地球環境 Vol. No.－（2009）

小笠原におけるアカギの根絶と在来林の再生
Eradcaton of an nvasve tree speces, Bischofia javanica,
and restoraton of natve forests n the Ogasawara Islands
田中

信行

・深澤

1＊

圭太 ・大津2

佳代 ・野口3

絵美 ・小池3

文人

2

Nobuyuki TANAKA , Keita FUKASAWA , Kayo OTSU , Emi NOGUCHI and Fumito KOIKE2
1

2

3

3

（独）森林総合研究所・ 横浜国立大学・（社）
日本森林技術協会
1
Forestry and Forest Products Research Institute,2
Graduate School of Environment and Information Sciences, Yokohama National University
3
Japan Forest Technology Association
1

2

3

摘
要
小笠原の外来植物の中でもアカギは最も侵略的で、生物多様性保全上の大きな問題となっている。アカギが侵入している弟島、父島、母島の  島のうち、個体数が少なかった弟島では 200 年から駆除作業が開始され、ほぼ根絶された。しかし、個体数が多く占有面積が大きい母島や父島の駆除は、今後の課題である。200 年撮影の空
中写真によると、アカギの占有面積は父島が 0.9 ha（島面積の 2.％）、母島が 29.
ha（.％）であった。アカギと植生タイプの分布対応関係から、アカギの潜在生育地
は、母島では島面積の 9.2％に達すると判定された ｡ 母島全域を対象として、環境要
因（標高、傾斜角度、集水面積、曲率、地形開度）と種子源からの距離に基づき現在のアカギの分布を予測するモデルを作成し、立地環境条件のみに基づくアカギの分布確率マップ（潜在生育地マップ）を作成した。現在のアカギの分布と潜在生育地を比較し、侵入リスクを予測した。また、アカギ純林伐採後の再生状況の調査では、多様な在来樹種が天然更新する可能性が示された ｡ 本稿では、生態学的知識やこれまでの駆除事業の結果を踏まえ、島全域のアカギ根絶を目標とする管理システムを提案した。
キーワード：グリホサート、順応的管理、除草剤、侵入リスク、潜在生育地
Key words：glyphosate, adaptve management, herbcde, nvason rsk,
potental habtats
1．はじめに
島嶼の生態系は外来種に対して脆弱で、世界各地の島嶼で外来種の侵入が問題となっている。島嶼に侵入して侵略性が問題となっている外来樹種として、ハワイのヤマモモの  種（Myrica faya）、ガラパ
ゴスのアカキナノキ Cinchona pubescens の事例が報）
告されている 。
小笠原に定着した外来植物の中で、小笠原の生態系や在来植物に最も影響の大きい樹種がアカギである。アカギは、日本の侵略的外来種ワースト 00 に
2）
入る 。日本本土では、外来草本が増殖している例は多いが、外来樹木が天然林で増殖する例はほとん
どない。アカギは、トウダイグサ科に属する雌雄異株の常緑高木で、台湾、中国南部、東南アジア、インド、ポリネシア等の南太平洋諸島、ニューギニア
など熱帯に広く天然分布するが、天然林の中の多様な林冠構成種の  種に過ぎず、優占林を形成しな）い 。しかし、侵入先の小笠原ではアカギが在来樹種を排除して優占林を形成する。小笠原では、アカギは最も大きなサイズになる樹木であり、森林に優占すると在来植物は共存できない（図 1）。このため、
在来樹種に依存して生活する動物への悪影響も危惧されている。

図1

アカギ純林（母島長浜）．

受付；200 年  月  日，受理；200 年 2 月 9 日＊
住所：〒 0- 茨城県つくば市松の里 ，e-mal：ntanaka@ffpr.affrc.go.jp
2009 AIRIES73

