電子報
天然災害如颱風、洪水、地震及山崩皆會造成地貌的劇變，臺灣目前的崩塌地植生演替多屬次級演替(secondary succession)，即原先已有植群覆蓋的區域經擾動源干擾後造成的植生再生過程。
依據農村水保署對 崩塌(landslide) 的定義：邊坡材料因受外力作用，發生向下滑動或崩落之塊體運動的現象。
依塊體運動的方向可將崩塌地分為冠部(crown)與崩崖(scarp)、塊體移動的滑落區(body)與邊坡材料堆積的趾部區(toe)(圖 1)。而各崩塌區域的環境異質性(environmental heterogeneity)使其在後續人為處理(如防治工程)與植生復育上有所差異，因此本期電子報將探討不同緯度下崩塌地的植生復育情況，及崩塌地在自然復育與人工復育下的結果。
尼加拉瓜於1998年發生豪雨誘發的山崩事件，事件後經1-4年土壤與植生調查，可以發現植生演替在崩塌堆積的趾部最快，生物體積(biovolume, 樹高x樹冠覆蓋度)的增長速度也最快。一開始出現不耐蔭的樹種如小花山黃麻(Trema micrantha)、南美假櫻桃(Muntingia calabura)等樹種，幾年後拓樹屬(Maclura)與象耳豆(Enterolobium cyclocarpum)等崩塌地附近森林中也會有的樹種便開始出現，演替驅動力推測為自發演替(autogenic succession)。
崩塌沖蝕的冠部與崩崖則因坡度較陡、土壤較不穩定，土壤水分與營養的獲取便成為植物物種間競爭的限制因子(limiting factor)，植生演替慢，植生物種多為草本植物方莖鹵地菊(Melanthera nivea)、灌木美洲闊苞菊(Pluchea carolinensis)與硬木假酸豆樹(Lysiloma divaricatum)等。
上述兩者間的滑動區域則是小花山黃麻迅速成為優勢物種，地質穩定性與土壤肥沃度是影響植群演替的兩大因素(Velázquez & Gómez Sal, 2008)。
與Velázquez & Gómez Sal(2008)的熱帶研究地點不同，Lopes等人(2020)調查葡萄牙里斯本北部近Casal do Nogueira處，4個溫帶地中海地區災後10-50年的崩塌地之崩崖、滑動區域與趾部，其地質、土壤條件及植群覆蓋度。
發現4處的地質與土壤組成雖不同，但在崩塌累積區的趾部植生演替最快，植群能在較短時間演替至灌木、喬木出現的階段，崩塌滑動區域植生演替較慢，植群緩慢由地表植物(chamaephytes)：休眠芽(overwintering buds)近地表或不超過25公分處的小型灌木，演替至挺空植物(phanerophytes)：休眠芽位空中，包含大型灌木與喬木，崩崖則因表面沖蝕、岩層裸露等因素，植生演替最慢，代表植群為一年或多年生草本的半地中植物(hemicryptophytes)(圖 2)。
2015年發生於日本白山市(Hakusan)的崩塌造成約127萬立方公尺的土砂滑落，由於崩塌地位海拔1,200-1,600公尺的國家公園內，車輛難以抵達，因此透過直升機灑播的方式將附近林地蒐集而來的柳樹枝條與植株種子灑至崩塌地上坡部(圖 3之1、2、3區塊)，經過5年的造林，可以看出崩塌地上半部植被覆蓋率上升(10%→43%)，崩塌下坡部無進行造林(reforestation)的區域仍為裸露狀態，由遙測影像的分析也得到造林區域多以草本種子發芽率較佳的資訊(圖 3右)(Thapa et al., 2024)。
中國陝西省藍田縣分別於2011、2016及2021年發生崩塌，Chen等人(2024)在每個崩塌地各取3個自然復育樣區(natural recovery area, N)與3個人工復育樣區(artificial restoration area, A)，並在樣區附近未受崩塌擾動的區域取樣作參考樣區(NR&AR)，以捲尺與雷射測距儀量測植株高度、以卡尺量測胸高直徑(diameter at breast height, DBH)、以Braun-Blanquet分級方式區分冠層密度與冠層覆蓋度、每種植生取3至5片葉子紀錄其葉面積、葉片厚度等進行分析。
