台灣地區外來種亞洲錦蛙族群來源與生態研究

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(1)一、前言：亞洲錦蛙(Kaloula pulchra)(圖一)為近年內才入侵台灣的新紀錄蛙種，是兩棲綱(Amphibia)，無尾目(Anura)，小雨蛙科(Mycrohylidae)，狹口蛙屬(Kaloula)的中型青蛙，最大體長可達 7.5 公分，英文俗名又稱為馬來西亞牛蛙(Malaysian common bullfrog)。台灣最早發現的紀錄為 1997 年(呂等，2002)。目前在台灣分布，以高雄地區鳳山丘陵為主。外來種生物很容易對入侵地區的生態造成嚴重的影響(Vitousek, 1997)，它已經成為現今物種多樣性降低的主因之一。外來種生物所帶來的衝擊，可發生在生態系、棲地、族群、物種，甚至是遺傳的層面。最單純的影響是，原生物種因外來種捕食者或競爭者的增加在生存上受到直接的威脅，並由資源競爭影響到生態系的結構與功能。在基因層次方面，與外來種雜交會導致基因滲入(genetic introgression)可能使原生物種適應力降低、造成滅絕的現象。例如：北美郊狼 (Coyote canis)與(C. lupus)在粒線體 DNA 的雜交現象(Lehman, 1991)；以及彩虹鱒魚(Salvelinus alpinus)與其他地區引進亞種(S. fontinalis)雜交，在同功酶、型態，和粒線體 DNA 的研究上也發現雜交甚至基因固定(genetic fixation)的情形 (Bernatchez, 1995)。在台灣地區原生種與外來種雜交實例也有，如：台灣畫眉與大陸畫眉雜交的情形(林等，2005)。在 IUCN 出版的世界 100 大外來種生物中，青蛙有三種，包含：牛蛙(Rana catesbeiana)、海蟾蜍(Bufo marinus)、加勒比海樹蛙(Eleutherodactylus coqui)，這些蛙種所導致的影響分別為：牛蛙捕食其他原生蛙種；海蟾蜍透過皮膚腺分泌毒液造成當地捕食者死亡(McCoid, 1995)；以及加勒比海樹蛙影響到原生環境中的昆蟲以及其他以昆蟲為主食的鳥類(Kraus et al., 1999)。除了 IUCN 所提蛙類入侵種外，各個地方也都有關於青蛙外來種的報告，在歐洲地區外來種中亞澤蛙(Rana ridibunda) 與原生種蛙類雜交可能造成遺傳上的基因污染 (genetic pollution)(Pagano et al., 2003)。在美國地區的瀑布蛙(Rana cascadae)，則因外來種魚類引進，在池塘內的蝌蚪被大量捕食，已造成部分地區族群消失。 1.

(2) 在台灣地區針對外來種青蛙所進行的研究不多，只有外來物種的描述以及分部等。台灣地區的外來種青蛙有牛蛙與亞洲錦蛙(呂等，2002)。其他兩棲爬行動物，在 2005 年動物行為與生態研討會中，提到關於沙氏變色蜥(Anolis sagrei)對台灣地區蜘蛛群聚改變之影響(黃等，2005)。台灣地區共域兩棲爬行動物以及鳥類資源分配利用的情形前人已經有研究，為了減少彼此間的競爭，在資源利用上出現種內或種間的棲位(niche)分化 (高，1994；陳，1994；范姜，1995；朱，1996；吳，1999)。利用這樣的研究，可以了解外來種與共域原生種之間的關係，及可能受到的衝擊。在了解外來種入侵來源的方法上，最主要的是利用族群遺傳結構的方式，尋找遺傳距離最接近的國外原生族群。這種方法已經在海洋外來種生物研究上使用，如 Dillon (2001)利用粒線體 DNA (mtDNA)的 control region，針對原分布在裏海與黑海近期入侵美國五大湖區的黑口新鰕鯱魚(Neogobius melanostomus)以及雲斑圓吻鰕鯱(Proterorhinus marmoratus)進行研究，以了解外來種進入後的族群遺傳結構(population genetic structure)改變及與原生地區間系統演化上的關係 (systematic relationships)，並透過這方法尋找到外來種種源地區。Kolbe (2004)針對中南美洲以及佛羅里達等地區外來種沙氏變色蜥所進行的研究，也直接利用 mtDNA 序列進行族群遺傳結構分析。除此之外，Stepien (2002)對北美五大湖區外來種斑馬貝(Dreissena polymorpha)的研究，以及 Meekins (2001)在外來種植物蔥芥(Alliaria petiolata Brassicaceae)方面也使用此方法。在方法上有許多學者提出可行的方法，也針對許多物種作了這方面的研究，足見研究外來物種對生態上影響的重要，以及這方面研究的可行性。外來種生物對原生種生物存在著許多生態上潛在的影響，本研究將針對已知族群量最多的鳳山丘陵南端鳳山水庫地區進行其族群生態調查，了解亞洲錦蛙在鳳山水庫地區族群動態現況，以及亞洲錦蛙活動時機與環境因子的關係，以了解外來種亞洲錦蛙對本土蛙類生態上的影響。並進行族群遺傳結構上的研究，期望了解入侵亞洲錦蛙族群遺傳結構，及其引進來源。 2.