田中ほか：小笠原におけるアカギの根絶と在来林の再生

こうした侵略的外来植物を根絶や制御することが、島嶼の在来の生態系を守るためには不可欠である。一度、島全域から外来種を根絶すれば、再侵入の恐れが少なくなり、駆除にかかる費用も必要なくなることから、根絶が最良の外来種対策である。しかしながら、海外でも侵略的外来植物の駆除の事例
はいろいろ報告されているものの、根絶した事例は
）
まだ少ない 。小笠原でアカギが侵入しているのは、弟島、父島、母島の  島と母島属島の平島である。
このうち、アカギの個体数が少なかった弟島では環境省が 200 年から駆除作業を開始し、ほぼ根絶が達成された。また、平島においても 200 年に根絶が達成されている。しかし、アカギの個体数が多く占有面積が大きい母島や父島の根絶は、今後の大きな課題である。
アカギが小笠原の森林生態系の脅威であること
, ）は、9 年頃から指摘され 、アカギの生態に関）－ 9）
する研究が始まった。林野庁は 99 年度に、アカギの繁殖抑制対策に関する調査を実施し、アカ0）
ギの実態と対策の方向性を示した 。99 年より
東京営林局（現関東森林管理局）は、アカギ繁殖抑制
施業法の技術開発のために母島桑ノ木山周辺国有林
において、アカギの巻き枯らしと在来樹種の樹下植
, 2）栽の試験を開始した。一方、環境省は、弟島と平島のほか、母島の国立公園区域において 200 年からアカギの駆除を試験的に開始した。森林総合研
究所は 99 年から、「小笠原森林生態系の修復・管理技術に関する研究」プロジェクト（99 ～ 999）を開始し、アカギの生態と駆除、在来樹種の再生に
）関する研究を行った 。引き続き「帰化生物の影響排除による小笠原森林生態系の復元研究」プロジェ
クト（2000 ～ 200 年）、「小笠原諸島における帰化生物の根絶とそれに伴う生態系の回復」プロジェク
ト（200 ～ 2009 年）
で研究を継続している。
本稿では、アカギの分布と生態を解説し、これまでのアカギ駆除の試験や事業を振り返り、今後のアカギの根絶と在来林の再生に向けた管理システムを
提案する。

苗圃
（現営農研圃場）に導入され、そこで育てられた苗が長浜、雨中沢上部、石門、桑ノ木山旧道沿いに植栽された。返還後の 9 年の調査では、長浜、石門、桑ノ木山の旧植栽地周辺に分布が拡大したほか、庚申塚付近の車道沿いにも分布地が現れたが、
9 年におけるアカギの分布域はあまり広くなか0）った 。9 年台風  号が母島各地で倒木被害を起こし、多数の林冠ギャップが形成され、この台風
）以降、アカギが急速に分布域を拡大した 。その後も、99 年 0 月、99 年  月、0 月、 月に強力な台風が来襲しており、その度にアカギの侵入・成長が進んだと考えられる。
2.2 アカギの侵入する植生タイプ
99 年の父島と母島のアカギが林冠に侵入した
）
森林の分布を図 2 に示す 。父島の図は、現地での目視によりアカギが林冠に混生する林分を地図上に
0）記録したものである。母島の図は、林野庁業務部の分布図をもとに、目視により分布域を追加したものである。この時点でアカギが侵入した面積は、父島で 2.％、母島で .％である。父島では、中央
西部から北部にかけてパッチ状に分布するが、中央
東部から南部には分布が少ない。母島では、中央部に集中的な分布の広がりがあり、北部には道路沿い

0

1

2

3km

図2 1
 997 年の目視調査による父島と母島における14）
アカギが林冠に侵入した森林の分布 ．

2．小笠原でのアカギの分布の拡大と予測
2.1 小笠原へのアカギの導入
小笠原へのアカギの導入と分布拡大の歴史につい0）ては、林野庁業務部 がまとめている。それによると、9 年に母島で甘蔗栽培に成功して以来、砂糖製造のための燃料となる薪炭材が不足した。このため、99 年にいくつかの樹種が薪炭用として小笠原へ導入された。アカギもその  つとして 90年以前に導入された。アカギの植栽試験は父島連珠
谷で 92 年から始められたが、9 年おけるアカギの造林地面積は 0. ha とわずかであった。母島のアカギは、昭和初期に母島の小笠原営林署評議平74

