大雪山国立公園における高山植生変化の現状と生物多様性への影響
Current changes in alpine vegetation and their impacts on biodiversity
in the Daisetsuzan National Park
川合 由加・工藤岳＊

Yuka KAWAI and Gaku KUDO＊

北海道大学地球環境科学研究院
Faculty of Environmental Earth Science, Hokkaido University

摘要

大雪山国立公園は日本最大の国立公園であり，そこでは豊富な積雪が作り出す融雪
時期の違いが高山生態系の生物多様性を生み出す原動力となっている。近年，大雪山
五色ヶ原では，湿生お花畑の消失とチシマザサの拡大が進行している。その原因として，融雪時期の早期化と土壌乾燥化が考えられる。湿生お花畑を代表するエゾノハク
サンイチゲの急速な個体群衰退メカニズムと，チシマザサ拡大がもたらす生態学的影
響を明らかにした。また，チシマザサの拡大を抑制する植生管理手法として，刈取り処理の有効性を検討した。

キーワード：気候変動，高山湿性草原，高山植生，生物多様性，チシマザサ
Key words：climate change, alpine snow meadow, alpine vegetation, biodiversity,
Sasa kurilensis

1．はじめに
我が国の山岳生態系は，世界有数の豪雪地帯に位置する。そこでは，冬期の季節風と複雑な山岳地形
によって作られる積雪分布の不均一性によって，多様な立地と植生パターンが形成されている。高山生
態系では，わずかな地形，融雪時期，土壌水分環境の違いを反映した，多様な植物群集のモザイク状構
1）造が見られる 。気候変動による気温上昇や降水量の変動は，融雪時期の早期化，生育期間の延長，生育期の温度上昇などの環境変化をもたらし，高山植
生のモザイク構造を変化させる可能性がある。近年の気候変動と連動して，世界各地の高山生態系にお
2），3）
。最も一
いて急速な植生変化が報告されている
般的な植生変化は，高標高への低地性植物の侵入と
4），5）。また，気候変動の
低木植物の分布拡大である
影響は生育地タイプによって異なり，雪解けの遅い場所に成立する植物群落は，環境変化に対して特に
6），7）。
脆弱であることが指摘されている
気候変動下での植生変化は，個々の植物種が生育環境の変化に対して分布域を変化させる応答として理解できる。一方で，特定種の分布拡大が既存の植物種の衰退や絶滅を引き起こす可能性もある。植物には環境改変作用があり，局所的な積雪分布の形
成，強風の緩衝作用，土壌形成の促進など，微環境を変化させる。厳しい気候環境にある高山生態系では，異なる植物種が寄り添って生育することで環境ストレスを緩和し，ある植物の存在が他の植物に有8）利に作用する促進作用（facilitation）
が生じやすい 。
促進作用は多種共存を可能にし，多様性の増加を促す。しかし，環境ストレスが緩和されると，促進作
用は競合作用（competition）へと変化し，光・養分・生育スペースなどの資源を巡る競争の結果，弱者が9）排除されて多様性の低下が起こる 。温暖化などの気候変動が，高山環境の気候ストレスを緩和するように作用するのであれば，植物種間競争を激化させ，高山植生の種多様性が低下する可能性がある。
この予測は，高山・極地生態系における野外温暖化
10），11）。
実験によっても導かれている
近年，北海道大雪山国立公園では急速な高山植生の変化が進行している。最も顕著な例は，高山湿性草原（いわゆる湿生お花畑）の衰退と，チシマザサ
12）（Sasa kurilensis）の分布拡大である 。大雪山国立公園中部に位置する五色ヶ原は，かつて広大なお花畑が広がる高山湿性草原であった。ところが 1990
年以降に主構成種のエゾノハクサンイチゲ（Anemone
narcissiflora ssp. sachalinensis）が急速に衰退し，現在ではほとんど見られなくなっている（図 1）。消失
したエゾノハクサンイチゲ個体群の大きさは，少な
くとも長さ 500 m，幅 200 m に及ぶ（工藤，未発表）。

受付；2013 年 11 月 26 日，受理：2014 年 2 月 4 日＊〒 060-0810 札幌市北区北 10 条西 5 丁目，e-mail：gaku@ees.hokudai.ac.jp
2014 AIRIES

