土地農業化衝擊生物多樣性英國如何以生態補貼政策復育小辮鴴

2018年07月17日

文：林大利

目前全球大約40%的土地為農業用地，土地農業化（agriculturalization）是全球自然原野地消失的重要原因，嚴重衝擊全球生物多樣性（Benton et al., 2003; Foley et al., 2005; Maxwell et al., 2016）。

土地快速農業化如何兼顧生物多樣性成挑戰

在人口以爆炸式成長的人類世（Anthropocene），日常生活對油品、纖維甚至燃料的需求，亦加劇了農業用地的快速拓展。預計在2050年時，大約還會有10億公頃（占全球陸域面積6%）的土地轉變為農業用地（Tilman et al., 2001）。因此，全球土地快速農業化也成為現今重要的環境議題。糧食需求既無法降低，如何在不減少農作物生產量及增加成本的前提下，兼顧農業環境中的生物多樣性保育，已經成為全球農業經營的重要課題。

聯合國生物多樣性公約於2010年所訂立的「愛知生物多樣性目標（Aichi Biodiversity Targets）」之標題目標七：「至遲於2020年以前，農業、水產養殖及林業的區域都實現永續管理，確保生物多樣性得到保護」，即要求各締約國應使國內的農業生產過程符合永續原則，並且兼顧生物多樣性保育。

近幾年來，已有許多報告指出，生存於農業環境中的野生物數量仍有明顯的下降趨勢，包括鳥類（Krebs et al., 1999; Leadley et al., 2014）、哺乳動物（Fischer et al., 2011）、節肢動物（Hendrickx et al., 2007）、被子植物（Gabriel et al., 2005）甚至土壤中的微生物（Levine et al., 2011）。這些訊息皆暗示，在土地農業化之後，即便是原來能夠生存或繁殖於農業環境中的野生物，也正在面臨威脅。其主要的原因包括現行集約農業所採用的慣行農法，往往大面積的栽植少數甚至單一作物、並且大規模的施用殺蟲劑、殺草劑及化學肥料等，導致農業的環境品質劣化。

目前全球大約40%的土地為農業用地，土地農業化（agriculturalization）是全球自然原野地消失的重要原因，嚴重衝擊全球生物多樣性。圖片來源：nz_willowherb（CC BY-NC 2.0）

運用公民科學英國對小辮鴴進行全國普查

大自然的各種現象，都是倏忽即逝的資訊，如果當下沒有確切的記錄下來，就如同飛鴻踏雪泥後所留下的趾爪印，要再重新追溯過往的生物多樣性資訊，幾乎是不可能的任務。因此，把握每個當下，確切記錄大自然的動態，便成為我們認識自然的重要基礎工作。

如果能透過公民科學（citizen science）集結眾人之力，在較廣的時空尺度之下獲得大量資料，再逐漸進一步執行穩定的長期監測，就能有效掌握各類生物族群的變化趨勢，作為生物與環境受威脅的預警機制。

以台灣也有的一種鳥類小辮鴴為例。小辮鴴（Northern Lapwing, Vallenus vallenus）主要分布在歐洲，部分族群分布在東亞。目前全世界小辮鴴的數量為560萬隻到1,050萬隻（Wetlands International 2012）；歐洲的族群估計為319萬至517萬隻，數量雖多，但整體數量逐漸減少（BirdLife International 2015）。

偏好農業環境的小辮鴴（Northern Lapwing, *Vallenus vallenus*）。圖片來源：Richard Seely（CC BY-NC 2.0）

英國自1937年起執行小辮鴴的普查與監測工作，其資料顯示，1970年代期間，小辮鴴曾發生過一波族群下降的現象（Tucker et al., 1994），之後便維持穩定，但是到了1980年代，又開啟了新的一波下降趨勢（Baillie et al., 2001）。