図3

父島と母島における各植生タイプの面積．

地球環境 Vol. No.に分布するが、北・南端の岬には分布が少ない。母島の国立公園特別保護地区である石門地域にもアカギの分布が広がっている。

図4

植生タイプごとのアカギ分布地面積率．

図5

－
（2009）

植生図 によると、父島はムニンヒメツバキ型高木林とシマイスノキ型低木林が多いことが、一方、母島はシマホルトノキ型高木林と高標高域に分布する湿性型矮低木林が多いことが特徴である（図 3）。
この植生図を用いて、アカギ侵入林と各植生タイプの分布関係を解析した結果、アカギ侵入林の分布面積の割合は、シマホルトノキ型高木林とその二次林にあたるムニンヒメツバキ型高木林、および湿性型
矮低木林では高かったが、乾性低木林（シマイスノ
キ型低木林、シマシャリンバイ型低木林、乾性矮低木林）では低かった（図 4）。このように、アカギは2 タイプの高木林と湿性型矮低木林の地域で主に広がっており、湿性環境がアカギに適する立地と考えられる。
2.3 空中写真に基づくアカギの分布図
アカギの分布図は、駆除計画やその後の変化把握に不可欠な情報である。目視調査は、アクセス可能な地域では分布地が詳細に記録できるというメリットがあるが、面的な広がりをあまり正確に記録できないことやアクセスできない地域の情報が得られないという問題がある。空中写真等により樹種判定ができれば、より正確なアカギの分布図ができる。
アカギが葉を入れ替え樹冠が明るい緑色になる春
期は、在来広葉樹の樹冠と識別しやすい。この時期の空中写真（200 年  月撮影）を使って、父島と母島におけるアカギの樹冠占有率分布図が作成された）－ ）（図 5）。空中写真の判読にあたっては、0. ha
を最小林分面積として、林分単位で樹冠占有率を 
段階で判定した。同時に、現地調査を実施し、判読）2003 年の空中写真に基づく（a）父島，（b）母島におけるアカギの林冠占有率の分布

．

18）

75

田中ほか：小笠原におけるアカギの根絶と在来林の再生

精度を向上させた。その結果、アカギの占有面積は、父島が 0.9 ha（島面積の 2.％）で、母島が 29. ha（.％）であった（表 1）。同じ時期に小面積が造林されたという導入歴をもつにもかかわらず、母島の方にアカギがより広がったことは、母島の環境が父島よりアカギに適していることを示している。
9）
また、母島のアカギ分布図を植生図 に重ね合わせることで、アカギの侵入面積の割合の高い群落タ
）
イプがアカギの潜在生育地と判定された 。すなわ
ち自然植生では、ウドノキ－シマホルトノキ群集、
表1

 003 年の空中写真に基づく父島・母島におけ2
18）るアカギの林冠占有率 ．
父島

母島

ha
（％）

ha（％）

＊

.（.）.（.）20 ～ 0％.0（0.）.9（.）0 ～ 0％.9（0.2）

.（2.）0 ～ 0％

2.（0.）9.（2.0）

0％以上

.（0.）.（.）

林冠占有率
20％未満

合計
島総面積

0.9（2.）29.（.）2,0.0（00.0）

2,02.0（00.0）＊アカギが 0.ha 以上占有する

図6

76

植生図に基づくアカギの潜在生育地.

17）

ワダンノキ群集、モクタチバナ－テリハコブガシ群
集、ムニンヒメツバキ－モクタチバナ群集が、代償
植生ではムニンエノキ、ウラジロエノキ、ソウシジ
ュ、テリハボクなどの群落が潜在生育地と判定された。植生図に基づき潜在生育地を地図化すると、その面積は 9. ha（全島面積の 9.2％）にのぼり、南と北の細長い岬以外の母島の主要な地域が潜在生育地とされた（図 6）。
2.4 アカギの分布確率と侵入リスクの評価
小笠原のアカギは、林冠ギャップ部において在来樹種に置き換わりながら、分布拡大を続ける過程にある。アカギの生育が可能な潜在生育地を明らかにすることは、今後のアカギが侵入してくる地域、すなわち侵入リスクが高い地域を予測することにな
り、島全域のアカギ駆除計画を立てる上で重要である。これまでの潜在生育地を特定する方法は、既にアカギが侵入した植生タイプを判定し、その分布域から推定するものであった。この方法は、生物指標に基づく方法で信頼性は高いが、分布を規定する環
境要因については解明されない。一方、現在の植物の分布域を環境要因で説明する回帰モデルによって分布を規定する環境要因と潜在生育地を推定する分20）
布予測モデル が近年頻繁に用いられている。しかし、分布拡大過程にある外来種の場合、生育可能でもまだ侵入していないために不在となっている場所があるため、そのモデルによって予測される外来種の潜在分布域・侵入リスクは過小評価となりがちで2）ある 。
上記の問題を解決するために、環境要因と種子源からの距離に基づきアカギの侵入を予測するプロセスを組み込んだモデルを開発し、母島全体を対象と22）
してアカギの潜在生育地と侵入リスクを予測した 。
このモデルでは、現在（200 年）のアカギの分布を従属変数に、環境要因と 9 年のアカギの分布域からの距離を説明変数とした。これは、環境要因で説明される立地の好適性と、種子源からの距離で説明される侵入可能性を同時に説明変数とするモデルである。現在のアカギの分布データとして、空中写
真から作成されたアカギの分布図（図 5b）を用いた。
説明変数である環境要因として、標高、傾斜角度、
集水面積、曲率、地形開度を 0 m メッシュDEMから計算して使用した。もう一つの説明変数である
アカギの種子源からの距離のデータとして、9
0）
年のアカギの分布域 からの距離を使用した。このモデルの予測結果より、アカギの分布を規定する環境要因が評価でき、高標高域で緩傾斜な場所に侵入しやすいことがわかった。
図 7a は、モデルから予測される現在のアカギ分
布確率を示す。アカギの分布確率が高い部分は、現在のアカギ分布域（図 5b）とほぼ一致した。図 7bは、予測された現在のアカギ分布確率から種子供給の影響を排除し、立地環境条件のみに基づくアカギ