(3) 二、材料與方法：一、基本生態特性調查： 1. 研究樣區：高雄地區鳳山丘陵南部的鳳山水庫(圖二)。. 2. 基本調查：每月至少一次，沿水庫內道路，繞行水庫一圈，以鳴聲與目視遭遇，辨識所有蛙類物種，紀錄個體數及其所在微棲地環境(見附錄一)。物種紀錄上，鳳山水庫內有小雨蛙(Microhyla ornata)與黑蒙希氏小雨蛙(Microhyla heymonsi)，根據鳴聲辨識物種時不易區分，因此合併通稱小雨蛙(Microhyla sp.)，其餘蛙種均個別紀錄。在微棲地環境紀錄上，將環境微棲地類型分類，並給予判別數值。首先、就陸域棲地類型分為地表類型與遮蔽物類型，在地表類型與判別數值方面，分為： 1→柏油路面；2→水管、水溝、水泥地；3→自然環境(草地、土壤、落葉堆)； 4→樹上。在遮蔽物類型上，依照發現容易程度分為： 1→無遮蔽；2→開闊林下、建物旁；3→草叢、枯枝、落葉堆；4→水管內； 5→水底、土洞。另外，水域相關環境因子方面，記錄相對水深。在水深方面，紀錄水深與個體相對深度，即當時水位覆蓋青蛙的情形：0→ 乾燥地；1→潮濕地以及水深不超過青蛙個體；2→水深足以蓋過青蛙個體。以[地表類型]-[遮蔽物類型]-[水深]分類表示個體所在環境條件。. 3. 共域蛙種間棲地利用分析利用所收集資料計算 Hurlbert’s niche breath，計算方法引用自 Ecological Methodology 2nd Edition (Krebs, 1999)，公式如下， 3.

(4) B′ = 1. ∑ (p. 2 j. var(B′) = 4 B′ 4. aj. ). [∑ ( p. 3 j. 可得棲位利用寬度. ). a 2j − (1 B′). 2. ]Y. B ′ ± 1.96 var(B ′). B ′ = Hurlbert’s niche breath. 其中. var( B ′ ) = Variance of Hurlbert’s measure of niche breath( B ′ ) Pj = Proportion of individuals found in or using resource j (ΣPj =1.0) aj = Proportion of the total available resources consisting of resource j (Σaj =1.0) Y = Total number of individuals studied = ΣNj 並以 Horn’s Index 計算棲位重疊 (niche overlap)指數，以了解物種間微棲地資源重疊利用的情形。方法引用 Ecological Methodology 2nd Edition (Krebs, 1999)，公式如下， Horn’s Index：. Ro =. ∑( pij + pik ) log( pij + pik ) − ∑ pij log pij − ∑ pik log pik 2 log 2 Ro = Horn’s index of overlap for species j and k. 其中. Pij = Proportion resource i is of the total resources utilized by species j Pik = Proportion resource i is of the total resources utilized by species k. 4. 族群動態：利用 Martof (1953)剪趾標記法，針對亞洲錦蛙將所有捕捉到個體進行標示。將 21 次捕捉資料，以月份為單位整理重複捕捉資料，應用生態學分析軟體 Krebs 內之 Jolly-Seber 法估算每月動態族群量，同時對照當月實際捕獲個體數，以了解台灣地區亞洲錦蛙族群活動及數量變化。實際捕捉個體為當月捕捉數量扣除月內重複捕捉個體。在存活率與遭遇率模式，依據個體重複捕捉情形，利用 MARK 4.1. 4.

(5) (White and Burnham, 1999)分析。分析時，設定模式，分別有存活率固定 phi{.}、逐年變動 phi{y}、隨時間改變 phi{t}，以及遭遇率固定 p{.}、隨時間改變 p{t}，. 6 種組合模型。由分析軟體針對於模型比對重複捕捉資料，提供 AIC(Akaike’s Information Criterion)值作為最適模型的選擇，並可輸出該模型下存活率與遭遇率的情形。模型選擇方式，根據 AIC 值越低表示該模式越符合實際重複捕捉模式，而 AIC 值的差異(Delta AIC)則可知與其他模式間的差別，尤其當差異超過 7 時. (Bailey 2004)，可確認 2 模型在資料解釋能力上有顯著差異。另外，針對降雨量、溼度、日照量，以及溫度，分當日與前三天累計或平均氣象資料利用統計軟體. JMP 5.0.1 (Sall etc., 2001)進行當日出現數量與氣候因子間相關係數分析。除了標示個體外，同時紀錄個體所在位置的衛星定位點、吻肛長(SVL)、體重(BW)，以及性別。標示後的個體原地點釋放。活動範圍估算方面，利用 Kie (1994)所作軟體 CALHOME 進行分析，以及最小凸多邊形法(minimum convex polygon)計算個體活動範圍。標示個體所取下之腳趾可利用其表皮萃取 DNA 進行族群遺傳分析，同時，趾骨的部分則可做為骨骼鑑齡的標本。. 5. 骨骼鑑齡(skeletochronology)：選擇捕捉亞洲錦蛙中最大與最小吻肛長，以及隨機選取其餘總共 30 隻個體，依 Guarino et al. (2003)之方法製作趾骨切片標本(見附錄二)，以進行骨骼鑑齡的工作。以生長停滯環(lines of arrested growth, LAGs)判讀個體年齡，根據可判讀個體吻肛長與年齡進行廻歸分析，以了解個體吻肛長與個體年齡間的關係。依此廻歸分析所得方程式，以捕捉個體吻肛長推算年齡，建立捕捉族群年齡結構。. 6. 胃內含物調查：針對在樣區內，同樣會在柏油路面進行捕食行為的亞洲錦蛙 26 隻和黑眶蟾蜍 10 隻，使用固定法，將捕抓到個體以福馬林固定胃內含物，解剖取出胃內含物，以解剖顯微鏡檢視胃內含物種類，將胃內昆蟲碎片分類至少至目，可以分類 5.

