インドネシア南スマトラ州におけるアカシア・マンギウム産業植林が土壌に及ぼす影響
山下尚之 *1・太田誠一 *2・ハルジョノ・アリスマン *3

熱帯多雨林のチガヤ草原への転換は，樹木が消失はじめにすることによる植物の吸収プロセスの縮小や，火入東南アジアの熱帯多雨林地帯では商業的森林伐れを伴うことによる森林バイオマス中に蓄積した元採 ‑ 焼畑や農園開発などによる植生の変容が急速に素類（特に Na, K, Ca, Mg 等）の土壌への流入をも進んでいる。このことは植生だけの問題にとどまらたらし，逆にチガヤ草原から植林地への転換は，吸ず，土壌の理化学的な性質にも著しい変化をもたら収プロセスの急速な増大によって土壌からバイオマすと推察される。しかしながら，一般に土壌変化のス中への元素類の急速な移行・蓄積を誘引する可能観測には様々な困難が伴う為，その実態の解明は植性がある2, 3）。例えば Ca2＋ や Mg2＋ が根に取り込ま生に比べ遅れている。特に東南アジア地域では，研れると，それぞれ 2 mol のプロトンが土壌溶液中に究が先行している中南米に比べていまだ不明な点が放出されるために土壌 pH の低下（酸性化）が進行多い。

する。すなわち，こうした植生の変容は土壌中の塩

もともと，東南アジアの熱帯多雨林地帯はフタバ基蓄積量を大きく変動させると同時に，pH の急激ガキ科の森林（低地フタバガキ科林）で覆われておな変化を通じて土壌中の生物・化学環境に強い影響り，その一部は伝統的な焼畑（火入れによる耕作とを及ぼすと考えられる。

適度な休閑）によって利用されてきた。20 世紀半

こうした仮説は以前から指摘されてきたものの，ば以降，商業伐採にともなって森林の一次・二次劣

古くから天然林の牧草地化が問題視されてきた南米化が進行し，特にインドネシアのスマトラやカリマを除けばその検証はあまり進んでいない。そもそ

ンタンの多くの地域で「最終的な劣化形態」とも言も，早生樹植林を含む産業目的の植林は 90 年代かわれるチガヤ草原が拡大した。1980 年代以降，チら本格的に拡大しており4），その土壌への影響評価

ガヤ草原が拡大した地域では早生樹種によるパルプはまだ不十分である。筆者らは典型的なチガヤ草原材の産業植林がおこなわれるようになり，その面積への産業植林が実施されている南スマトラ地域におが急速に拡大して現在に至っている。つまり，こういてこの仮説の検証を試みたので，本記事で紹介すした地域の一部では，この 1 世紀の間に森林→草地る。なお，本記事の内容はこれまでに公表された論→森林という少なくとも 2 度の大規模な植生の変容

文5）をもとにしている。

が生じていたと考えられる。インドネシアの例では，単一樹種による産業植林地は 987 万 ha に達し，全国土の約 5.4％，全森林の約 9.4％を占める1）。

二次林，草地，植林地における土壌採取
調査はインドネシア共和国南スマトラ州に位置す

Naoyuki Yamashita，Seiichi Ohta，Arisman Hardjono: Soil Changes Induced byEstablishment in South Sumatra, Indonesia1*（財）
アジア大気汚染研究センター，*2 京都大学大学院農学研究科，*3 Musi Hutan Persada 社
海外の森林と林業

No. 80（2011）

Plantation17

る ア カ シ ア 植 林 地（3 °00ʼ 〜 4 °00ʼS，103 °00' 〜林であった。また，現地での聞き取りから二次林の104°30ʼE）で実施した（図 1）。この地域には約 19