地球環境 Vol. No.

図7

モデルで予測されたアカギ分布確率．

（a）アカギ分布域を環境要因と種子供給の効果に基づいて予測，（b）環境要因のみによる予測で，潜在生育地を示す．

の分布確率マップ、すなわち潜在生育地マップである。これはまた、アカギが全島に分布を拡大した将来のアカギの分布確率マップと見ることもできる。
アカギ駆除が行われなければ、将来島全体にアカギ
種子が散布され、生育に適した場所全体にアカギが侵入するだろう。現在のアカギ分布確率（図 7a）と将来のアカギ分布確率（図 7b）を比較すると、将来は乳房山以南で分布確率が顕著に増大、また、東台と西台においても分布拡大が認められた。これらの地域は種子供給不足により、現在アカギの侵入が少ないと予測された。潜在生育地であるがまだアカギの侵入が少ない地域（侵入リスクの高い地域）は、早期にアカギを駆除することにより、少ない手間で広範囲にアカギを駆除することができるので、駆除の優先地域である。
3．アカギの生態と増殖の影響
3.1 アカギの増殖の理由
原産地のアカギは、天然林の多様な林冠構成種の）
一つに過ぎない 。原産地では、乾季の厳しさなど
無機的環境が厳しいこと、競争力のある植物種（成長の早い種、耐陰性のある種、大きくなる種、寿命の長い種）が多いこと、菌害や動物による食害があることなどの要因が、アカギの増殖を妨げていると推定される。一方、小笠原でアカギが増殖する理由として、以下のような点が挙げられる。
アカギ雌木は多量の種子をつけ、種子は母樹の周りに落下する。桑ノ木山のアカギ・在来樹種混交林
2におけるアカギ種子落果量は ,02 粒／m にのぼ
2）った 。さらに、一部の種子はヒヨドリなどにより遠方に散布される。健全な種子の割合は高く（％～ 9％）、外来動物クマネズミや虫による種子食害
2）はほとんど見られない 。母樹付近では、多数の種
子と芽生えが生存する。暗い林内に発生したアカギ

－（2009）

芽生えのうち、2 年後まで生き残ったのは ％であ2）った 。林床では次々に芽生えが発生するので、常に多数の芽生えが生育する。
台風などにより枝葉が吹き飛ばされ一時的に林床が明るくなると、アカギ芽生えは 0 cm 以上の稚樹に成長する。その後、枝葉が回復して林床が暗くなっても、大形の稚樹は長期間生存できる耐陰性をもつ。林冠ギャップでは、アカギはほとんどの在来2）
樹種よりも早く成長する 。この反応には、アカギ
が在来樹種より光変化に対する高い馴化能力をもつ
2）
ことが影響している 。在来の先駆樹種ウラジロエ
ノキやアコウザンショウなどはアカギより成長が早い場合があるが、これらの樹種はアカギほど大きくならないし短命である。
アカギは、最大樹高の点でも在来高木樹種に勝る。
凹地など集水地形で風あたりの弱い場所では、アカギは樹高 2 m 以上、胸高直径 0 cm 以上の大木に成長する。さらに、アカギは萌芽力が旺盛で、高木が強風により倒伏しても枯死せず、幹から萌芽を発生させる。また、伐採や環状剥皮（巻き枯らし）をしても、根株から旺盛に萌芽を発生させる。台風など
により枝葉が折損しても  年以内に回復する。
一方、在来高木樹種の繁殖力はアカギに劣る。たとえば、シマホルトノキは、種子の大部分がクマネ
ズミにより食害を受け、実生の発生数と生存率がア
2）
, 2）
カギに大きく劣る。また、オガサワラグワは、母樹が極めて少なく（弟島・父島・母島の全個体合わ
せて 200 本程度）
、外来樹種シマグワと交雑するため
2）
, 2）
遺伝的に純粋な種子がほとんど散布されない。
モクタチバナは、耐陰性が高く個体数も多いが、アカギに比べ最大樹高が低い。
3.2 アカギ増殖の影響
アカギの増殖は在来の高木樹種や林床植物の生育地を奪う。湿性高木林やムニンヒメツバキ林に侵入したアカギは、在来樹種の林冠木の衰退・枯死に伴い次第に優占度を高め、最終的には下層植生が少ないアカギ純林（図 1）を形成する。アカギが増殖する
桑ノ木山では、稀少種のセキモンノキやオオヤマイ
29）
チジクなどが消滅しつつある 。
アカギがいろいろな密度で混交する林分の毎木調査によると、アカギの樹冠占有率が ％以下の林分では影響は少ないが、％～ ％では在来樹種の種数はあまり減らないものの個体数が減少し、
0％以上になると在来樹種の種数と個体数がともに
0）
著しく減少する 。すなわち、湿性高木林に生育す
る多様な樹種のうち、アカギの占有率増加に伴いウドノキが最初に消え、次いでセンダン、アカテツが消え、最後にはアコウザンショウ、ウラジロエノキ、
モクタチバナなどがわずかに混生するだけになる。
在来林がアカギ林に取って代わられることによって、在来動物の生息環境が破壊されることも予想される。たとえば、絶滅危惧動物のアカガシラカラス
77田中ほか：小笠原におけるアカギの根絶と在来林の再生