(6) 至科者分類至科，並計數該食物種類個數。因為未分析環境中昆蟲資源量比例為何，僅簡單利用 Shannon-Wiener 多樣性指數計算食性利用寬度，了解物種在食性利用上的情形。並利用 Horn’s Index 計算兩兩物種間之間食性棲位重疊(niche. overlap)指數。公式引用自 Ecological Methodology 2nd Edition (Krebs, 1999)， Shannon-Wiener measure: H ′ = −∑ p j log p j H ′ = Shannon-Wiener measure of niche breath. 其中. Pj = Proportion of individuals found in or using resource j (j = 1, 2, 3,…n) n = Total number of resource states. 二、族群遺傳分析：利用個體標示時取下的腳趾，剝下表皮與少許肌肉以 PKPC 方法 (the. proteinase K-phenol-chloroform [PKPC] method)進行 DNA 萃取(附錄三)。利用脊椎動物通用 cox I primer 以及根據 NCBI 上亞洲錦蛙粒線體 genome data 自行設計的 cyt b primer 進行 DNA 聚合酶連鎖反應(Polymerase Chain Reaction, PCR)(附錄四)，將 cox I 與 cyt b 總長 1370 鹼基對(base pair, bp)之片段增幅放大。將放大的片段以 MegaBACE 1000 定序儀進行定序，以進行族群親緣關係的分析比較。. 6.

(7) 三、結果：一、亞洲錦蛙基本生態學研究：. 1.族群動態：在 21 次有捕捉紀錄中，共捕捉亞洲錦蛙 196 隻次，152 隻個體，其中捕捉 2 次個體 26 隻、3 次 3 隻、4 次 4 隻，重複捕捉率約為 22.4%。利用 Jolly-Seber 法估算族群動態量以及當月實際捕捉個體數(圖三)。台灣地區亞洲錦蛙活動月份從. 3 月至 12 月，而主要高峰出現在 5~9 月，九月後數量迅速減少。根據實際捕捉與估計結果，在台灣，亞洲錦蛙主要活動月份為 5~9 月份，與國外針對亞洲錦蛙求偶叫聲紀錄相符(Kanamadi, 2002)。但是實際捕捉高峰為 5 月，與估算所得高峰 9 月有所出入。. 2.環境因子對亞洲錦蛙之影響：自 2003 年 8 月起至 2005 年 3 月止，共 27 次野外調查，有紀錄到蛙種共 21 次。在 27 次的調查中發現的亞洲錦蛙數量差異極大。重複捕捉資料利用 MARK 軟體進行分析。比較 AIC 值選取最適合亞洲錦蛙重複捕捉資料模型，所得結果(表一)，以及存活率與遭遇率資料(圖四)。根據最合適的模型，顯示亞洲錦蛙的存活率具年間變異，再捕捉的遭遇機率上則每次調查間均有差異。爲了解環境因子對當日物種出現數量的影響，根據 21 筆有實際捕獲蛙種的紀錄，進行當日亞洲錦蛙遭遇數量與環境因子進行相關性分析(表二)，亞洲錦蛙對當日雨量之相關性是顯著存在的(R=0.7841, P<0.00004)。同時，分析其他蛙種有紀錄當日數量與當日環境因子相關性，共分析黑眶蟾蜍 15 筆紀錄、小雨蛙 16 筆，以及澤蛙 15 筆。僅黑眶蟾蜍出現數量與當日雨量有顯著關係，其他因子均不顯著。. 3.亞洲錦蛙族群年齡結構：利用個體標記所取下之趾骨，製作成趾骨切片並鑑定年齡(圖五)。可鑑定標. 7.

(8) 本有 27 個可判讀，將年齡與吻肛長進行廻歸分析後獲得公式：SVL = 35.25 + 6.23. age，R2=0.58(圖六)。相同資料進行二次廻歸，所得結果與一次廻歸所獲得的模型之間並沒有顯著差異(F*=3.54, 0.1>p.>0.05)，因此挑選適合並可以解釋的廻歸方程式。並預測所有捕獲個體年齡，獲得捕獲個體年齡結構(圖七)，以年齡層四歲個體最多，佔族群量 39.2%，觀察中最大年齡為 6 歲。全年性比♂:♀=1.75 : 1。. 4.亞洲錦蛙活動範圍：利用重覆捕捉 3 次以上的 7 隻個體進行分析(圖八 a)。根據最小凸多邊形提供的數據(表三)。亞洲錦蛙平均活動範圍 3449.65±7537.29 m2，平均移動距離 62.66 ±74.15 m。其中出現至對岸的個體(圖八, c)，因其活動範圍包含中央水體之不合理現象，將其扣除時平均活動範圍為 642.92±1414.25 m2，平均移動距離 42.30±. 55.82 m。. 二、亞洲錦蛙與共域蛙種間資源利用情形：. 1.空間上微棲地利用類型：兩年調查結果，共觀察亞洲錦蛙 223 隻次，小雨蛙(Microhyla sp.)141 隻次，黑眶蟾蜍(Bufo melanostictus)45 隻次，澤蛙(Rana limnocharis)99 隻次，以及記錄數量較少的中國樹蟾(Hyla chinensis)、貢德氏赤蛙(Rana guentheri)與虎皮蛙(Rana. tigrina rugulosa)(表四)。針對四種主要的蛙種，根據每次調查時蛙種出現微棲地，計算微棲地資源利用寬度，獲得結果 ( 表五 ) ，亞洲錦蛙利用的棲地類型較廣 B ′ =0.67±0.12，其次為澤蛙、小雨蛙，使用上最專一的為黑眶蟾蜍 B ′ =0.34±0.06。. 在重疊度指數方面(表六)，以亞洲錦蛙與澤蛙間重疊度最高，但僅 0.0623。. 2.時間上共域蛙種活動月份：亞洲錦蛙出現的時間包含許多月份(圖九)， 2004 當年於 3 月即開始活動，直到 12 月還有個體被發現。同年，其他蛙種在五月才開始出現，10 月後消失， 8.