23

川合・工藤：大雪山国立公園における植生変化

図1

大雪山五色ヶ原（標高 1,750 m）の湿生草原の植生変化．

1990 年代前半まではエゾノハクサンイチゲの群生地であったが，その後エゾノハクサンイチゲ個体群は衰退し，イネ科植物が優占する草原へと変化した（工藤撮影）．

さらにこの地域では，チシマザサの占める面積が過去 30 年間で 47％も拡大し，高山湿性草原へのササの侵入が顕著である。大雪山のような原生自然地域
における急激な植生変化は，気候変動が関係している可能性が極めて高い。
世界各地の山岳地域で融雪時期の早期化と積雪期
13），14）。大雪山でも同様間の減少が報告されている
15）
で ，ヒサゴ沼雪渓では 10 年あたり 4.1 日のペースで雪解けの早期化が進んでいる（本特集，工藤の16）章参照） 。雪解けが早まると融雪水の供給期間が短縮され，土壌乾燥化を起こしやすい。また，生育期間の延長により，新たな植物が侵入する可能性がある。大雪山で見られる植生変化も，積雪環境の変化が関与していると考えられる。本稿では，我々が大雪山でこれまで行ってきた高山植物個体群の追跡調査に基づく湿生お花畑消失のメカニズム，環境計測やササ刈取り実験に基づくチシマザサの分布拡大メ
カニズム，ならびに生物多様性への影響について解説する。
2．お花畑の消失
2.1 融雪時期と土壌水分環境
高山湿性草原（alpine snow meadow）では雪解け水24の供給により湿潤な土壌環境が維持されており，チ
シマノキンバイソウ（Trollius riederianus）・ミヤマ
バイケイソウ（Veratrum album）・ミヤマキンポウゲ（Ranunculus acris var. nipponicus）・ナガバキタアザ
ミ（Saussurea riederi ssp. yezoensis）など比較的草丈の高い草本植物が群生することから，高茎草原とも呼ばれる。一般には，湿生お花畑と総称されることが多い。高山湿性草原が形成されるのは比較的雪解
けが遅く，土壌の発達した立地であり，大雪山系ではハイマツ低木群集と雪解けが遅い雪田環境（snowbed）の中間に現れる。キンポウゲ科エゾノハ
クサンイチゲは高山湿性草原に見られる典型的な植物であり，7 月上旬から下旬にかけて白い花を一斉に咲かせる。先に述べたように大雪山五色ヶ原は，
かつて広大なエゾノハクサンイチゲ群生地であったが，1990 年前半に急速に消失してしまった。その後には，ミヤマヌカボ（Agrostis flaccida）などのイネ科草原に置き換わっている。このような急速な植生変化の要因として，雪解けの早期化に伴う土壌乾燥化が考えられる。
高山湿性草原に生育する植物にとって，融雪時期
は生育期間や開花時期を規定する重要な要因である。それに加えて雪解けの早期化は，土壌水分の低下を引き起こし，高山植物の乾燥ストレス（乾燥に17），18）。融雪時期
よる生理活性の低下）を増大させるが土壌水分環境に及ぼす影響を調べるために，五色ヶ原から 3 km ほど離れた化雲岳南斜面のエゾノハ
クサンイチゲ生育地で，雪解けの早い場所（サイト
A：雪解け日＝ 6 月 8 日），中程度の場所（サイト
B：6 月 20 日），遅い場所（サイト C：7 月 4 日）に
土壌水分計を設置し，雪解け後の土壌含水量（体積含水率）の季節変化を計測した（図 2A）。その結果，夏期の土壌水分率は雪解けの早いサイト A で最も低く，雪解けの遅いサイト C で最も高かった。雪解けの早期化は土壌含水率を低下させ，植物の乾燥
ストレスを起こしやすいことが分かる。
2.2 エゾノハクサンイチゲの分布変化と個体群構造
近年の気候変動は，エゾノハクサンイチゲの分布域や個体群構造をどの程度変化させているのだろうか。各サイトにおけるエゾノハクサンイチゲの植被率を 1988 年と 2012 年に比較した結果を図 2B に示す。各サイトに設置した方形区の場所は両年で異なるので，植被率の増減を厳密に比較することはでき
ないが，1988 年には雪解けの遅いサイト C にエゾ
ノハクサンイチゲは生育していなかったが，24 年
後の 2012 年には分布が確認されている。雪解けの遅い場所へと分布域の移動が起きているのが分かる。
2012 年時点でのエゾノハクサンイチゲの個体密
2
度は，サイト A が 71 個体 /m ，サイト B が 126 個
22
体 /m ，サイト C が 49 個体 /m であり，雪解け傾度に沿った分布の中心は，サイト B である。エゾ地球環境 Vol.19 No.1