バトが採餌するのは、シマホルトノキ、ムニンシロ
ダモ、アコウザンショウ、センダン、モクタチバナ、
アカテツなど在来高木種の種子が多い。
したがって、アカギの増殖により在来高木種が生育地を奪われることで、アカガシラカラスバトの生息環境が破壊される。
4．アカギ純林の伐採後の在来樹種の再生
アカギの駆除は、在来林を再生させることが目的である。アカギの密度が低い森林では、在来樹種の種子や稚樹の密度が高いので、アカギ枯殺後の在来樹種の再生は容易であると考えられる。しかし、アカギが圧倒的に優占する森林（アカギ純林）では、在来樹種の再生が困難なことが危惧されている（図 1）。ここでは、そのような林分のアカギ枯殺後の事例として、国立公園内の長浜の民有地に成立していたアカギ純林の状況を報告する。
長浜の谷沿いに成立するアカギ純林（約 . ha）で）は、200 年に薬剤による枯殺試験が実施された 。
試験に伴い、胸高直径  ～ 0 cm のアカギ 2 本が伐倒され、大規模なギャップが形成された。再生状
況をモニタリングするため、伐採後 2 年 2 か月～ 2
年  か月後に、このギャップ内に 0 m × 0 m のプロットを  か所設定し、樹高 2 m 以上の全ての個体（あるいは幹）の種名、胸高直径（DBh）、樹高を記録した。
2
 プロットを合計した 00 m における樹高 2 m
以上の若木の本数は、合計が 2 本で、そのうちアカギが ％を占めたが、シマホルトノキ、モクタ
チバナ、アコウザンショウがそれぞれ ％以上で多かった（表 2，図 8）。在来樹種は  種が再生しており、このうち先駆性小高木は 2 種（アコウザン
ショウ、ウラジロエノキ）、小高木・低木種は  種（モクタチバナ、シャリンバイ、ムニンネズミモチ、
シマギョクシンカ、オガサワラボチョウジ、アデ
クモドキ）、高木種は  種（シマホルトノキ、アカテ
ツ、ヒメツバキ）であった。平均樹高は 2. m、平均 DBh は 2. cm で、アカギと在来樹種の間の差は
2）余り大きくない。これまでの報告 では、シマホル
トノキなどの遷移後期樹種の再生がよくないことが指摘されてきた。しかし、本調査地では、アカギ純林であったにもかかわらず、シマホルトノキやアカテツの若木が再生した。ここでは、異なる在来樹種が再生しており、密度も高いことから、アカギの若木・稚樹の駆除を数年行えば、在来林に発達すると期待される。この他、桑ノ木山における調査によると、多様な在来樹種の稚樹と埋土種子が報告されて）いる 。
このようにアカギの密度の高い優占林や純林においても、アカギの枯殺後は多様な在来樹種が天然更新する可能性がある。アカギ林冠木枯殺による林内
78

表2 母 島長浜のアカギ駆除試験地における再生木の個体数とサイズ．
種名

本数

樹高

SD

DBh

SD

（no./00m ） （m） （m） （cm） （cm）
2

アカギ

9

.0

0.9

2.

.