分析12個樣區的結果發現，崩塌後1、6、11年的自然復育樣區植生物種數為41、33、54，人工復育樣區為33、41、60，以豆科(Fabaceae)、松科(Pinaceae)、楝科(Meliaceae)、胡桃科(Juglandaceae)、薔薇科(Rosaceae)、菊科(Asteraceae)與禾本科(Poaceae)為崩塌後的優勢物種。
人工復育樣區在防砂壩的興建與人為造林下，喬木物種數在崩塌後持續較自然復育樣區高，不過值得注意的是，自然復育樣區中的羅氏鹽膚木(Rhus chinensis)與君遷子(Diospyros lotus)兩種喬木在崩塌後仍屹立不搖，足以顯示其在貧瘠環境下的適應力。
自然復育樣區的草本植物數量(36)在崩塌1年後即較人工樣區(20)的數量高，可得知在自然復育樣區中，迅速生長的灌木與草本植物是復育初期的重要角色，接著是喬木的復育，而人工復育樣區則是人工種植喬木為先，接著才是灌木與草本植物的復育。
就植生調查相關的各項指標(樹高、冠層密度、葉面積等)分析來看，自然與人工復育樣區崩塌後1年的各項指標皆較參考樣區低，不過人工復育樣區的指標數值皆較自然復育樣區高；人工復育樣區在崩塌後6年之冠層密度與葉面積分布趨勢線跟參考樣區極為相近；觀察至崩塌後11年，自然與人工復育區的樹高與胸高直徑的確隨時間增加。整體而言，人工復育法帶來的效果較自然復育來得好(圖 4)(Chen et al., 2024)。
1999年集集地震造成臺灣多數崩塌地，陳等人(2009)於雲林古坑草嶺村保安林崩塌地調查自然與人工復育區經過7年後的樣貌，發現自然復育樣區之草本植物為最大宗(40.6%)，喬木次之(27.5%)，接著是灌木與藤本(15.9%)；人工復育樣區亦為草本植物占最大宗(64.1%)，灌木次之(18.0%)，接著是喬木(12.8%)與藤本(5.1%)。
羅氏鹽膚木、野桐、相思樹、臺灣懸鉤子、波葉山螞蝗等5種陽性先驅物種皆在自然與人工復育區出現，羅氏鹽膚木為最優勢物種，不過羅氏鹽膚木、野桐與小葉桑的徑級分布曲線(diameter distribution)多呈反J型分布(reverse J-shape)，即樹種多數為徑級(diameter)4公分以下者，代表此崩塌地正處演替初期。
自然復育區於植物物種組成、可反映生育地土壤水分賦存狀態的蕨類商數(Pteriodophyte-Quotient, Ptph-Q)及包含相對頻度與相對優勢度的重要值指數(important value index, IVI)方面皆優於人工復育區，因草嶺地區坡陡、土層淺薄，加上集中式強降雨時常發生，人工栽植復育之苗木枯死率偏高，建議於需要復育的區域進行適度復育(如種植能安定土壤且能於貧瘠地生長的櫸樹)，其他區域則任其自然演替為佳。
臺灣高雄六龜林道旁的崩塌區在經過人工撒播4年後，以自然移入的草本香澤蘭(Chromolaena odorata)與紫花霍香薊(Ageratum houstonianum)占比最高，兩者皆為臺灣中低海拔常見草本植物，人工撒播的植生(五節芒、波葉山螞蝗等)反而僅占總發芽苗數的一成。
崩塌地的人工撒播成效雖不如預期，不過植生調查中有赤楊(Alniphyllum pterospermum)、羅氏鹽膚木等陽性先驅物種，顯示崩塌地可透過天然下種的種子庫進行天然復育，輔以人工撒播草本植物進行崩塌地治理(胡等人，2018)。
溫帶或熱帶地區的崩塌地植生演替速度在崩塌地各區是否有明顯差別？Błońska et al.(2016)與Lopes et al.(2020)等人的研究中提到，位溫帶的崩塌地植生約需15年的時間可恢復至崩塌前的樣貌，東非坦尚尼亞的Uluguru山區崩塌地在7年後植被覆蓋度仍僅約25%(Lundgren, 1978)。
林等人(2023)利用衛星影像計算南投縣信義鄉神木村的常態化差異植生指數(normalized difference vegetation index, NDVI)，推估崩塌地於2009年莫拉克風災後需20-22年才能恢復至干擾前的100%水準，若以崩塌地規模來看復育速率，則中小型崩塌地需14年、大型崩塌地(10公頃以上)需36年才能恢復至干擾前的100%水準，而小型崩塌地(2-5公頃)趾部的植生量最低，中型崩塌地(5-10公頃)於滑動區稍優於冠部與趾部，大型崩塌地內植被生長狀況良莠不齊。
