-+） Ⅱ（+） Ⅰ（+） Ⅰ（+） Ⅰ（+） Ⅰ（+）. P/ 海 P/ 外 P/ 外 P A/ 外 S P A A. Artemisia indica var. maximowiczii Carex pumila Erigeron philadelphicus Trifolium repens Lespedeza cuneata var. serpens Gamochaeta purpurea Rosa luciae Artemisia capillaris Lactuca indica Setaria viridis. Ⅴ（+） Ⅳ（+） Ⅱ（+） Ⅱ（+） Ⅱ（+） Ⅱ（+） Ⅱ（+）. Ⅲ（3-+） Ⅲ（+） +（+） Ⅱ（+）. Ⅱ（+） Ⅰ（+） +（+）. Ⅰ（+） +（+）. +（+） +（+）. P A A/ 外 A/ 外 A A/ 外 P. Cyperus polystachyos Echinochloa crus-galli Oenothera biennis Sonchus asper Setaria pumila Bidens pilosa var. pilosa Gnaphalium japonicum. Ⅳ（+） Ⅱ（+） Ⅱ（+） Ⅰ（+） Ⅰ（+） Ⅰ（+）. Ⅰ（+）. +（+）. A/ 外 * A P/ 海 P/ 外 * P A/ 外. Bidens frondosa Setaria faberi Zoysia macrostachya Lolium arundinaceum Pueraria lobata Gamochaeta coarctata. Ⅴ（1-+） Ⅴ（1-+） Ⅲ（+） Ⅰ（+） Ⅰ（+） Ⅱ（+） Ⅰ（+） +（+） Ⅱ（+） Ⅰ（+）. +（+） Ⅱ（+） Ⅱ（+） +（+） +（+）. Ⅲ（+） Ⅲ（+） Ⅴ（+） Ⅱ（+） Ⅱ（+） Ⅱ（+） Ⅱ（+） Ⅱ（+） Ⅰ（+） +（+）. A A/ 外 A/ 外 P S A/ 外 P P P A. Digitaria violascens Erigeron canadensis Eragrostis minor Paspalum thunbergii Lespedeza homoloba Erigeron sumatrensis Arundinella hirta Imperata cylindrica Sporobolus fertilis Pseudognaphalium affine. Ⅴ（5-2） Ⅴ（2-+）. Ⅴ（5-4） Ⅳ（3-+）. Ⅴ（8-5） Ⅴ（1-+）. T A. ヒロハホウキギク. Ⅴ（+）. Ⅴ（2-+）. Ⅴ（+）. A/ 外. コマツヨイグサ ヨシ セイタカアワダチソウ セイヨウタンポポ ススキ スギナ スカシタゴボウ オオバコ マルバアカザ ミヤコグサ ネコハギ ツユクサ. Ⅲ（+） Ⅳ（2-+） Ⅲ（+） Ⅱ（+） Ⅱ（+） Ⅰ（1-+） Ⅰ（+） +（+） +（+） +（+） +（+） +（+）. Ⅳ（3-+） Ⅲ（5-+） Ⅲ（+） Ⅱ（+） Ⅱ（+） Ⅰ（+） +（+） +（+）. Ⅳ（+） Ⅲ（2-+） Ⅲ（+） Ⅱ（+） Ⅰ（1） +（+） +（+） Ⅰ（+） +（+）. A/ 外 * P P/ 外 * P/ 外 P P A P A/ 海 P P A. Pinus thunbergii Digitaria ciliaris Symphyotrichum subulatum var. squamatum Oenothera laciniata Phragmites australis Solidago altissima Taraxacum officinale Miscanthus sinensis Equisetum arvense Rorippa palustris Plantago asiatica Chenopodium acuminatum Lotus corniculatus var. japonicus Lespedeza pilosa Commelina communis Symphyotrichum subulatum var. subulatum Lysimachia clethroides Oxalis corniculata Phleum pratense Viola mandshurica Xanthium