シマホルトノキ

2

2.

0.9

2.2

0.9

モクタチバナ



.

.

.0

.

アコウザンショウ

9

2.

0.

2.0

0.

シマシャリンバイ



2.

.0

.

0.

ウラジロエノキ



.

.

2.

.0

アカテツ



.

.

2.

2.

ムニンネズミモチ



2.

0.2

.

.0

シマギョクシンカ



2.0

－

.

－

オガサワラ
ボチョウジ



2.

－

2.

－

アデクモドキ



.0

－

2.0

－



.0

－

.2

－

ヒメツバキ
合計

図8

2

アカギ純林の枯殺伐採地における再生状況（2007年 11 月，長浜）．アカギのほかシマホルトノキ，
アカテツ，モクタチバナ，アコウザンショウなどが再生する．

環境の変化により、在来種の前生稚樹が成長するとともに、埋土種子として土壌に含まれている多くの樹種が発生するだろう。その後も随時、鳥や風により散布される在来樹種の種子から実生が発生することも期待できる。
5．巻枯らし・伐倒による母島のアカギの駆除
関東森林管理局旧東京分局は母島の国有林地域で
2）, ）アカギの駆除事業を 2002 年度から開始した。
アカギの密度が高い桑ノ木山、長浜、雨中沢の地域
で、アカギが優占あるいは混生する森林を在来林に誘導するため、巻き枯らしと伐採によりアカギを減らし、天然更新や植栽により在来樹種の再生を期待する方法がとられた。2002 ～ 200 年度にアカギの巻き枯らし・伐倒が対象地域（0 単位林分、合計面

地球環境 Vol. No.－（2009）

積 2. ha）で実行され、200 年度以降、アカギ再生抑制と在来樹種再生促進の段階に入っている。その施業骨子は、以下の通りである。
アカギ駆除対象地域を約  ha の林分（単位林分）に区分し、単位林分ごとに次の作業を実施する。林
冠を形成すると考えられる胸高直径 20 cm 以上の
アカギについては、
選木して巻き枯らしを実行する。
この際、20 cm 以上の全立木本数に対するアカギの本数割合が 0％未満の場合は全てのアカギに巻き枯らしを行い、0％以上の場合は 0％まで雌木を優先して巻き枯らしを行う。20 cm 未満のアカギは全て伐倒する。その後、毎年アカギの稚樹（高さ 0cm 以上のみ）の抜き取りと萌芽の除伐を実行する。
一部の場所では天然更新が困難な在来樹種の植栽を行う。巻き枯らし実施後、数年経過した時点でモニタリングプロットの毎木調査を行い、森林再生状況に基づき作業の方法やスケジュールを再検討する。
アカギ巻枯らし後の事業地では、林床が明るくな
り、処理 0 か月後にはアカギのほかにアコウザン
ショウ・ウラジロエノキなど先駆樹種、前生稚樹のモクタチバナなどが多数再生した。しかし、遷移後期樹種であるシマホルトノキ、ウドノキなどの再生がどうなるか、注意深く見守って行く必要がある。
アカギの雌木の優先的駆除をうたっていたが、雌木の識別が不十分だったので雌木が残ってしまった。
しかし、全般的にはアカギ母樹の減少により種子供給量は減少したと考えられる。巻き枯らしをした
木や伐採した木の株からは旺盛な萌芽が発生しており、 年後の現在でも萌芽の処理に多くの手間と費用がかかっている。毎年の  ～ 2 回の萌芽駆除を実施してもアカギの株を枯殺することは難しい。萌芽の対策が、アカギ駆除の大きな課題である。また、この駆除事業はアカギの混生する林分を在来林に戻す技術開発を目指していたが、島全体のアカギの根絶に向けての技術開発は課題として残った。
巻き枯らしという方法は、森林の急変を避けるために採用された。しかし、長浜の純林の事例が示す
ように、大きなギャップでも在来樹種の再生は可能である。また、巻き枯らしにより地上部が枯死しても株は枯死せず、旺盛な萌芽が発生する。さらに、
巻き枯らしの処理自体、作業量が多い。以上を考慮すると、採用するメリットはほとんどない。