(9) 僅澤蛙最晚發現的時間為 11 月。在活動月份上，亞洲錦蛙與所有蛙種均重疊。. 3.食性上資源利用寬度與重疊指數：在食性上，利用 Shannon-Wiener 多樣性指數得到資源利用寬度，亞洲錦蛙食性多樣性數值為 0.1478，黑眶蟾蜍則為 0.1869，相對上亞洲錦蛙對食物的利用廣度較窄。在亞洲錦蛙與黑眶蟾蜍之胃內含物所包含食物種類(表七)，兩者均以螞蟻為主要食物佔所有食物類型九成以上，其餘食物類類型均在 3%以下。利用. Horn’s Index 計算兩物種彼此食物資源上重疊的指數為 0.9806，該指數的分布情形只在 1 與 0 之間，1 表示兩者完全重疊，0 表示完全無重疊的現象。由此顯示，亞洲錦蛙與黑眶蟾蜍之間有很高的食物資源利用重疊。. 三、族群遺傳結構：在族群遺傳結構上，分析鳳山水庫 20 隻個體、陸軍官校 26 隻個體，以及屏東科技大學內 7 隻個體，粒線體 DNA 中 cox I 與 cyt b 的片段。台灣地區的所有個體基因形完全一致，只存在一種基因形。從這樣的結果顯示台灣地區亞洲錦蛙為非常近期才進入台灣，且可能來自單一地區族群，甚至是單一母系個體所建立的後代族群。與香港地區 7 隻個體比較，在直接考慮變異點個數的距離. (p-distance)，族群內平均遺傳距離，台灣地區為 0，香港地區族群內基因距離 0.0002。族群間遺傳距離，台灣內為 0，與香港地區的距離為 0.003。利用親緣距離方法中 neighbor-joining 方法建立親緣關係樹(圖十)，同時計算 bootstrap 值，台灣地區與香港地區分開的 bootstrap 值為 98，強烈支持牠們為分開的族群，可能不是來自香港。. 9.

(10) 四、討論：. 1.. 亞洲錦蛙族群動態與環境因子根據實際捕捉與 Jolly-Seber 估計之族群動態變化(見圖三)，台灣地區亞洲錦. 蛙族群主要活動月份從 5 月至 9 月，這樣的活動時間基本上與國外紀錄相同。在印度地區連續九年針對亞洲錦蛙求偶叫聲的研究中(Kanamadi, 2002)指出，亞洲錦蛙的求偶叫聲出現在當年 4 或 5 月，在梅雨季二至三次大雨後開始。若當年梅雨沒有出現，則延後到 6~7 月開始的季風雨季才開始鳴叫，並一直持續到八月。因此影響亞洲錦蛙開始活動的因素為當年的雨季開始時間。除了活動月份受到雨量影響外，每次調查時亞洲錦蛙出現數量相差甚大。為了解亞洲錦蛙數量變化的模式，將個體捕捉紀錄利用 MARK 進行分析。依上述原則獲得模型為，年內存活率固定而年間存活率不同且遭遇率在每次調查都不相同(見表一、圖四)。根據該模式計算出 2003 年與 2004 年存活率分別為 0.48 與. 0.98。2003 年因為雨量較少而且開始捕捉的季節稍晚於亞洲錦蛙大量出現的梅雨季，所有標示個體在第二年完全無重複捕捉，因此無法正確呈現跨年的存活率，至於 2004 年當年的存活率為 0.98。存活率上呈現年內固定的現象，相對的，導致每次捕捉數量均有差異的原因即為遭遇率(見圖四)。而亞洲錦蛙出現數量在相關性分析中(見表二)，只對雨量有顯著正相關，而開始活動季節也受到雨量的影響。在兩棲類方面，許多物種族群活動都會受到某些不同環境因子的影響，類似亞洲錦蛙會對當日雨量產生反應的物種有黑眶蟾蜍(謝，1993)。在巴西山區草原，青蛙鳴叫活動會受 11 月降雨開始影響，12 月時則受到積水位置的影響，但不同蛙種受影響的情形不同 (Eterovick, 2000) 。霧社地區拉都希氏赤蛙 (Rana. latouchii)會受到前四日累積雨量影響，而受氣溫、水溫、相對溼度影響則不顯著 (卓，2002)。諸羅樹蛙(Rhacophorus arvalis)則會受到當月累積雨量和氣溫的影響 (謝，2004)。根據實際捕捉數量與族群動態估計結果比較，捕捉數量最多的時間為五月，調查當日降下大雨，當日捕捉個體數為 41 隻，而往後調查日中較少遭遇大雨， 10.