23−32
（2014）

図3

各サイトで 2010 年に計測したエゾノハクサンイ
チゲの個体サイズの分布．

個体サイズは葉数に基づいて分類した．繁殖ステージはピンク色で示した．各サイズクラスの頻度は 3 つの方形区（方形区サイズ＝ 1 m2 ）の合計値．

図 2 （A）大雪山系化雲岳のエゾノハクサンイチゲ生育
地 で，雪 解けの 早 いサイト A（平 均 雪 解け日＝
6 月 8 日），中程度のサイト B（6 月 20 日），遅い
サ イト C（7 月 4 日 ）で 2011 年 に 計 測 し た 土 壌
体積含水率の季節変化．
（B）各サイトで 1988 年と 2012 年に計測したエゾノハクサンイチゲの植被率．

植生調査は 1 m2 の方形区を 20 箇所に設置し，植物社会学的手法（Braun-Blanquet 法）に従い得られた被度階級を百分率の中央値で置換した．

ノハクサンイチゲは成長に従い葉数を増し，ある葉
数（4 ～ 5 枚）以上に達すると開花し，繁殖ステージへと移行する。多回繁殖を行う多年生植物なので，一度繁殖ステージに達した後でも何らかの理由によりサイズの低下が起こると，再び繁殖ステージから栄養成長ステージへ戻る場合もある。各個体群のサイズ構造を比較すると（図 3），雪解けの早いサイト
A では大型の個体が少なく，繁殖ステージ個体の割
合は 4％と低い。サイト B の繁殖ステージ個体の割
合は 8％であった。雪解けの遅いサイト C では，個体群の規模は小さいにも関わらず繁殖ステージ個体の占める割合は 13％と最も高い。
新規に加入した実生の割合は，サイト A が平均 8％と低かった。一方で，サイト B の実生割合は 20％と高く，繁殖ステージ個体と実生個体が多い二山型の個体群サイズ構造をしている。サイト C についても，実生割合は 17％と高く，安定した実生供給があることが分かる。すなわち，融雪時期の違いはエゾノハクサンイチゲ個体群構造と密接に関係しており，雪解けの早期化は個体群の成長と繁殖活性を低化させると考えられる。特に最近定着したサイト
C 個体群で高い成長と繁殖能力を示していることは，近年の環境変化がエゾノハクサンイチゲの個体
群動態に強く作用していることを示している。
2.3 エゾノハクサンイチゲの個体群変動予測
融雪時期の変化がエゾノハクサンイチゲの個体群
動態をどのように変化させるのかについて，シミュレーションによる予測を試みた。まず 2009 年から2012 年にかけて行った個体追跡調査の結果より，サイズに基づいて 4 つの生育段階クラスに区分し，サイト A，B，C の個体群についてそれぞれ推移行
列を作成した。推移行列というのは，各サイズクラスの個体が翌年にどのサイズクラスに移行するのか，同じサイズクラスに留まるのか，あるいは死亡するのかを確率として示した一覧表である。推移行
列を用いた個体群動態の解析は，繁殖力が個体サイズにより大きく変化する植物において，一般に用い19）られる手法である 。近年，大雪山における融雪時
期は，大きな年変動を経て早期化へ向かっている
16）（本特集，工藤の章参照） 。したがって，現実に即したシミュレーションでは，融雪時期の年変動を加味したモデルの構築が必要である。
4 年間の調査期間において，2011 年はサイト Aの雪解けが例年に比べて遅かったが，それ以外の年は大体平均的な雪解けであった。そこで，環境変動を 2011 年並の雪解けの遅い年が 10 年に 1 度の頻度
25