休閑年数は 20 〜 30 年であった。チガヤ草原は天然

万 ha のアカシア植林地が海抜 60 〜 200 m の丘陵林や二次林での森林火災6），略奪的な焼畑と放牧等

地 に 造 成 さ れ て い る。 調 査 地 の 年 平 均 気 温 はの度重なるかく乱によって南スマトラに拡大してき29℃，年間降水量は 2,520 mm で，降雨は弱い季節た7）。 本 地 域 で の ア カ シ ア・ マ ン ギ ウ ム（性を伴い，6 月から 9 月までは少雨期，11 月から 4）植林は 1980 年代初頭から本格的に始ま月までは多雨期で，気候区はケッペンの気候区分にり，ほとんどの場合でチガヤ草原を機械耕転によっよる Af（熱帯雨林気候区）に属する。地質は砂岩，て地拵えした後に植林が行われた。植林地はパルプ泥岩，粘土岩の互層から成る第三紀の堆積岩であ生産を目的として 6 〜 8 年間のローテーションで経る。 土 壌 は Veti-hyperdystric Acrisol に 分 類 さ れ営されている。筆者らは 10 林分の 8 年生アカシアた。粘土含量は表層部では 22％，深さ 150 cm では植林地，10 林分の二次林，8 カ所のチガヤ草原の計56％であり，pHH2O は全深度で pHKCl を上回ってい28 地点において深さ 30 cm までの土壌を採取し，た。pH 7.0 の酢酸アンモニウムを用いた陽イオン土壌理化学性の植生間比較を行った。

−1交 換 容 量（CEC） は B 層 で 7 〜 14 cmol（ ＋ ）kg ，
有 効 陽 イ オ ン 交 換 容 量（ECEC） は B 層 で 3.5 〜

植生変容に伴う土壌 pH の変化

4.5 cmol（＋）kg−1 であった。ECEC に占めるカルシ

アカシア植林地と二次林の土壌 pH は全ての深度

ウム等の交換性塩基量の割合（塩基飽和度）は深度においてチガヤ草原よりも有意に低く，その植生間方向へ低下したが，表層においても 12％と低かった。

差は 0 〜 5 cm で約 1.0，25 〜 30 cm で約 0.5 に達しこの地域では低地フタバガキ科林（天然林）はほていた（図 2a）。交換性塩基濃度にも有意な植生間ぼ失われているが，チガヤ草原と二次林が植林地の差 が 見 ら れ， ア カ シ ア 植 林 地 と 二 次 林 の 交 換 性域内に散在しており，ほとんどの二次林は焼畑休閑

Ca2＋・Mg2＋ 濃度はチガヤ草原よりも有意に低く，そ の 差 は 0 〜 10 cm の 表 層 部 で 特 に 大 き か っ た（図 2c, 2d）。さらに，植生間での pH 断面分布の傾向の違いから，植生変容による土壌変化の様子を推察できた。森林植生（二次林とアカシア植林地）の表層 pH は下層よりも酸性であったが，これは根系が多く分布する表層付近で樹木吸収によって塩基類濃度（交換性 K＋.Ca2＋,Mg2＋ ）が低下したことに加え，新鮮なリターが絶えず投入されることで有機酸が発現したことがその一因であったと考えられる。
森林植生にみられた pH の値と断面分布の特徴は東カリマンタンの Acrisol 地帯に成立する低地フタバガキ科林とほぼ同様の傾向を示しており8），二次林やアカシア植林地の土壌が天然林と似た化学的特徴を有していたことを示唆していた。一方，チガヤ草原の表層 pH は下層より高かったが，塩基類が吸収されずに蓄積することと，リター層が減少することで有機酸が発現しにくくなることがその一因と考え

図 1
18

調査地の位置と土壌採取地点の分布
海外の森林と林業られた。さらに，チガヤ草原で頻繁に発生する野火
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や表層に多く分布する地下部バイオマスからの有機物供給

9, 10）量）を算出してその植生間差を検証した。一般に土によって塩基類のフラックスが拡大した

壌の性質は気候・地質（母材）・地形の影響を受けことが表層 pH の上昇に寄与していたと推察されるため，リージョナルレベルで土壌による植生影響る。したがって，pH と交換性塩基濃度にみられたを評価するには細心の注意を要する。そこで本調査

有意な植生間差と断面分布の特徴は，スマトラ南部

では，土壌化学性に対する母材の影響を明らかにすの丘陵地にける森林から草原への変容が交換性塩基るため，土壌における粒径組成の違い（粘土・シル濃度の増加と pH の上昇をもたらし，さらに草原がト・砂含量）を利用した。粒径組成は比較的短期間森林化することで交換性塩基濃度の減少とともにでは植生や土地利用の影響を受けないため，比較対pH の低下（酸性化）が起こる可能性を示唆してい照とする土壌母材特が類似しているかどうかの良好る。このことは，周囲の森林に比べて貧栄養であっな指標となる3）。Acrisols を含む熱帯土壌では一般たフィリピンのチガヤ草原土壌の特徴11）と大きく性的に粘土量の多い土壌ほど交換性塩基の保持能力を格を異にしていた。