(11) 因此在捕捉數量上以 5 月最多。根據遭遇率變動的情形(見圖四)，2004 年 5 月份遭遇率相對其他月份高出許多，至 7 月以後遭遇率才趨於穩定，因此所呈現數量與實際捕捉數量有所出入。5 月大量標放之個體在後續調查中持續重複捕捉，並有其他新捕獲個體，因此動態族群量所估計數值持續增加，在主要活動季節末期，遭遇率穩定後，族群估算結果才較符合動態族群量。因此所得當月實際捕捉數量受當月份調查時雨量影響，動態族群量則是根據再捕獲個體估算獲得結果，在遭遇率定的情況下估算質比較能符合真正的動態族群量。兩種數值差異是因為亞洲錦蛙對雨量所反應之活動模式所造成。在野外捕捉的經驗中，2004 年寒流來得晚，甚至 11 月份依然有颱風形成，亞洲錦蛙一直到 12 月份都有發現，直至第一波寒流出現才完全消失。而 2005 年四月依然有寒流，在四月前均未發現亞洲錦蛙，2004 年同時卻已有亞洲錦蛙活動的紀錄。針對低溫對生物的影響方面，在黑眶蟾蜍的研究中指出，低於 16 ℃ 的環境會降低黑眶蟾蜍的生殖活動 ( 謝， 1993) ，而台北樹蛙 (Rhcophorus. taipeianus)方面，低於 18℃環境下，才會開始生殖(楊，1994)，因此低溫會對兩生類行為造成影響，也可能是導致亞洲錦蛙出現與否的因子。在台灣蛙種空間分布的研究中，利用邏輯廻歸針對環境與生態因子進行分析，可以獲得蛙種出現與各因子間的關係(潘，1997)。利用相同方法，針對調查日前一周平均低溫與亞洲錦蛙出現與否進行邏輯廻歸分析(logistic regression analysis)，獲得亞洲錦蛙出現  出現率  率與溫度間關係如公式， ln  = −13.32 + 0.72 × (前一周平均低溫 ) ，  1 − 出現率 . (ChiSquare = 17.41, P<0.0001, RL2 = 0.598)，根據此結果，溫度每增加 1℃，亞洲錦蛙出現率上升為 2.05，在低溫的改變上對亞洲錦蛙的出現存在顯著的影響。利用此邏輯廻歸可得亞洲錦蛙出現機率與低溫間的關係(見圖十一)。在極端溫度與亞洲錦蛙活動方面，如果能得到亞洲錦蛙耐受溫度可以更直接證實亞洲錦蛙出現與否在溫度方面的關聯性。. 11.

(12) 2.. 亞洲錦蛙性比在性比方面，其他蛙種容易出現生殖性比(operational sex ratio, OSR)偏離 1:1. 的情況，尤其在生殖地區。針對 5 月份捕捉亞洲錦蛙性比，♂:♀=2.59 : 1，全年的性比則為♂:♀=1.75 : 1。在拉都希赤蛙的研究中，生殖季生殖地區性比由 5 : 1 至 16 : 1，只有在非生殖季以及非繁殖地可觀察到性比接近 1(卓，2002)。在黑眶蟾蜍的研究中，最大性比高達 347 : 1，根據停留生殖地時間推算，全年整體性比為 1.8 : 1 至 2.1 : 1(謝，1993)。全年性比各物種均接近 1，但在生殖季、生殖地區對其他蛙種而言，性比都偏離很多，但對亞洲錦蛙而言則否。可能是因為亞洲錦蛙原本生活的東南亞地區乾濕季分明，雨季即生殖季只有短短 1 至 2 個月，在較短的生殖季內必須完成生殖，因此雌雄個體在此時間內都一起出現。相對而言，台灣地區拉都希赤蛙幾乎全年可以生殖，黑眶蟾蜍生殖季則是 2 到 8 月份. (楊，1998)。生殖季較長的物種，雄蛙會停留在繁殖地較長的時間，雌蛙則是生殖結束就離開，因此會造成雌雄比偏離 1 : 1 的現象(謝，1993)。而只在下大雨的同時大量出現進行繁殖的亞洲錦蛙(Kanamadi, 2002)，雄雌比偏離情形比其他蛙種來的輕微。. 3.. 亞洲錦蛙骨骼鑑齡與成長曲線及族群年齡結構在東南亞地區乾季與雨季明顯，在氣候環境變化顯著的地區，兩生類長骨的. 生長上會出現生長停滯環LAGs，而乾濕季明顯也是其中一種環境因子(Smirina,. 1994; Wake and Castanet, 1995; Esteban et al., 1996)，台灣在氣候穩定條件下，部分蛙種也可以利用趾骨切片鑑定年齡，且較體長判斷方法上更為精確(Lin & Hou,. 2002)。除了年齡外，觀察亞洲錦蛙趾骨切片也可以發現個體性成熟方面的訊息. (Guarino et al., 2003; Kumbar & Pancharatna, 2001)。在性成熟方面，當青蛙達到性成熟後，體長的增長就會減緩達到飽和，觀察上可發現 LAGs 間的厚度突然減少，在亞洲錦蛙方面，這樣的趨勢並不明顯。因此在進行廻歸分析時，線性廻歸 12.