orientale subsp. orientale Cyperus brevifolius var. leiolepis Andropogon virginicus Youngia japonica Oxalis dillenii Eragrostis curvula Sonchus brachyotus Paederia foetida Euphorbia maculata. ヨモギ コウボウシバ ハルジオン シロツメクサ ハイメドハギ ウスベニチチコグサ テリハノイバラ カワラヨモギ アキノノゲシ エノコログサ 種群 2: 調査期間中に減少傾向 イガガヤツリ イヌビエ メマツヨイグサ オニノゲシ キンエノコロ コセンダングサ チチコグサ 種群 3: 2017 年に増加 アメリカセンダングサ アキノエノコログサ オニシバ オニウシノケグサ クズ ウラジロチチコグサ 種群 4: 2017 年に減少 アキメヒシバ ヒメムカシヨモギ コスズメガヤ スズメノヒエ ツクシハギ オオアレチノギク トダシバ チガヤ ネズミノオ ハハコグサ 種群 5: 増減が顕著ではない クロマツ メヒシバ. ホウキギク. +（+）. オカトラノオ カタバミ オオアワガエリ スミレ. Ⅰ（+） +（+）. A/ 外 +（+） +（+） +（+） +（+）. オオオナモミ. +（+）. ヒメクグ メリケンカルカヤ アカオニタビラコ オッタチカタバミ シナダレスズメガヤ ハチジョウナ ヘクソカズラ コニシキソウ. +（+） +（+） +（+）. P P P/ 外 * P A/ 外 * +（+） +（+） +（+） +（+） +（+） +（+） +（+） +（+）. P P/ 外 * A P/ 外 P/ 外 * P P A/ 外. 表 1. 全 14 方形区に お け る 2016 か ら 2018 年 の 常 在 度 表．調査期間中に 常在度で 2 階級以 上の変動があった 種を区分して示す． ただし，常在度の 右下カッコ内の数 値はパーセント被 度であり，＋は 1% 以下であったこと を示す．「生活形 / 外 / 海」は各種の 生 活 形 と 外 来 種， 海岸生植物である ことを示す．生活 形は，T，高木；S， 低木；P，多年草； A，一年草を示す． 外来種の右肩のア スタリスクは生態 系被害防止外来種 であることを示す． 群落高の右肩のア ル フ ァ ベ ッ ト は， 文字が異なる調査 年の間で有意な差 があったことを示 す（Steel-Dwass, P < 0.05）．2016 年の データは曲渕ほか （印刷中）のデータ と共通である．.
(5) 113. 海岸林再生事業地の基盤盛土上の植生変化. 植物が記録された．各調査年に確認された種類数は， 2016 年 が 39 種 類，2017 年 が 41 種 類，2018 年 が 47. 外来植物は調査期間全体で 23 種類が記録され，こ のうち生態系被害防止外来種は 8 種であった（表 1）．. 種類であり，調査期間を通じて微増した（表 1）．こ のうち 3 年間を通じて確認されたのは 25 種類（総確 認 種 類 数 の 40.3%） ，2 年 間 出 現 し た も の は 15 種 類. 各調査年に確認された外来植物の種類数は，2016 年 に 13 種類，2017 年に 17 種類，2018 年に 18 種類（表 1），帰化率はそれぞれ 33.3%，41.4%，38.2% であっ. （24.2%） ， 1 年間のみ確認されたものは 22 種類（35.5%） であり，年による種の入れ替わりが顕著であった．方 形 区 あ た り の 平 均 出 現 種 数 は 2016 年 に 13.4 種 類，. た．調査期間中の生態系被害防止外来種の常在度は， コマツヨイグサが III から IV，セイタカアワダチソウ が III，アメリカセンダングサが 2017 年に IV と高かっ. 2017 年に 12.0 種類，2018 年に 13.8 種類で大きな変動 はなく，検定の結果でも有意な差は認められなかった （ANOVA, P = 0.504）．各方形区内で 3 年間を通じて出 現した種類数は 1 - 8 種で方形区あたりの総出現種数 の 10 - 35% にとどまり，方位区単位でも顕著な種の 入れ替わりを示した． 