原でも販売・利用されてきた非選択的な枯殺作用をもつアミノ酸系除草剤である。植物に吸収されると植物体内の物質流動に乗って植物体全体に行き渡り、
成長点のアミノ酸生合成を阻害して植物を枯らす作用があり、土壌中では速やかに窒素とリン酸に分解
）され有害物質を形成しない 。毒物および劇物取締り
法上は、毒性の低い普通物に相当する。本薬剤によ
）
－ ）
るアカギ立木の枯殺法が開発されている。
弟島には、樹高 0. m 以上のアカギが 0 本あっ9）た（図 9） 。稚樹や芽生えは、母樹の周辺に多数見られ、ヤギの食害が認められた。枯殺は、200 年
0 月～ 200 年  月に薬剤を樹幹に注入する方法で行われた。処理木は、2 週間後に落葉が開始し、ヵ月後にほぼ落葉が完了、 ヵ月後には 90％の個体で枯死が確認された。母島の衣舘で実施された同様の試験では、薬剤処理されたアカギ  本が  年後
）に 00％枯死した 。このように弟島では、薬剤を使用して少ない手間でほとんどのアカギを枯殺できた。アカギの母樹はなくなり種子の供給が止まったので、アカギの実生を抜き取れば  年程度でアカギは根絶されると考えられる。

6．薬剤による弟島のアカギの駆除

7．アカギの全島根絶に向けた管理システム

個体数の多い父島や母島でアカギの根絶を実現可能にするためには、効率的な枯殺法を採用することが不可欠である。弟島を対象に、環境省が 200 年から薬剤を用いたアカギ根絶の実証試験を開始した。枯殺のための薬剤には、世界的に広く使われている除草剤のグリホサートアンモニウム塩（商品名、ラウンド
アップハイロード）が使用された。この薬剤は、小笠

アカギの増殖する小笠原の森林に対する管理指針），0）が提案されている。ここでは、民有林も含めた
全島的森林管理の必要性、森林管理についての合意形成の重要性、保全事業とモニタリングを組み合わせる順応的管理の重要性が示された。しかし、全島根絶に向けての空間的な管理指針については示されていない。200 年に小笠原の自然環境の保全と再図9

弟島におけるアカギ個体の分布

．

18）

79

田中ほか：小笠原におけるアカギの根絶と在来林の再生

図 10

アカギの全島根絶に向けた管理システム．

生に関する基本計画が作成され 、この中に、関係機関と関係者の合意の上でアカギ駆除に関する方
針・手法・課題が示された。
母島や父島に広がったアカギの占有面積の広さ
や、旺盛な繁殖力をみるとアカギの根絶は不可能に思えるかもしれない。しかし、弟島のアカギ根絶の事例が示すように、薬剤を使って一度の処理でアカ
ギを確実に枯殺し、実生を抜き取れば、根絶は可能であろう。弟島は、アカギの密度が低かったことが根絶を容易にした。低密度地域から駆除を実施する
ことにより、少ない駆除作業量で広い地域のアカギ根絶ができる。また、アカギの密度が低いところは
在来樹種が多く残っているので、アカギ駆除後の在来樹種の天然更新が容易である。そこで、母島を念頭にアカギを根絶し、在来林を再生させる管理シス
テムを考案した（図 10）。
まず、駆除地域の優先順位を含む基本計画策定から始める必要がある。参考資料は、アカギの分布図（図 5）、重要な在来種の分布図、植生図、アカギの潜在生育地マップ（図 6，図 7）、保護区や土地所有のマップなどである。
これらの地図を重ね合わせて、アカギの侵入リスクの高い場所、生物多様性保全上重要な場所、駆除作業の効率の良い場所などを考慮して、アカギ駆除地の優先順位を決め、ゾーニングを行う。
対象地域内を同一作業を行う単位林分に区分し、林分調査を行い、森林動態をモニタリングするための調査区を設定する。効率的にアカギを根絶するために、枯殺木の選定は特に重要である。林分調査デ）82ータに基づき、枯殺するアカギを選定する。アカギの密度が低い場合は、全個体の枯殺が可能である。
アカギの密度が高い場合は、森林の急激な変化を避けるため、一部のアカギの枯殺にとどめざるを得な
いが、雌木は完全に枯殺し種子の供給を断つことが重要である。残るアカギ雄木は、在来樹種の再生を待って枯殺し根絶する。アカギの雌雄性は、直径2 cm 以下で非開花木が圧倒的に多く、直径  cm
以上で非開花木は少なく雌雄ほぼ同数となり、直径）
22 ～  cm ではその中間の傾向を示す 。直径 2
cm 以下の小径木は、駆除の際に残すとその後急速に成長し、雌雄性が発現し、雌木は多量の種子を生産する。したがって、小径木は全て枯殺することが、アカギの増殖を抑制する上で効果的である。
次に、アカギの枯殺を実行する。アカギ立木に薬剤を注入すると約  か月で枯死する。人の立ち入りのある個所では、枯死後の落枝がまだ起こりにくい
時期に早めに伐倒することが望ましい。アカギ枯殺により林内が明るくなり、アカギや在来樹種の稚樹や萌芽の成長が促進される。萌芽を発生するアカギの株は薬剤処理により枯殺し、実生は抜き取ること
でアカギの再生を抑制する。なお、アカギは雌雄が）変化することがある 。アカギ枯殺作業後も、アカギの雌木が発見されれば、早急に枯殺することが望ましい。このようにしてアカギを根絶した地域を広げていくことで、アカギの分布域を狭めていける。
在来樹種の再生には天然更新を基本とすべきである。アカギ枯殺後は、アカギの再生を抑制する作業だけを行い、巡視やモニタリングによって天然更新を監視することが重要と考える。植栽は、樹木の遺伝的な撹乱の危険性があり、また、育苗や植栽の費用負担が大きい。数年に一度、監視の結果を検討し、管理法を修正する順応的な管理が必要なことは言うまでもない。
全島の根絶にかかる時間は、高密度地域のアカギをどのくらいで根絶できるかにかかっていると考えられる。高密度地域では、 度目のアカギ枯殺の後、在来樹種の再生を待って 2 度目の枯殺でアカギを根絶させる。在来樹種の再生に要する時間は正確にはわからないが、戦後から返還されるまでの 2 年間に戦前の畑が森林化したことを参考にすると、20年後を根絶の目標にできると考えられる。
謝