川合・工藤：大雪山国立公園における植生変化で起こると仮定し，推移行列モデルによる個体群動態のシミュレーションを行った。実生数はポアソン分布に従い，その他の生育段階のパラメータは二項分布に近似するとして，乱数を発生させて計算した。初期値を実生 30 個体からスタートさせ，50 年間の個体群成長（個体数の増減）を計算し，これを1,000 回繰り返した。
シミュレーションの結果，50 年後の個体群サイ
ズは，サイト A で平均 61 個体，サイト B で 95 個体，サイト C で 164 個体と推定された（図 4）。すな
わち，最近になって個体群の定着が起きたサイト C
で，最も個体群成長が早いと予測された。この結果
は，現在の雪解けの状態が続いた場合，エゾノハク
サンイチゲの分布域は雪解けの遅い場所へ移動する可能性を示している。
一方で，50 年間に個体群が消失する絶滅確率は，
サイト A で 7.8％，サイト B で 5.2％，サイト C で5.2％であり，全ての個体群で 10％以下と推定された。すなわち，モデルで仮定した積雪環境であれ
ば，調査を行った個体群は存続できる可能性が高い。実際，化雲岳個体群では，図 2 に示すように雪解けの早いサイト A でも植被率は増加傾向にあり，五色ヶ原で観測されたような個体群消失は起きていない。したがって今回の解析結果は，化雲岳地域に

図4おけるエゾノハクサンイチゲの個体群動態の現状をよく反映したものと判断できる。
年変動を伴った積雪環境の変化に対して，個体群がどのように応答するのかを定量的に予測するのは難しい。推移行列のパラメータは個体群間で異なる
上に，同一個体群であっても年変動が大きく，その違いが個体群動態予測を大きく左右する場合があるからである。しかし，このようなシミュレーション
により，融雪時期の変化が高山植物の個体群動態に及ぼす影響の重要性を十分認識できる。五色ヶ原で1990 年代に起きたエゾノハクサンイチゲ群生地の消失は，雪解けの早期化に伴う土壌乾燥化が水分ストレスを増大し，成長と繁殖活性を低下させ，次世代の定着が制限されたために生じた可能性が高い。
五色ヶ原で確認された大規模かつ急速な植生変化
は，大変衝撃的な事実である。しかし一方で，このような個体群の消失が大雪山系の広い範囲で頻繁に起きている訳ではなく，また，エゾノハクサンイチ
ゲが急速に絶滅に向かっていることを意味するもの
でもないことに注意が必要である。五色ヶ原は，大雪山系で最大の高山湿性草原である。積雪の溜まりやすい南東向き斜面に広がった比較的平坦な地形
が，高茎草本植物の生育に好適な環境を作り出している。種組成の急速な変化の背景として，土壌水分各サイトにおける推移行列モデルによるシミュレーション結果．

30 個体の実生ステージより開始し，50 年間の個体群成長を求めた．1,000 回の反復を行ない，個体群の生存確率ならびに個体群成長（最終個体数，平均値 ±SD）を算出した．図では便宜的に 100 回分の結果を表記した．

26

地球環境 Vol.19 No.1

状態が融雪時期の早期化に伴い大きく変化してしまう，極めて脆弱な立地環境であったことが大きい。
先に述べたように，五色ヶ原近隣の化雲岳周辺では，エゾノハクサンイチゲは雪解けの遅い立地へと分布をシフトさせている。しかし，このような分布
シフトは五色ヶ原では確認されていない。したがって，気候変動によって大雪山系のエゾノハクサンイ
チゲ個体群がすべて同じ挙動を示すのではなく，局所的な個体群消滅が起こる立地もあれば，分布シフ
トにより個体群が維持される立地もあるということである。その違いは，気候変動に対する生育環境の安定性の違いを反映したものであろう。いずれにせよ，気候変動に伴う積雪環境の改変は，湿生お花畑の存続に重大な影響をもたらすことは疑いない。
3．チシマザサの拡大と多様性への影響
3.1 チシマザサのバイオマスと群落構造
チシマザサは中部以北の多雪地域に生育し，ササ
20）
属植物の中で最も高標高まで分布する 。分布域中心の森林帯では稈高が 1.5 ～ 3 m に達するが，気候条件の厳しい高山帯では 0.3 ～ 1.2 m 程度である場合が多い。それでも高山植物群落の中では突出して草丈が高い植物である（図 5）。地下茎を発達させ密生クローン集団を形成し，ひとつのクローンパッチ
が全長 150 m 以上に達することもある。発達した
2クローンは稈高 1 m，桿密度 100 本 /m 以上の高密12）度パッチになる 。地上部のバイオマスは稈高約2
0.8 m の集団で 2.1 ～ 2.4 kg/m に達する。発達した高山草本植物群落の地上部バイオマスは一般に
221）100 ～ 400 g/m であり ，ヨーロッパアルプスの亜高山帯で計測されたコケモモ（Vaccinium vitis-idaea）
，