調査期間を通じて常在度が III 以上であったのは， 植栽されたクロマツのほかヨモギ，メヒシバ，ヒロハ ホウキギク，コマツヨイグサ，ヨシ，セイタカアワダ チソウの 6 種であった（表 1）．被度は植栽されたク ロマツが最大で 8% であったほか，調査期間中に被度 1% 以上を記録した植物はメヒシバ，ヨシ，ヒメムカ シヨモギ，アキメヒシバ，ヨモギ，スギナ，イガガヤ ツリ，コマツヨイグサ，コウボウシバ，ヒロハホウキ ギク，シロツメクサ，ハイメドハギ，ススキの 13 種 類であり，それ以外の種類は被度 1% 未満であった． 海岸生植物は調査期間中に 3 種類が記録された．最 も多いコウボウシバは 3 年間を通じて確認され，常在 度は II から IV へと増加したが，被度は最大で 3% で あった．マルバアカザは 2016 年と 2018 年に，オニシ バは 2017 年にのみ記録され，常在度は II 以下で被度. たほかは，すべて I 以下であり，被度もコマツヨイグ サで 2017 年に被度が 3% であったほかは，いずれも 1% 以下であった．また，在来種と同様に消失や新規. は 1% 未満であった．. の進入が認められた． 生活形組成 調査区画で記録された生育形別の種類数および被度 を表 2 に示す． 全調査期間中の生育形組成は，高木 1 種類（1.6%）， 低木 2 種類（3.2%），多年草 33 種類（53.2%），一年 草 26 種類（41.9%）であった．出現した種類の大部 分は多年草と一年草であり（95.1%），特に多年草が 過半数を占めた．高木種はクロマツのみ，低木はテリ ハノイバラとツクシハギのみであった．多年草および 一年草が多い傾向は調査期間を通じて変わらなかった （表 2）．生育形別の積算被度は，高木種（クロマツの みを含む）で漸増し各調査年の間で有意差が認められ たが（ANOVA, P < 0.01），その差は被度 3% 以内と極 めて小さかった．調査期間中における低木，多年草， 一年草の積算被度の年変化は，いずれも有意ではな かった（ANOVA，それぞれ P = 0.228, P = 0.259, P = 0.196）．. 表 2. 調査年ごとの生育形組成．積算被度の右肩にアルファベットがあるものは，文字が異なる調 査年の間で有意な差があったことを示す（Steel-Dwass, P < 0.05）． 生育形 高木 低木 多年草 一年草 総種類数. 全調査期間. 2016. 2017. 2018. 種数（%） 積算被度（±SD）. 1（1.6） 4.7（±1.3）. 1（2.6） 3.4（±0.8）a. 1（2.4）. 1（2.1）. 4.9（±0.3）b. 5.8（±1.1）c. 種数（%） 積算被度（±SD）. 2（3.2） 0.1（±0.2）. 1（2.6） 0.1（±0.2）n.s.. 1（2.4）. 2（4.3）. 0.0（±0.1）n.s.. 0.2（±0.3）n.s.. 種数（%） 積算被度（±SD）. 33（53.2） 3.3（±1.7）. 20（51.3） 2.6（±1.6）n.s.. 23（56.1）. 24（51.1）. 3.7（±1.8）n.s.. 3.4（±1.7）n.s.. 種数（%） 積算被度（±SD）. 26（41.9） 3.7（±1.5）. 17（43.6） 4.3（±1.7）n.s.. 16（39.0）. 20（42.6）. 3.5（±1.8）n.s.. 3.3（±0.8）n.s.. 62（100.0） 12.0（±3.1）. 39（100.0） 10.6（±3.4）n.s.. 41（100.0）. 47（100.0）. 種数（%） 植被率（±SD）. 12.4（±2.8）. n.s.. 13.2（±2.3）n.s..
(6) 114. 植生学会誌 ♦ Vegetation Science Vol. 37, No. 2, 2020. ■ 考察. 本調査区画の植生は，調査区画全体に影響しかつ年較. 生育基盤盛土上での植生動態 本研究で調査した海岸防災林再生事業地の山砂によ. 差を示す要因によって種組成の変動の方向性が決定づ けられたと考えられる．降雨のような気象条件の年較 差はそのような要因の候補の一つであり，たとえば海. る生育基盤盛土上の植生は，植林後の 3 年間は植被率 が 20% 未満と低く，植栽されたクロマツ以外は被度 が低い状態が継続し（表 1） ，生育形の組成からも明. 