英國針對小辮鴴分別於1987年及1998年進行兩次全國性的普查。1998年估計小辮鴴數量約有6萬3千隻，自1987年起減少了將近49%，其中以英格蘭及威爾斯地區分別下降64%及77%最為嚴重（Sheldon et al., 2004）。自1988年，國際自然保護聯盟（International Union for Conservation of Nature, IUCN）的紅皮書（the Red List）一直將小辮鴴的受威脅程度列為「暫無威脅（Least Concern, LC）」，但是在2015年，因為其族群量快速下降，將其受威脅程度提升為「接近受脅（Near Threatened, NT）」。

偏好農業環境耕種農法影響小辮鴴族群數量

然而，研究人員發現農業環境中的小辮鴴數量相對穩定，蘇格蘭地區的族群僅下降8%，而且未達統計上的顯著。因此，研究人員便進一步探討小辮鴴與農業之間的關係。結果發現，小辮鴴在三月中旬至六月的繁殖季時，偏好春季播種初期的開闊農墾地，因為開闊的視野有助於讓小辮鴴及早發現到天敵的存在。也就是說，繁殖地附近的樹木、灌叢和高草叢，反而會成為天敵躲藏的地方，不利於小辮鴴繁殖。此外，強度和頻度過高的翻土、耕耘和殺蟲劑，也會對小辮鴴的繁殖成功率造成負面的影響。

小辮鴴不僅是偏好於農業環境活動的典型鳥類，更偏好土壤潮濕的環境（Rhymer et al., 2010），土壤裡的蚯蚓是成鳥及幼鳥的重要食物來源（Baines, 1990），其他還包括步行蟲、隱翅蟲和馬陸等小型無脊椎動物。然而，蚯蚓的數量常常和土壤的溼度、有機質含量和土壤酸鹼值有關（Curry, 2004），因此，土壤的性質可能會進一步影響小辮鴴的棲地偏好（Mccallum et al., 2015）。

在蘇格蘭地區執行的研究便發現，土壤的深度、酸鹼值及有機質含量顯著影響小辮鴴的覓食環境和繁殖地的選擇。小辮鴴數量快速下降，可能是農業環境的土壤劣化，以及使用殺蟲劑，使土壤中的無脊椎動物減少所致。如果能維持土壤的性質，並且減少農業化學藥劑之使用，包括農藥及肥料等，應該能讓小辮鴴更容易找到食物（Baker et al., 2012）。

提供生態補貼英國政府與NGO合推小辮鴴復育計畫

改善農業環境劣化的方法中，其中一種常見的方式是「生態補貼（ecological subsidy）」。如果農民願意為了配合政策，建立對環境友善的農業場域，因而導致原本的作物收穫量減少、收入減少或經營成本增加，將可從政府或相關單位的資金中獲得一定金額做為補貼。

為有效提升小辮鴴的族群，自1999年起，英國政府和英國皇家鳥類保護學會規劃了一份「農業環境方案（agri-environment scheme）」，推出了11項地區型的「小辮鴴復育計畫（Lapwing Recovery Projects）」，鼓勵農民配合小辮鴴的繁殖行為，在農法上適度調整相關措施。

主要內容包括，在每年十一月到隔年二月，盡量讓農耕地連接草生地，附近避免有樹木或灌叢；讓耕地先翻土，可創造小辮鴴在三月中旬繁殖的有利環境。在小辮鴴三月到六月的繁殖期間，避免重度的耕耘農法，以免造成小辮鴴繁殖失敗。如果私人土地上有暫時棄置的草生地，也可稍加維護作為小辮鴴的繁殖地，例如灑水維持土壤的濕度、在繁殖季前輕微適度的翻土。此外，如果有小辮鴴在農地中繁殖，也可協助記錄鳥巢的位置並留意繁殖期間的各種變化，這些資料都有助於瞭解整個英國地區小辮鴴的繁殖狀況。