図5

23−32
（2014）

ガンコウラン（Empetrum nigrum），クロマメノキ（Vaccinium uliginosum）などの矮生低木群落のバイ
2
22）
オマスは 1.2 kg/m である 。これらと比較しても，日本の高山帯におけるチシマザサ集団のバイオマスが極めて大きいことが分かる。
3.2 チシマザサの被圧効果と種多様性発達したチシマザサ集団の葉面積指数は，大雪山
高山帯では 3.9 ～ 5.0 程度であり，山地帯のチシマ
23）
ザサ集団（葉面積指数約 5）とほぼ同程度である 。
発達したササ集団の下層部では，相対光強度は数パーセント以下にまで低下する。一般に高山植物は強光環境下で生育しており，厳しい気象環境に適応した草丈の低い生育型を有しているため，光を巡る競24）
争には弱い 。チシマザサの分布拡大が進行している場所で，チシマザサの発達具合（稈高と稈密度）とチシマザサによる遮光効果，高山植物種数の関係を調べた結果を図 6 に示す。チシマザサの発達に伴う光の減衰は顕著であり，相対光強度の低下に伴い構
成種数は急速に減少し，種多様性が低下する傾向が明らかである。したがって，チシマザサの分布拡大により植生の階層構造が形成され，下層に位置する
高山植物が被圧ストレスを受け，競争的排除により種多様性が低下すると予想できる。さらに，バイオマスの大きな植生構造が形成されることにより，リ
ター供給量が増大し，地表に厚いリター層が形成される。植生高の低い高山植物種は，リターによる被圧ストレスも加わり，生存が難しくなるであろう。
3.3 チシマザサ拡大のメカニズム
大雪山国立公園においてチシマザサの分布が拡大している原因として，融雪時期の早期化があげられる。チシマザサは本来，多雪地域に分布するササであり，越冬芽が地上茎に作られるために冬期の凍害

チシマザサの分布拡大が進行している湿生草原（五色ヶ原）における主構成種の草丈の比較（2008 年計測データより）．平均値を点で，最大－最小高を線で示した．

27

川合・工藤：大雪山国立公園における植生変化

図6

チシマザサの高さと 1 m2 あたりの出現種数の関係（左）とササ葉群層下部の相対光強度と出現種数の関係（右）．
ササの侵入と発達に伴い，被圧ストレスが急増し，多様性が減少する．

図7

ササ密生区とササ刈取り区における地下 10 cm の土壌含水率の季節変化（2012 年計測）．

ササ密生区では一般に土壌含水率が低く，季節変動が激しい．ササ刈取り区では土壌含水率は比較的高い状態で安定する．
ササの蒸散による土壌水分の吸い上げが土壌乾燥化を促進する．

を回避するために冠雪による保護が必要である 。
高山生態系でチシマザサが生育可能な環境は限られている。ほとんど積雪のない風衝地環境では，雪による保護を受けられないのでチシマザサは生育できない。一方で，遅くまで積雪が残る雪田環境では，生育期間が短く，また融雪水の供給により土壌が過湿状態になるために，やはり生育には適さない。高山生態系における生育可能な立地は，冬期には十分な積雪による保護を受けられ，夏には早く雪が解けて土壌が過湿状態にならないような環境である。過去 30 年間のチシマザサの分布変化を見ると，雪田
環境への拡大が明らかであるが，特に台地状の水はけの良い立地で顕著である（本特集，金子らの章参25）照） 。雪解けの早期化により分布可能域が広がり，地下茎の拡大によりクローン集団を拡大させていると思われる。
一旦チシマザサの分布拡大が始まると，葉の蒸散作用により土壌からの水分吸い上げが加速され，土壌は乾燥化する。チシマザサ密生地では土壌含水率20）28の季節変動が激しいが，刈取りを行うと土壌含水率
が 5％～ 10％上昇し，季節変動も小さくなることが確かめられている（図 7）。これは，雪解けの早期化
がチシマザサの分布拡大を促し，チシマザサ自身の蒸散作用によりさらに土壌乾燥化が加速するという，正のフィードバック機構の存在を示唆するものである。その結果，ササが一旦定着すると，気候環境が戻ってもチシマザサが植生の安定相として持続するという，レジームシフトが起こり得る。チシマ
ザサ優占群落への植生変化は，本州中部山岳域でも報告されている。群馬・新潟県境にある平ヶ岳湿原
では，近年の暖冬と少雪化により乾燥化が進み，約30 年間で湿原の面積が 10％縮小し，チシマザサ草
26）
原へ置き換わっている 。同様の植生変化が全国各地の高山帯で進行している可能性があり，早急な状況把握が必要である。
3.4 ササの拡大をいかに管理するか？
チシマザサ分布拡大による高山植生の種多様性減少を軽減する手法として，2008 年よりササ刈取り