岸の砂質地では気象条件が個々の種の生育状況を通じ て種組成に影響する例が知られている（van Tooren et al. 1983）．海岸林造成地で重機による土壌の圧密とそ. 瞭な遷移の傾向は認められなかった（表 2）．また， 種の入れ替わりが激しく，多年草も含め一度進入した 種がしばしば消失したことが示唆された（表 1）．. れにともなう排水不良が報告されているのと同様に （篠宮ほか 2016），本研究の調査区画では降雨後には しばしば湛水することが観察された．湛水状態は多く. 東北地方太平洋沖地震で津波による攪乱を受けた海 岸林のうち，人為的な改変の影響が小さい状態で自然 の植生遷移が進んだ場所の初期遷移では，裸地化した. の植物にとって強いストレスとなるため（Liao & Lin 2001; Jackson & Colmer 2005），個体の生存や生育状 況，植生の状況に影響する要因になると考えられる．. 場所への比較的すみやかな植物の進入や，3 年間での 調査区画では造成直後から木本種が乏しく，その後 多年生草本の増加と一年生草本の相対優占度の低下， 3 年間も高木は植栽されたクロマツだけの状態が継続 木本種の進入が観察されている（菅野ほか 2014）．ま し，低木の新たな進入もほとんど見られなかった（表 た，本研究の対象地に条件が類似すると思われる砂丘 1）．また，海岸生植物の種類も少なく被度も低いまま 砂を用いた造成地では，造成 1 年目には構成種のほと であった．このことは，津波で攪乱を受けた海岸林で んどが一年草であったが 3 年目には多年草が顕著に増 比較的すみやかに木本種が進入し（富田ほか 2014）， 加し（高橋 1974） ，埋立地の緑地を耕起した場所でも また，木本性外来植物のハリエンジュやイタチハギ 耕起後 3 年ほどで一年草から多年草へと優占種が移行 （大澤ほか 2015），海岸生植物（岡・平吹 2014）など している（飯島・佐合 2005） ．生育基盤盛土上の初期 が繁茂したことと対照的である．津波で攪乱を受けた の植生動態はこれらのいずれとも異なっていた． 海岸林での植生再生の繁殖体供給源として，一部の個 本調査区画では外来植物に対して選択的除草が行わ 体の生残や地下部からの再生，実生による木本種の進 れており，比較的被度や常在度が高かったセイタカア 入（菅野ほか 2014; 富田ほか 2014），津波による繁殖 ワダチソウやヒメムカシヨモギなどの外来植物が除草 体の運搬・堆積が指摘されている（岡・平吹 2014）． されたために，優占種がはっきりしない状態が継続し 盛土を伴う海岸防災林造成地の施工では，盛土材に た可能性がある．一方で，在来種については除草しな は原則として近隣の丘陵から掘削された有機物を含ま いよう注意が払われていたためその影響は相対的に小 な い 未 固 結 の 砂 質 堆 積 物 が 使 用 さ れ て お り（村上 さいと思われるが，在来種の被度が大きく増加して植 2015; 髙橋 2015; 小野ほか 2016），表層土に含まれる 被率を押し上げるようなことは観測されなかった．調 散布体は乏しいと考えられる．また，造成以降の散布 査区画が位置する大洲では，調査区画周辺の除草が行 われていない生育基盤盛土上においても，少なくとも 盛土・植林から数年間は同様の状況が観察されてい る．海岸防災林再生事業による生育基盤盛土上の少な. 体の供給も制限されている可能性がある．海岸生植物 について見ると，調査区画は防潮堤や防風柵・静砂垣 により砂浜と分断されていることに加え，近隣の海浜 からも砂丘植生は消失している（曲渕ほか 印刷中）．. くとも一部では，本調査区画と同様に数年間は木本種 に乏しく，低い植被率のまま推移しているようであ る．. 森林植生についても，調査区画周辺はほぼ全面的に盛 土を伴う海岸防災林の造成地となっており，調査区画 南の丘陵上にある最も近い森林植生からは約 1.6 km. 植生動態の要因 本研究で調査した生育基盤盛土上では，生育形の組. 離れている（図 1a） ．周囲の樹林から隔離された埋立 地では，種子散布者となる鳥の少なさなどから，草本 植生から樹林への移行に時間を要することが指摘され. 成からも明瞭な遷移の傾向は認められず（表 2），種 の入れ替わりが激しかった．除草対象外である在来種 でも常在度の変化が顕著に見られることから（表 1），. ている（星野ほか 1996; 飯島・佐合 2005）．散布体の 供給状況は遷移の進行に大きく影響することから，海 岸林造成地においてもその評価が必要だと考えられ.