示す CEC も高い。CEC が高い土壌では CEC が低植生変容に伴う交換性塩基プールの変化い土壌に比べてより多くの塩基類を蓄積していると
推 定 さ れ る。 こ の 植 生 間 比 較 に は 共 分 散 分 析

断面分布の形状に見られた土壌化学性の植生間の（ANCOVA）モデルを用いた解析を行い，粘土量違いをさらに定量的に吟味するため，0 〜 30 cm にを交換性塩基プールの共変量として用いることで，おける交換性塩基プール（kg ha

図 2−1で示される蓄積

粘土量による地点間差を考慮したうえでの植生間差

二次林（△），チガヤ草原（□），アカシア植林地（●）土壌における a) pH，b) 交換性 K＋，c)
交換性 Ca2＋，d) 交換性 Mg2＋濃度の植生間比較（各深度のアルファベットは植生間の有意差を示す ＜ 0.05）
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アの他地域や新熱帯区における森林植生（天然林，を検定した。
図 3 に粘土量と交換性 Ca，交換性 Mg プールの二次林，植林地）や草地植生（牧草地，チガヤに代散 布 図 を 示 し た。 図 中 の 直 線 は 推 定 さ れ た表される劣化草原）の生態系でも観測されている

ANCOVA モデルを示している。図から明らかなよ（表 1）。

2＋

うに，どの植生においても粘土量は交換性 Ca やMg2＋の有意な規定要因であった。粘土量が同じ時，植生変容に伴う土壌 - 植生間での物質移動

チガヤ草原土壌の交換性塩基プールは二次林やアカ

これまで述べてきたように，土壌中の交換性塩基シア植林地土壌のプールより明らかに大きく，チガプールの植生間差は，植生の変容に伴う土壌 - 植生

ヤ草原と二次林，アカシア植林地の間では交換性塩間の塩基類の移行・蓄積が原因と考えられる。この基 プ ー ル の 大 き さ は 明 ら か に 違 っ て い た。

仮説の検証をさらに進めるため，チガヤ草原とアカANCOVA によって調整されたアカシア植林地のシア植林地の土壌とバイオマスにおける元素プール

0 〜 30 cm に お け る 平 均 プ ー ル は 交 換 性 Ca がの分布（配分）を推定した。二次林はバイオマス測−1249 kg ha ，交換性 Mg が 102 kg ha−1であったの−1に 対 し， チ ガ ヤ 草 原 で は そ れ ぞ れ 756 kg ha ，200 kg ha−1であり，その植生間差は Ca で約 500 kg−1ha ，Mg で約 100 kg ha−1定が困難であったため，この推定から除いた。対象元素には Ca と Mg を選択した。
アカシア植林地のバイオマスは，土壌を採取したであった。この結果に

10 林分での毎木調査による DBH を同調査地で算出

より，粘土量に代表される土壌母材の違いを考慮にされた相対成長式16）に適用することで求めた。さら入れても，アカシア植林地と二次林の 0 〜 30 cm 土に，バイオマスに樹体中の養分濃度17）（Ca : 0.24％，壌における交換性 Ca と交換性 Mg の全蓄積量はチMg : 0.02％）を乗じることで地上部バイオマス中のガヤ草原より有意に低かったことが示された。

塩基プールとした。一方，チガヤ草原のバイオマスすなわち，交換性 Ca と交換性 Mg プールの植生は同地域の４地点で 1 m × 1 m のコドラートを複間差は植生変容に起因するものであると結論される数用いた全量刈り取り法によって計測した。刈りとともに，土壌 pH の大きな差が植生変容によって取った植物試料の Ca と Mg 濃度を測定し，バイオもたらされた交換性 Ca や Mg プールの差に起因すマスを乗じてチガヤ草原における地上部バイオマスるものであることが示された。こうした植生変容に中の元素プールとした。土壌中の交換性 Ca，交換伴う土壌 pH と交換性塩基プールの変化は東南アジ性 Mg プールには，既に述べた ANCOVA モデル