地球環境 Vol.19 No.1

実験を五色ヶ原で行っている（図 8）。その成果の一部を紹介する。2008 年 8 月下旬にチシマザサ密生
地と未侵入地（チシマザサパッチの末端部）に5×5 mの調査区を設定し，すべてのチシマザサの地上部を根際より刈取った。ササを除去した後に生存していた高山植物はごくわずかであった。その後，毎年1 回新たに出芽したチシマザサのシュートを刈取る
処理を繰り返し，その後の植生回復の経年変化をチシマザサ未侵入地と比較した結果が図 9 である。

23−32
（2014）

刈取り区に生育する高山植物種は，刈取り処理翌年にはわずか数種であった。しかし，種数は 5 年後には 10 数種に達し，植被率も大きく向上した。種多様度指数も急速に増大し，チシマザサ未侵入地の植生に近づいてきている。顕著な増加を示した種は，
高山湿性草原群落に典型的なチシマノキンバイソウ・
ナガバキタアザミ・イトキンスゲ（Carex hakkodensis）
・
ショウジョウスゲ（Carex blepharicarpa）などであり，
本来の植生への回復が進行していることが確認できた。
この実験結果は，チシマザサの分布拡大により引き起こされた高山植生の衰退が，人為的なササの除去によって回復する可能性を示すものである。従来，原生自然公園における生態系保全の基本的な立場は，極力人為的な影響を排除することに主眼がおかれてきた。一方で，人類の生産活動の関与の可能性が極めて高いとされる近年の気候変動によって，原生環境にある生態系が急速に変化しているのも事27）
実である 。気候変動に伴う生態系変化や生物多様性の低下に対して，人為的な保全対策を行うべきかどうかについて，早急の議論が必要であろう。山岳
生態系の生物多様性を保全するための管理手法として，ササ刈取りの有効性を検討する価値は高いと考
えられる。
4．まとめ

図8

五色ヶ原におけるチシマザサ刈取り実験．

刈取り前は高さ 70 cm 以上のササ密生地で，刈取り翌年にはほとんど他の植物は繁茂していなかった．その後急速に植生回復が進み，5 年後にはかなりの回復が見られた．黄色い花はチシマノ
キンバイソウ（工藤撮影）．

気候変動がもたらす高山植生の変化は，生育環境の改変に伴う直接的な植生応答，生物間相互作用に伴う間接的な影響，そして撹乱による植生崩壊などがある。気温上昇に伴う植物の標高変化，雪解けの早期化による生育期間の延長や土壌乾燥化によって引き起こされる分布域の変化は直接的な応答であり，エゾノハクサンイチゲの衰退やチシマザサの分
布拡大はその典型例と考えられる。間接的な影響は，チシマザサやハイマツ（Pinus pumila）などのバ
イオマス・植生高の大きな種の拡大により，他の高山植生が衰退する変化である。ササの密生集団の形
成は，被圧による高山植生の種多様性減少をもたらすことが明らかにされた。一方で，ササ刈取りにより比較的短期間で植生回復が見られたことから，分布拡大種の人為的な除去が高山生態系における植生管理手法として有効であることが確かめられた。
また，今回取り上げていない深刻な植生変化として，集中豪雨の頻発に伴う土壌浸食や流失による植生崩壊がある。土壌浸食は，登山者の増加などの人為的影響により加速する可能性があり，表大雪山系の登山道では大規模な植生崩壊が生じている（図 10）。人為的インパクトを軽減する対策も，気候変動との関連性から検討していく必要があるだろう。