(7) 海岸林再生事業地の基盤盛土上の植生変化. 115. る．. した． 2. 植被率は最大でも 20% 以下であり，年変動も. 地域性の把握とモニタリングの必要性 盛土を伴った海岸防災林は，現在の仙台湾沿岸の広 範囲で大きな面積を占めている（壱岐ほか 2016）．そ. 小さかった．出現種は全調査期間を通じ 62 種類が 確認されたが，3 年間を通じて出現した種類はその 半数以下であり，入れ替わりが激しかった．. れらの海岸林造成地は原則として山砂により盛土され ている点で共通しているが，工区によって管理者と管 理様式は多少異なっており，植林をした後ウッドチッ. 3. 外来植物の種数は総出現種数の 30-40% を占め. プ等による地表面の保護が行われている地点や，排水 不良を解消するための耕起が行われている地点もある （村上 2015; 小野ほか 2016） ．また，地域により供給 されうる散布体や，実際に盛土上に進入する植物の種 組成が異なることも予想される．そのような場合には 本研究の調査区画とは異なる群落が成立し，異なる遷 移が進む可能性がある．東北地方太平洋沖地震後に造 成された盛土上の海岸林は，盛土が行われなかった地 点に比べ植生を含む生物多様性の研究が少なく，状況 が十分に把握されていない（曲渕ほか 印刷中）．大規 模災害とその後の大規模な復旧事業の影響を把握する ためにも，より多くの場所での植生のモニタリングに よる動態の把握や要因の解析が望まれる．. ■ 謝辞 NPO 法人はぜっ子倶楽部代表の新妻香織氏には， 調査へのご理解を頂くとともに管理について情報提供 を受けた．首藤光太郎博士（北海道大学総合博物館助 教） ，猪瀬礼璃菜氏（福島大学理工学研究科），後藤柚 香氏（福島大学人間発達文化研究科） ，薄井創太氏お よび岡田花音氏（福島大学共生システム理工学類）， 曲渕愛理沙氏（宇都宮大学教育学部）は現地調査にご 協力いただいた．記して篤くお礼申し上げます． 本研究は，公益財団法人自然保護助成基金第 29 期 （2018 年度）プロ・ナトゥーラ・ファンド助成および JSPS 科研費 18H04146 を受け，一部福島大学うつく しまふくしま未来支援センターの事業として行われ た．. ■ 摘要 1. 東日本大震災による津波の被害を受けた海岸防 災林の再生事業地の，外来植物に対する選択的除草 が行われている生育基盤盛土上のクロマツ植林にお いて，植林後 1 から 3 年目までの植生の変化を追跡. たが，植被率は調査期間を通じ最も高い種で 3% 以 下であった． 4. 3 年間の調査期間中に，多年草の増加のような 明瞭な遷移の方向性は検出されなかった．ただし， 種の入れ替わりは観測され，気象条件など調査区画 全体にかかわる要因の影響を受けて構成種が変化し た可能性が示唆された． 5. 木本種や海岸生の種は少なく，調査期間中には 新たな進入がほとんどなかった．これらの種群につ いては散布体の供給制限が疑われた． 6. 東北地方太平洋沖地震に伴う海岸防災林再生事 業による生育基盤盛土は，宮城県仙台湾沿岸から福 島県相双地域の広い範囲で行われており，地域間で の状況の違いが予想されるため，広域でのモニタリ ングが望まれる．. ■ 引用文献 浅井元朗 2015．植調雑草大鑑．全国農村教育協会，東京． Hara, K. 2014. Damage to coastal vegetation due to the 2011 Tsunami in northeast Japan and subsequent restoration process: Analyses using remotely sensed data. Global Environmental Research, 18: 27-34. 平吹喜彦 2014．砂浜海岸エコトーンモニタリングがとらえ 始 め た 植 生 の 応 答 と レ ジ リ エ ン ス． 保 全 生 態 学 研 究， 19: 159-161. 星野義延・笠原 聡・奥富 清・亀井裕幸 1996．東京湾臨 海埋立地の草原植生への樹木の侵入と定着．森林立地学会 誌，38: 62-72. 