図 320a) 各植生の交換性 Ca2＋蓄積量と粘土量（0 30 cm）の散布図と，ANCOVA モデル（a1，Y ＝319.1 ＋ 0.325 (CLAY) ; a2，Y ＝− 188.1 ＋ 0.325 (CLAY) ; a3，Y ＝− 236.6 ＋ 0.325 (CLAY)）。
b) 各植生の交換性 Mg2＋蓄積量と粘土量（0 30 cm）の散布図と，ANCOVA モデル (b1，Y ＝86.929 ＋ 0.083 (CLAY) ; b2，Y ＝− 10.735 ＋ 0.083 (CLAY) ; b3，Y ＝− 17.515 ＋ 0.083 (CLAY)）。
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によって調整された平均値を用いた。バイオマス中以上の推定により，チガヤ草原からアカシア植林の元素プールは各元素の全量であるのに対し，土壌地への転換にともなって土壌中の植物に利用可能な中の元素プールは全量ではなく交換態のプールであCa と Mg が吸収によって植物バイオマス中に移る。これは，土壌で鉱物中に取り込まれて不動化し行・蓄積したことが示唆された。両植生において土ている Ca や Mg は実質的に植物による利用は不可

壌 - 植生系に蓄積されている合計量が特に Ca に関能であり，この仮説においては無視できると考えらしてほとんど変わらなかったという結果は，植生のれるためである。

転換を経ても土壌 - 植生系への降雨による塩基類のこの推定結果を図 4 に模式的に示した。チガヤ草

流入と土壌 - 植生系からの溶脱のバランスが保た原の土壌 - 植生系では Ca と Mg はほとんどが土壌れ，土壌から植生への塩基類の移行・蓄積が生じて中に存在していた（それぞれ 99.8％と 98.7％）が，いたことを支持している。この土壌 - 植生系におけ

アカシア植林地の土壌 - 植生系では Ca の 3 分の 2る塩基類の移動が，図 2a にみられたような植生間近く（65.7％），Mg の 3 分の 1 近く（29.8％）が地の土壌 pH の顕著な差をもたらしたと考えられる。

上部の植物バイオマス中に存在していた。土壌 - 植

おわりに

生 系 に 蓄 積 さ れ る Ca の 合 計 量 は チ ガ ヤ 草 原 で758 kg ha−1，アカシア植林地で 726 kg ha −1 と両植

アカシアの樹体中に蓄積された Ca や Mg は，収生でほぼ等しかった。一方，Mg の合計量はチガヤ

穫に伴って土壌 - 植生系の外へ持ち出される。残材−1−1と し て 林 内 へ 還 元 さ れ る 割 合（Ca : 42 ％，であり，アカシア植林地よりもチガヤ草原の土壌 -Mg : 65％）18）を考慮すると，8 年の植林の後に収穫植生系に蓄積される量がやや大きかった。