(13) 結果與二次廻歸結果並無顯著差異。對生活史較長的物種，比較容易觀察到年齡與體長生長上的穩定關係，如日本山椒魚(Hynobius nebulosus)(Ento, 2002)以及古氏赤蛙(Rana kuhlii)(蔡，2002)。雖然在年齡與吻肛長廻歸關係圖(見圖六)上發現有偏離趨勢線的一歲個體，但該年幼小蛙至年底約可成長到廻歸模式中預期的 3 公分左右。根據國外寵物飼養的資料中，亞洲錦蛙在人工飼養下可活 10-15 歲，因此在 1~6 歲間所建立廻歸關係上體長生長可能尚未達到穩定。野外個體可能因為環境以及生殖投資與死亡率關係使得大部分個體存活至 6-7 歲而已。透過 SVL 與年齡廻歸關係，獲得亞洲錦蛙族群年齡結構 (見圖七)，因捕捉地點大部分為其生殖地區，捕獲個體主要為生殖族群，而缺少第一年與第二年的幼體，第三年以後開始加入生殖族群，以第四、第五年個體為主要生殖族群，第六年的個體數量已減少。以骨骼年齡與 SVL 廻歸公式推算所得年齡結構，較以往主觀利用體長區分年齡階段來的接近實際年齡結構分布，但以 27 隻可判讀之個體資料進行族群估計可能過於簡略，且每隻個體營養狀況不一，在體長與年齡上的關係不可能得到完美的廻歸關係，而存在的誤差可能導致個體年齡的誤判。且在研究過程中收集的個體包含一年中許多活動月份，不同月份的資料上包含測量誤差與個體成長的體長，會出現同一個體在不同月份得到不同年齡的現象，本研究結果以第一次捕捉體長為準，關於這方面的應用建議以後只收集第一次梅雨季時個體，因為此時亞洲錦蛙剛開始當年的活動，而且是進入生殖活動，受當年體長增長影響最小，用以進行 SVL 與年齡廻歸最為準確。因此此方法所得結果，仍是以體長為基準進行個體成長階段的分類，但參考了骨骼年齡與體長的關係，較傳統主觀分群有依據。根據骨骼鑑齡結果，目前觀察到野外最老個體為 6 歲，所以台灣亞洲錦蛙到野外建立繁殖族群存活至今至少已達六年。. 4.. 趾骨切片與不同年齡亞洲錦蛙活動月份在年齡判斷上，以產生 LAG 為一歲計算，觀察台灣地區亞洲錦蛙的趾骨切. 片(見圖五)。其中六歲的雄性個體，在三歲以前的階段 LAGs 在染色下是淡藍色 13.

(14) 的並不明顯，之後才開始出現染色明顯的 LAG 可看出明顯的結構，在其他標本中也發現此現象。針對這樣的情形可能是所有亞洲錦蛙都是這種情形，或者是因為台灣地區乾濕季不明顯所造成的結果。LAGs 是在兩生類有停止活動的週期時出現的，而台灣地區亞洲錦蛙全年中只有 2 到 3 個月的調查月份中沒有出現。實際捕獲資料中，在年初以及年底捕捉的個體多為 3 或 4 歲以下個體(見圖十二)，而且在 5~9 月以外的月份，最常觀察到的行為是在攝食，活動的月份相對較長，因此在 LAGs 的染色上就不容易出現明顯的結構，在台灣地區青蛙趾骨切片方面，長時間活動的蛙種，如：日本樹蛙(Buergeria japonica)、白頷樹蛙(Polypedates. megacephalus)，在趾骨方面也較難發現 LAGs 的存在(Lin & Hou, 2002)。達到生殖年齡後，大部分個體只在繁殖時出現，其他時間不容易觀察到其活動，也較容易發現 LAGs 的存在。. 5.. 亞洲錦蛙活動範圍大部分個體活動範圍較侷限，六個個體平均活動範圍 642.92±1414.25 m2，. 平均活動距離 42.30±55.82 m，活動範圍最小個體，活動面積為 2.327 m2，平均活動距離 16.8 m。在鳳山水庫內，一段 20 公尺的水溝積水可以同時有 41 隻個體存在。其他較不易積水的水溝則不容易出現大量聚集的現象。因此亞洲錦蛙在生殖上並沒有領域性的現象，而且會固守在生殖資源所在地，因此有大部分的個體活動侷限且幾乎只在同一小段水溝內出現(見圖八 a)。在印度地區亞洲錦蛙求偶鳴叫地區的描述為林下積水，在這種環境下，生殖資源侷限在臨時的積水，大量的亞洲錦蛙個體也同樣集中在此鳴叫(Kanamadi, 2002)。相類似的活動範圍，在關刀溪斯文豪氏赤蛙的研究中，提到溪流蛙類其移動性低，平均最大活動距離. 16.38 m，多數集中在 10 m 以下，同時也未有任何季節性的往上或下游移動的情形，有時也會做長距離的移動，但皆能回到自己的活動範圍(Kam etc, 2000；賴，. 2002)。少數個體有較遠距離的移動，資料中兩個體活動範圍較大。其一為編號 59 14.