除了崩塌地局部氣候與土壤狀況影響其植生復育情況外，人為介入也會影響植生演替。各崩塌地在考慮人工復育的方法上，需特別注意萌芽後的水分供應，在含石率高且缺水的崩塌地，發芽後的苗木常會枯死(胡等人，2018)，可透過種苗苗高與根長比例的研究選擇適合栽植的物種，並將氣候因素一併納入考慮。
1. Landslide Typologies, Causes & Detection of Prone Areas
1. 林國聖、宋承恩、王素芬。2023。森林崩塌復育及影響因子分析。航測及遙測學刊。28(3): 157-175。
2. 胡元瑋、何郁庭、馬復京、游漢明。2018。臺灣崩塌地植生復育方法之研究。國立中興大學農業暨自然資源學院實驗林管理處：林業研究季刊。40(4): 289-298。
3. 陳永修、周富三、林文智。2014。追隨土地公造林的足跡―談崩塌地復育。行政院農業委員會林業試驗所：林業研究專訊。21(5)。
4. 陳彩鸞、魏聰輝、李金玲、呂福原。2009。草嶺地震崩塌地自然與人工植群復育之比較研究。中華水土保持學報。40(1): 49-65。
5. Błońska, E., Lasota, J., Zwydak, M., Klamerus-Iwan, A., & Gołąb, J. (2016) Restoration of forest soil and vegetation 15 years after landslides in a lower zone of mountains in temperate climates. Ecological Engineering. 97: 503-515.
6. Chen, S., Hua, J., Liu, W., Yang, S., Wang, X., & Ji, Wenli. (2023) Effects of artificial restoration and natural recovery on plant communities and soil properties across different temporal gradients after landslides. Forests. 14(10): 1974.
7. Lopes, L. F., Oliveira, S. C., Neto, C., Neto, C., & Zêzere, J. L. (2020) Vegetation evolution by ecological succession as a potential bioindicator of landslides relative age in Southwestern Mediterranean region. Natural Hazards. 103, 599-622.
8. Lundgren, L. (1978) Studies of Soil and Vegetation Development on Fresh Landslide Scars in the Mgeta Valley, Western Uluguru Mountains, Tanzania. Geografiska Annaler: Series A, Physical Geography. 60: 91-127.
9. Thapa, P. S., Daimaru, H., & Yanai, S. (2024) Analyzing vegetation recovery and erosion status after a large Landslide at Mt. Hakusan, Central Japan. Ecological Engineering. 198: 107144.
10. Velázquez, E., & Gómez-Sal, A. (2008) Landslide early succession in a neotropical dry forest. Plant Ecology. 199: 295-308.