によって持ち出される量は Ca で 275 kg ha−1，Mg

草原で 203 kg ha ，アカシア植林地で 145 kg ha

表 1
文献

他地域における植生の変容に伴う交換性 Ca2＋プール（または濃度）の変化
深度（cm）

単位Montagnini, 199513）

0‑5

Kg ha −1

Ohta, 20008）

0‑20

Kg ha −1Scott 197812）

（cited by Jordan, 1985）
Chijicke 1980

3）
（cited by Sanchez, 1985）

Reiners, 199414）

McGrath, 200115）

本調査

0‑50

Kg ha −1

0‑10cmolc Kg −1

topsoilcmolc Kg −1

0‑20

0‑30cmolc Kg −1

Kg ha −1

天然林

二次林

132

216

（n=1）

（n=1）

110 a

110 a

（n=20）（n=28）

600（n=1）（7 樹種 14‑15yr）

土壌種

国・地域

Oxisolコスタリカ

280 b3500

東カリマンタン‑Acrisol‑

Unknown

ペルー

Alﬁsolナイジェリア

（チガヤ）

（n=1）

（インドネシア）（25‑30yr） （チガヤ）

0.3‑0.8

0.2‑1.1

（n=3）

（n=3）

‑

植林地
49.2‑161（n=23）

1500

‑

（n=28）

‑

（n=1）

1.51

0.4 a草地

7.53

4.02

（皆伐後） （Gmelina arborea, 13yr）
0.7‑1.2
（n=3）

‑

（牧草地）

1.3 b

3.0 c

（n=9）

（n=21）（25yr）

（牧草地）

1.4 b
（n=7）

203 a

756 b

249 a

（n=10）（n=9）（n=10）（20‑30yr） （チガヤ） （Acacia mangium, 8yr）

Inceptisol
UltisolOxisols

Acrisolコスタリカ

アマゾン（ブラジル）

南スマトラ（インドネシア）

植生変容の形態には火災、火入れ、伐開、牧草地化や試験植林、産業植林など様々な状況が含まれる。土壌の分類には WRB と Soil taxonomy が含まれる。植生間の有意差検定が行われている場合、アルファベット（a, b, c）を付した。

海外の森林と林業

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では 15 kg ha−1 と推定される。Ca に関して言えば，かる持続的な森林管理には，残材の林地への還元率

これは土壌 - 植生系のプール（図 4）と比較してもの増加や植林期間の延長による大気沈着の十分な確決して無視できない規模である。一方，Acrisols で保といった「土壌‑植生系内での養分保存的な施業」

は岩石風化による塩基類の供給は短期間ではほとんを，適切な施肥と合わせて実践していく必要がある

ど望めないため，熱帯における主な元素インプットと考えられた。これは，伐期齢が少なくとも数十年のソースは大気沈着となる。例えば，本調査地より（約 40 〜 100 年）で大気沈着の寄与が大きく，また約 350 km 南 東 に 離 れ た ジ ャ ワ 島 西 端 の 観 測 点

風化による母材からの塩基類の供給が望める温帯や−1亜寒帯での施業と大きく異なる点であるといえる。

year （2004 〜 2008 年の平均 ）であった。これ最後に，本研究を進めるにあたって多大なご協力によれば，植林期間 8 年における沈着量は 37.6 kg

をいただいた，MHP 社のサイフディン氏をはじめ（Serpong）における湿性の Ca 沈着量は 4.7 kg ha−1ha−119）にすぎず，収穫による持ち出しを明らかに下回っていた。とする多くのスタッフの皆様，ボゴール農科大学のチェチェプ博士と研究室の皆様に感謝申し上げます。

ここで，単純な予測を試みた。仮に，上に述べた
大気沈着と収穫による持ち出しが 2 回目以降の植林においても続くとすれば，収穫後土壌の Ca・Mg〔 引 用 文 献 〕 1） FAO (2003) State Of Forestry in
Asia and the Pacific ‑Status, Changes, and Trends
2） Binkley D(1987) Advances in Ecological

プールは，「植林前土壌のプール − 収穫量 ＋ 残材Research 16 : 1‑51.

から土壌への還元量 ＋ 期間中の大気沈着」によっCannell Mて推定できる。本調査で得られた 1 回目植林後の327‑358.

Ca・Mg プールを初期値としてこれを計算した結Wood Forestry‑Myths and realities‑. 5‑7.

果，Ca プ ー ル は 3 回 目 の 収 穫 後（16 年 後 ） に，

Yamashita N

Mg プールは 17 回目の収穫後（128 年後）に負の値となり，土壌から樹体への供給が十分に維持できなくなると推察された。したがって，早生樹植林にか

3） Sanchez PA (1985) In :. eds. Attributes of trees as crop plants.
4） Cossalter and Pye-Smith 2003 In : Fast5）. (2008) Forest Ecology andManagement 254 : 362‑370.

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9） 太田 1997 カーボン・シン ク・ プ ロ ジ ェ ク ト 推 進 調 査 事 業 平 成 8 年 度 報 告 書（JIFPRO）．

10） 清 野 2001 熱 帯 林 業 52 : 2‑911） Ohta S(1990) Soil Science and plant nutrition

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図 422

チガヤ草原およびアカシア植林地の植生（地上部バイオマス）と土壌（0‑30 cm）における Ca・Mg の 蓄 積 量（ 単 位 は kg ha −1， 土 壌 中 の Ca・
Mg は交換態の Ca2＋・Mg2＋を示す）
海外の森林と林業

18） 向 井 由 紀 子（2004）
う養分の収奪と還元（卒業論文）．の収穫に伴19） Network

center for EANET（2005‑2009）Data report 2004‑2008

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