辞

本研究は環境省の地球環境保全等試験研究費（公害防止試験研究費）「小笠原諸島における帰化生物の根絶とそれに伴う生態系の回復過程の研究」の支援を受けた。取りまとめにあたり、環境省関東地方環境事務所と関東森林管理局東京事務所には分布図を提供していただいた。

地球環境 Vol. No.

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年から小笠原の侵略的外来樹種アカギの駆除と生態の研究に関わるようになり、そのかたわら沖縄、台湾、フィリピン、ミャ
ンマー、インドなど原産地のアガギも観察してきた。林野
庁小笠原諸島森林生態系保護地域保全管理委員会や環境省
小笠原諸島世界遺産候補地科学委員会の委員。森林総合研
究所主任研究員。

深澤圭太

Keita FUKASAWA

200 年に筑波大学第 2 学群生
物資源学類を卒業、現在は横浜国立大学大学院環境リスクマネジマ
ント専攻、博士課程後期 2 年次（D2）。大学在学中より小笠原諸島母島の侵略的外来樹木アカギを対象に研究を続けている。アカギの分布適地や分布拡大速度を分布図の時間変化から推定する手法を開発し、それによる将来予測からアカギ管理の空間的優先順位を提案した。樹木の種子散布、成長、枯死などのプロセスを統合した森林動態モデルを構築し、それによる外来樹木管理の影響評価手法の確立を目指している。

大津佳代

Kayo OHTSU

東京農業大学林学科卒業。技術士（森林部門）。
（社）日本森林技術協会勤務。森林をフィールドとした様々な調査研究業務に広く携わる。特に近年、小笠原におけるアカギなどの外来種対策を軸とした自然再生事業に力を注いでいる。
母島からのアカギ根絶達成を目標に、足しげく母島に通い、アカギの枯殺処理にいそしんでいる。

84

90, 99-0.

野口絵美

Emi NOGUCHI

鳥取大学農学部森林生産学講座
卒業後、平成 2 年に（社）日本森林技術協会に入社。入社後、空中写真や衛星画像を用いた森林衰
退、土地利用、竹林の分布・拡大状況等の時系列的把握調査や、シベリアのエニセイ川流域における森林現存量調査、野生動物の生息環境整備方策策定調査、
小笠原の母島石門における外来植物（アカギ）除去計画調査等に従事、現在に至る。

小池

文人

Fumito Koike99 年長野県生まれ。千葉大
学・京都大学出身。生物群集について野外調査と理論的な研究を同時に行っている。90 年代より
森林群集内での樹木の樹冠の成長を増殖と拡散の過程としてモデル化し、林冠の状態を地上からの写真をもとに逆問題として求める手法も開発した。990 年頃
からは種の生態特性の統計的な解析から、種のリストと生態特性があれば、種間競争の結果として成立する群集を予測できるようになった。横浜国大赴任後は都市近郊の自然を研究する機会も増え、景観生態学や外来生物も研究の柱になってきたが、樹冠の発達モデルと類似した空間生態学
や、生態特性からの群集予測の研究は重要な基礎となっている。