(15) 的個體，活動面積為 3527 m2，平均移動距離為 155.6 m(見圖八 b)，至第 2 次與第 3 次的捕捉分別間隔為 1 個月跟 2 個月，間隔時間並不長，亞洲錦蛙個體的活動範圍可能可以達到如此。另一個活動範圍較大的為編號 75 個體，活動面積. 20290 m2，平均移動距離 184.8 m(圖八 c)。在重複捕捉的資料中，前三次捕捉時間間隔均在 1 個月內，活動範圍也侷限於同一段水溝，第四次捕捉時，則間隔了. 5 個月之久，且出現在水庫中央水體對面。以亞洲錦蛙的型態而言，亞洲錦蛙並無蹼等適合水中活動的構造，若由陸路至對岸距離至少 2 km，因此此個體實際移動距離必遠大於估算結果，所呈現的資料應為遷移後偶然再被捕捉的情形，因此亞洲錦蛙應具長距離移動能力。Bartelt(2004)等，在美國愛荷華州東南部以電波發射器所進行哥倫比亞蟾蜍(Bufo boreas)遷移的研究中，在生殖季結束後，蟾蜍會到其他地方尋找適合的資源、微棲地環境而進行長距離移動，雄雌平均移動距離分別為 581±98 m 以及 1105±272 m，最大移動距離分別為 0.98 km 與 2.44. km。而編號 75 亞洲錦蛙在相隔 5 個月後才在對岸重複捕捉可能也是生殖季後尋找資源或棲地所進行的長距離遷移。. 6.. 在空間微棲地上種間資源競爭情形在本研究中針對出現數量較多的四種物種，包含黑眶蟾蜍、亞洲錦蛙、小雨. 蛙(Microhyla ornata)和澤蛙(Rana limnocharis)，分析牠們利用棲地底質類型、遮蔽物類型、水深等環境條件。依照空間微棲地資源利用寬度 Hurlbert’s niche breath 所獲得的結果(見表五)，原生物種所利用的棲地寬度都較亞洲錦蛙來的低，四種物種中棲位寬度較廣的為亞洲錦蛙( B ′ =0.67±0.12)與澤蛙( B ′ =0.46±0.08)。進行棲位重疊度分析，四種蛙類之間棲位重疊的情形都不高，只有在棲位寬度較廣的澤蛙與亞洲錦蛙之間重疊指數有 0.0623，與在台北縣華林地區針對 10 種靜止水域蛙種棲位重疊結果(高，1994)以及 9 種北部溪流蛙類微棲地利用重疊研究(朱，. 1996)比較，鳳山水庫地區 4 種主要蛙種間的重疊度很低，在前述兩人的研究中，共域蛙種間微棲地利用重疊度指數可以高達 0.9 以上。對一個新進入台灣地區的 15.

(16) 外來種而言，當原生環境屬於一個生物多樣性高的環境時，環境中微棲地類型應該都被佔用較難開發出新的生態棲位(Kennedy, 2002)，外來種與原生物種間競爭的情形應該非常激烈。但結果顯示，原生物種資源利用比例與亞洲錦蛙所使用重疊度低(見表五)，資源利用混雜的現象少。根據這樣的結果，對鳳山水庫亞洲錦蛙而言，與其他蛙種間微棲地利用重疊少，可能產生競爭情形少，而棲地利用寬度大較能適應環境，因此入侵成功機會大。. 7.. 亞洲錦蛙與原生物種間競爭綜合比較：在微棲地資源利用上的比較，共域蛙種間重疊度並不高，但在野外調查中，. 可同時發現亞洲錦蛙與黑眶蟾蜍均在柏油路面以及人工建物周圍攝食昆蟲。在. 2004 年，亞洲錦蛙有自 3 月出現至 12 月，活動時間較原生物種都來的長。在四種主要蛙種都有活動的月份中 (見圖九)，若針對亞洲錦蛙與黑眶蟾蜍，幾乎所有月份亞洲錦蛙紀錄數量都比黑眶蟾蜍來的多。以胃內含物利用類型判斷，亞洲錦蛙與黑眶蟾蜍都是坐等型(sit and wait)的青蛙，且都以螞蟻為主要的食物，相對於其他非坐等型青蛙胃內含物種類差異甚大，如：褐樹蛙(朱，1996)。其他以螞蟻為主食的還有盤古蟾蜍與小雨蛙，其中盤古蟾蜍與黑眶蟾蜍及亞洲錦蛙較類似，捕食的物種種類較多，在資源利用上較廣，且又很高比例在螞蟻的利用上，小雨蛙僅利用少數食物種類(高，1994)以及較少的食物數量，在競爭上較不受影響，因此在食物利用競爭關係上會以蟾蜍與亞洲錦蛙間較高。在防堵外來種入侵上，有學者提出生物多樣性高的地區，透過種間競爭的現象，外來種入侵的機會會降低(Kennedy, 2002)，但根據水庫地區調查的結果，這樣的現象可能不存在。. 8.. 外來種生物入侵成功因素因為人類活動的頻繁，外來種生物因人為意外引進新環境的機會增加，但並. 不是每一次這樣的引進都有機會成功。一個外來物種會對原生生態造成影響，是 16.

(17) 在能於當地環境中建立族群。外來種能否建立族群有許多因素影響，首先是進入的次數，引入次數與外來種進入的潛力成正比(Kolar, 2001)，如：海運上隨壓艙水擴散到全世界各大港口的斑馬貝(Dreissena polymorpha) (Stepien, 2002)。其他影響入侵成功與否還包含物種對環境的適應能力(Lonsdale, 1999)，入侵地天敵的情況(Keane, 2002)，以及外來種在入侵地獲取能量之能力(Davis etc., 2000)，如：在台灣地區適應後大量生長的福壽螺(Ampullaria gigas)，在缺乏天敵的情況下大量生長而造成與原生田螺(Cipangopaludina chinensis)在食物資源上的競爭。亞洲錦蛙入侵台灣的途徑，有幾個可能原因，包含自寵物市場中溢出，或是跟隨東南亞原木進口進入台灣。根據國外資料，亞洲錦蛙會躲在樹皮內(Chan-ard,. 1999)，在冬天時，鳳山水庫亞洲錦蛙則可長時間躲藏在土中。這些對水份要求不高的特性可能是經過長時間隨貨物運送過程依然可以存活的因素。每年大量原木進口以及許多年持續下來的結果，提供亞洲錦蛙在台灣建立族群的機會。由趾骨資料顯示，牠至少在野外建立生殖族群已超過 6 年。目前原生亞洲錦蛙的分布(Frost, 2004)，在緯度上北界約在台灣南部，在印度阿薩姆地區、泰國和中國南部(雲南南部、廣西、廣東和香港)，因此在分布上，亞洲錦蛙本身即有潛力分布在台灣地區。在外來種入侵理論中，早期最多學者提出的主要是天敵缺乏假說 (Enemy. Release Hypothesis) (Keane & Crawley, 2002)，尤其在解釋外來種植物入侵方面 (Keane, 2002)。針對台灣地區亞洲錦蛙而言，台灣地區存在著原生環境的天敵─ 眼鏡蛇(Naja atra)。在木柵動物園收容中心進行蛇類對亞洲錦蛙捕食試驗中，台灣地區六隻分別來至台北雙溪(1)、台南(2)、高雄大林埔(1)、花蓮市(1)和花蓮兆豐 (1) 的眼鏡蛇，都會捕食亞洲錦蛙。其他會捕食蟾蜍的蛇類，擬龜殼花. (Macropisthodon rudis rudis)與台灣赤煉蛇(Rhabdophis tigrinus formosanus)也會進行攻擊，但因亞洲錦蛙黏液量多且吸氣將身體漲大，此兩種蛇都無法成功捕食。至於其他蛇類，臭青公(Elaphe carinata)、錦蛇(Elaphe taeniura)、雨傘節(Bungarus. multicinctus multicinctus)在隔夜後也都沒有捕食亞洲錦蛙。在其他地區，對亞洲 17.