飯島和子・佐合隆一 2005．埋立地の二次遷移過程に出現し た優占種の特性─東京湾沿岸埋立地の客土した校庭内緑地 での事例─．雑草研究，50: 184-192. 壱岐信二・中山隆治・阿部愼太郎・塚本吉雄・寺澤弘陽・内 藤真紀 2016．東日本大震災前後の砂浜・砂丘植生・海岸 林 の 変 化． 土 木 学 会 論 文 集 B2（ 海 岸 工 学 ） ，72: I_763I_768. Iwatsuki, K., Boufford, D.E. & Ohba, H.（eds.）1999. Flora of Japan vol. IIc, Angiospermae, Dicotyledoneae, Archichlamydeae （c）. Kodansha, Tokyo. Iwatsuki, K., Boufford, D.E. & Ohba, H.（eds.）2001. Flora of Japan vol. IIb, Angiospermae, Dicotyledoneae, Archichlamydeae （b）. Kodansha, Tokyo. Iwatsuki, K., Boufford, D.E. & Ohba, H.（eds.）2006. Flora of Japan vol. IIa, Angiospermae, Dicotyledoneae, Archichlamydeae （a）. Kodansha, Tokyo..
(8) 116. 植生学会誌 ♦ Vegetation Science Vol. 37, No. 2, 2020. Iwatsuki, K., Boufford, D.E. & Ohba, H.（eds.）2016. Flora of Japan vol. IVb, Angiospermae, Monocotyledoneae（b） . Kodansha, Tokyo. Iwatsuki, K., Yamazaki, T., Boufford, D.E. & Ohba, H.（eds.） 1993. Flora of Japan Volume IIIa, Angiospermae, Dicotyledoneae, Sympetalae（a）. Kodasnsha, Tokyo. Iwatsuki, K., Yamazaki, T., Boufford, D.E. & Ohba, H.（eds.） 1995a. Flora of Japan vol. I, Pteridophyta and Gymnospermae. Kodansha, Tokyo. Iwatsuki, K., Yamazaki, T., Boufford, D.E. & Ohba, H.（eds.） 1995b. Flora of Japan vol. IIIb, Angiospermae Dicotyledoneae Sympetalae（b）. Kodansha, Tokyo. Jackson, M.B. & Colmer, T.D. 2005. Response and Adaptation by Plants to Flooding Stress. Annals of Botany, 96: 501-505. 鎌形哲稔・赤松幸生・原慶太郎・富田瑞樹・平吹喜彦 2013． デジタル航空写真と LiDAR を用いた東日本大震災被災地 モニタリング．景観生態学，18: 29-34. 環境省自然環境局生物多様性センター（編）2014．平成 25 年度東北地方太平洋沿岸地域植生・湿地変化状況等調査 調査報告書．環境省自然環境局生物多様性センター，富士 吉田． 菅 野 洋・ 平 吹 喜 彦・ 杉 山 多 喜 子・ 富 田 瑞 樹・ 原 慶 太 郎 2014．巨大津波直後の海岸林に生じた多様な立地の植生の 変化─3 年間の記録．保全生態学研究，19: 201-220. 黒沢高秀 2014．東日本大震災前後の福島県の海岸の植生と 植物相の変化および植生や植物多様性の保全の状況．植生 情報，18: 70-80. 黒沢高秀 2016．津波被災地で行われている復旧・復興事業 と保全．「生態学が語る東日本大震災 自然界に何が起きた のか」（日本生態学会東北地区会 編），164-170．文一総合 出版，東京． 黒沢高秀 2020．東日本大震災の福島県内津波被災地で行わ れている復旧・復興事業と生物多様性保全の取り組み．