由於採行這些農法上的調整與配合，難免會提高務農成本或減少收益，因此配合的農民可從政府與學會籌備的經費中獲得合理的補貼，成為更實質的獎勵措施。

原則上，配合施行友善農法的農民，每公頃可獲得524英鎊的補貼，如果獲選為生態核心區域（Ecological Focus Area, EFA），則可再獲得每公頃96英鎊的補貼。目前合作的農地範圍遍及英國各地，總面積達3萬1,784公頃；其中西南英格蘭的部分，計畫總金額就高達125萬4,638歐元。

以族群監測與生活史研究為政策基礎英國小辮鴴復育有成

在一系列的保育措施之下，小辮鴴的族群數量開始有恢復的趨勢。例如多塞特郡繁殖的小辮鴴從2000年的141對，到了2003年增加到168對。整體評估下來，全英國地區的小辮鴴大約每年增加6%，在統計分析上，小辮鴴的族群也有顯著的成長。

就英國的小辮鴴保育經驗，是從數十年前一步一腳印執行的基礎調查與監測工作，累積完整的族群監測資料，才能及早發現族群下降的警訊。同時，對小辮鴴有了充分的基礎生活史研究，讓英國政府與相關的非營利組織，能夠掌握小辮鴴繁殖所需的環境條件，及時推動適當的生態補貼政策。

農業是兼具多元價值的載體，無論在糧食生產、生物多樣性保育、休憩娛樂及傳承傳統知識與文化上，都具有無可取代的地位。隨著全球環境變遷，人類正同時面臨糧食短缺及生物多樣性流失的雙重衝擊，農業的各種價值也因而必須隨著時勢需求而調適，形塑不同時代的「新農業典範」，在維繫生產的同時，提升農業的生態系服務及生物多樣性保育價值。

參考資料

Benton et al. 2003. Farmland biodiversity: is habitat heterogeneity the key? Trends in Ecology & Evolution, 18(4): 182-188.
Foley et al. 2005. Global consequences of land use. Science, 309: 570-574.
Maxwell et al. 2016. Biodiversity: The ravages of guns, nets and bulldozers. Nature, 536(7615):143-145.
Tilman et al. 2001. Diversity and productivity in a long-term grassland experiment. Science, 294: 843-845.
Krebs et al. 1999. The second silent spring? Nature, 400(6745): 611-612.
Leadley, P. W., Krug, C. B., Alkemade, R., Pereira, H. M., Sumaila U. R., Walpole, M., Marques, A., Newbold, T., Teh, L. S. L., van Kolck, J., Bellard, C., Januchowski-Hartley, S. R. and Mumby, P. J. 2014. Progress towards the Aichi Biodiversity Targets: an assessment of biodiversity trends, policy scenarios and key actions. Secretariat of the Convention on Biological Diversity, Montréal.
Fischer et al. 2011. Small mammals in agricultural landscapes: Opposing responses to farming practices and landscape complexity. Biological Conservation, 144(3): 1130-1136.
Hendrickx et al. 2007. How landscape structure, land‐use intensity and habitat diversity affect components of total arthropod diversity in agricultural landscapes. Journal of Applied Ecology, 44(2): 340-351.
Gabriel, D., Thies, C. and Tscharntke, T. 2005. Local diversity of arable weeds increases with landscape complexity. Perspectives in Plant Ecology, Evolution and Systematics, 7: 85–93.
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Baines. 1990. The roles of predation, food and agricultural practice in determining the breeding success of the Lapwing (Vanellus vanellus) on upland grasslands.Journal of Animal Ecology, 59(3): 915-929.
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Mccallum et al. 2015. Soil pH and organic matter content add explanatory power to Northern Lapwing Vanellus vanellusdistribution models and suggest soil amendment as a conservation measure on upland farmland. International Journal of Avian Science, 157(4): 677-687.
Baker et al. 2012. Landscape‐scale responses of birds to agri‐environment management: a test of the English Environmental Stewardship scheme. Journal of Applied Ecology, 49(4): 871-882.