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川合・工藤：大雪山国立公園における植生変化

図9

チシマザサ刈取り後の植生回復の経年変化．

シャノンの種多様度指数（上）と，1 m2 あたりの出現種数（下）の経年変化をササ未侵入区と比較した．刈取り 5 年後には種多様性がかなり回復し，ササ未侵入区の多様度に近づいてきた．グラフの箱ヒゲ図は，データの 10，25，50，75，90％の分布範囲を示す．

引用文献
1）Nagy, L. and G. Grabherr（2009）The Biology of
Alpine Habitats, Oxford University Press, Oxford.
2）Grabherr, G., M. Gottfried and H. Pauli （1994）
Climate effects on mountain plants. Nature, 369, 448.
3）Gottfried, M., H. Pauli, A. Futschik, M. Akhalkatsi,
P. Barančok, J.L.B. Alonso, G. Coldea, J. Dick,
B. Erschbamer, M.R.F. Calzado, G. Kazakis, J. Krajči,
P. Larsson, M. Mallaun, O. Michelsen, D. Moiseev,
P. Moiseev, U. Molau, A. Merzouki, L. Nagy,
G.
図 10

集中豪雨によりブロック状に土壌崩壊が起こり，急速な植生破壊が進行している大雪山の登山道（2011 年 7 月 18 日，工藤撮影）．

Nakhutsrishvili,

B.

Pedersen,G.

Pelino,M. Puscas, G. Rossi, A. Stanisci, J.P. Theurillat,
M. Tomaselli, L. Villar, P. Vittoz, I. Vogiatzakis andG. Grabherr （2012） Continent-wide response of
mountain vegetation to climate change. Nature
Climate Change, 2, 111-115.

謝辞4）Pauli, H., M. Gottfried, S. Dullinger, O. Abdaladze,
M. Akhalkatsi, J.L. Benito Alonso, G. Coldea, J. Dick,

本稿は，環境省の環境研究総合推進費（D-0904）の支援を受けて行った研究成果に基づいたものである。環境省北海道地方環境事務所，十勝西部森林管理署，北海道教育庁には，調査許可に関する便宜を図って頂いた。実際の調査に際しては，本研究室の青島佑太，雨谷教弘，石岡亮さんのご協力を頂いた。ここに記して謝意を表する。

B. Erschbamer, R. Fernández Calzado, D. Ghosn,
J.I. Holten, R. Kanka, G. Kazakis, J. Kollár, P. Larsson,
P. Moiseev, D. Moiseev, U. Molau, J. Molero Mesa,
L. Nagy, G. Pelino, M. Puşcaş, G. Rossi, A. Stanisci,
A.O. Syverhuset, J.P. Theurillat, M. Tomaselli,
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川合

由加

Yuka KAWAI

信州大学農学部卒業後，北海道大学大学院環境科学院博士前期・後期過程終了。
博士（環境科学）。専門は植物生態学。主に北海道の大雪山をフィールドとして植物の生活史，訪花昆虫との相互作用，個体群動態を研究。時々，北海道を飛び出して各地の山で植生調査もする。長野在住時に登山を始め，北海道で冬山も楽し
むようになる。北海道大学地球環境科学研究院博士研究員。

32

工藤

岳

Gaku KUDO

1962 年，東京都生まれ。北海道大学
地球環境科学研究院准教授。東京農工大
学農学部卒。北海道大学大学院環境科学研究科博士課程修了。
専門は植物生態学，
送粉系生態学，気候変動と生態系応答。
山岳生態系や冷温帯林で植物の繁殖生態，送粉系を巡る生物間相互作用，
気候変動に対するフェノロジー応答などを研究。
大雪山での高山生態系調査は，1987 年より継続しているラ
イフワーク。主な著書に，『大雪山のお花畑が語ること：高山植物と雪渓の生態学』（京都大学学術出版会），『高山植物の自然史－お花畑の生態学』（北大図書刊行会，編著），『Ecology
and Evolution of Flowers』（Oxford University Press，
共著）など。