福 島大学地域創造，31（2）: 87-97. Liao, C. & Lin, C. 2001. Physiological adaptation of crop plants to flooding stress. Proceedings of the National Science Council, Republic of China Part B, Life Sciences, 25: 148-157. 曲渕詩織・山ノ内崇志・黒沢高秀 印刷中．東日本大震災後 に造成された海岸防災林生育基盤盛土上に出現した植物相 および植生．保全生態学研究． 村上卓也 2015．盛土を伴う海岸防災林復旧工事と植栽まで の手順．日本緑化工学会誌，41: 341-343. 永幡嘉之 2012．巨大津波は生態系をどう変えたか．講談社， 東京． 中村克典・小谷英司・小野賢二 2012．津波被害を受けた海 岸林における樹木の衰弱・枯死．森林科学，66: 7-12. 西廣 淳・原慶太郎・平吹喜彦 2014．大規模災害からの復 興事業と生物多様性保全: 仙台湾南部海岸域の教訓．保 全生態学研究，19: 221-226.. 岡 浩平・平吹喜彦 2014．2011 年大津波を受けた仙台湾南 蒲生の海浜植物の再生状況．保全生態学研究，19: 189199. 岡 浩平・平吹喜彦 2017．仙台湾沿岸における盛土回避に よる海浜植物の保全効果．景観生態学，22: 1-9. 長田武正 2002．増補日本イネ科植物図譜．平凡社，東京． 小野賢二・今矢明宏・高梨清美・坂本知己 2016．海岸防災 林復旧・再生事業における生育基盤盛土の現状─事業着手 初期の未耕起盛土の物理性および盛土への各種耕起工が土 壌硬度鉛直分布に及ぼす効果の評価─．森林総合研究所研 究報告，15: 65-78. 遠座なつみ・石田糸絵・富田瑞樹・原慶太郎・平吹喜彦・西 廣 淳 2014．津波を受けた海岸林における環境不均一性 と植物の種多様性．保全生態学研究，19: 177-188. 大澤啓志・泉 岳樹・七海絵里香・石川幹子 2015．UAV に よる高解像度画像を用いた津波被災海岸林の実態把握．日 本緑化工学会誌，41: 157-162. 大澤啓志・内野沙織 2017．仙台平野の津波被災海岸林にお ける土壌攪乱強度とカワラナデシコの生育密度の関係．日 本緑化工学会誌，43: 45-50. 坂本知己 2012．津波によって被災した海岸林の再生にむけ て．水利科学，56: 39-61. 坂本知己 2015．津波による海岸林の被害と海岸林再生で盛 土をする理由．日本緑化工学会誌，41: 334-335. 澤田佳宏・中西弘樹・押田佳子・服部 保 2007．日本の海 岸生植物チェックリスト．人と自然，17: 85-101. 篠宮佳樹・今矢明宏・高梨清美・坂本知己 2016．水溜まり が生じた生育基盤盛土の物理性─海岸防災林再生事業初期 に造成された盛土の事例─．森林総合研究所研究報告， 15: 151-159. 高橋卓一 1974．埋めたて造成地の植生遷移と埋土種子集団 について．新潟県立教育センター研究集録理科研究編 2， 7: 61-68. 髙橋壯輔 2015．宮城県の海岸林復興の現状と課題について． 日本緑化工学会誌，41: 346-347. 田村浩喜 2012．仙台平野の海岸林における根返り被害．森 林科学，66: 3-6. 富田瑞樹・平吹喜彦・菅野 洋・原慶太郎 2014．低頻度大 規模攪乱としての巨大津波が海岸林の樹木群集に与えた影 響．保全生態学研究，19: 163-176. van Tooren, B.F., Schat, H. & ter Borg, S.J. 1983. Succession and fluctuation in the vegetation of a Dutch beach plain. Vegetatio, 53: 139-151. 鷲谷いづみ 2012．震災後の自然とどう付き合うか．岩波書 店，東京． 米倉浩司 2012．日本維管束植物目録．北隆館，東京． 趙 憶・富田瑞樹・原慶太郎 2013．SPOT 衛星データを用い た仙台沿岸域における震災前後の景観変化の解析．自然環 境復元研究，6: 43-49..
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