(18) 錦蛙天敵的描述也是眼鏡蛇會捕食亞洲錦蛙(Karsen et al., 1998)。單純天敵缺乏假說在亞洲錦蛙入侵成功方面可能無法完全解釋入侵成功的原因。依據族群理論架構(Community Ecology Theory Framework) (Shea & Chesson,. 2002)中的描述，台灣地區亞洲錦蛙入侵成功的因素，在氣候環境上，雖然是分布北界，且受寒流影響，但並沒有危及到亞洲錦蛙的存活率。在食物能量獲得方面，與黑眶蟾蜍有很高的重疊；均以螞蟻為主食。這樣的資源，以亞洲錦蛙與黑眶蟾蜍的使用方式應不會使螞蟻數量減少而發生競爭，所以在獲取食物上應不造成問題。同樣的狀況，Byers (2000)以族群生物學的架構，進行美國加州海岸地區以藻類為食的原生種與外來種蝸牛之間資源競爭，發現食物資源競爭並無法達到競爭排除的效應。在族群損失方面，眼鏡蛇是亞洲錦蛙與黑眶蟾蜍共同天敵，但是除了眼鏡蛇外，黑眶蟾蜍在台灣地區有其他的天敵，包括紅斑蛇(Dinodon. rufozonatum)、擬龜殼花等。因此針對天敵方面所造成的死亡率，黑眶蟾蜍會面臨較多的天敵壓力。綜合而言，在台灣地區環境因子可能存在限制亞洲錦蛙族群生長的條件，但還在其容忍範圍內，面臨天敵較原生物種少，微棲地利用棲位廣而且與其他蛙種競爭小，食物獲取上並不成問題。所以在亞洲錦蛙出現的地區均可建立大族群。近年陸續出現新的族群，這些地點諸如，高雄都會公園、屏東科技大學等，在這些族群分部區域間為非連續，並無發現亞洲錦蛙，推測應為人為釋放後建立的族群。. 9.. 外來物種親緣關係與基因多樣性研究. mtDNA 序列資料分析指出，台灣地區 53 隻亞洲錦蛙只具有一種基因型(見圖十)，相對於來自香港的 7 隻標本就有 2 種基因型，這樣的結果，可能是因為亞洲錦蛙到目前只有一次入侵或被釋放，確認是來自一個地區的結果，甚至是全台的亞洲錦蛙都來自當初第一個入侵成功母蛙及其後代。而香港地區，基因型多樣性相對台灣較高，香港且是 Gray 於 1831 物種發表之中國南部地區 (Frost, 18.

(19) 2004)，可確認為亞洲錦蛙原生地區之一。在本研究中選用 mtDNA 中的 cyt b 與 cox I 基因片段，相同的方式也在針對沙氏變色蜥(Anolis sagrei)的研究上也使用(Kolbe, 2004)，雖然在尋找外來種源族群上需要很大量的資料且是件艱難的工程，但是卻可以很清楚的提供母系來源地區為何。台灣地區沙氏變色蜥以型態以及基因親緣分析後確認來源地區為美國佛羅里達(Norval etc., 2002; Kolbe, 2004)。在外來種生物來源方面的研究上，在海洋生物方面有使用的包含 mtDNA. control region 以及 DNA 隨機放大多形性 RAPDs(Randomly Amplified Polymorphic DNA) (Dillon, 2001; Stepien, 2002) 。在植物方面則使用 ISSR(Inter-Simple Sequence Repeat)片段進行分析。雖然變異較多可提供許多可能來源的推測，但要尋找出確切入侵種來源地區上則不容易。上述研究中都提出入侵地區族群較原生族群遺傳多樣性高的現象。在多次入侵之情況下，學者們提出為要提高適應性而保留較多變異。但是目前觀察亞洲錦蛙只具一種基因型，且基因多樣性較香港地區低，故顯示台灣族群還是單次入侵。以沙氏變色蜥為例，台灣地區有兩種基因型的存在，而且其他被入侵地區的沙氏變色蜥族群大部分也都具有兩個或以上的基因型，相對在原生地古巴則是每個族群都只具有單一族群特有的基因型. (Kolbe, 2004)，被入侵地擁有的多種基因型則為來自古巴島上多個不同族群。至於台灣地區亞洲錦蛙來源地點為何？還需要更多其他地點的標本分析。. 19.

(20) 五、結論：根據 Jolly-Seber 法估算亞洲錦蛙在水庫內活動族群量約為 259，出現活動的月份可從 3 月開始至 12，大量活動時間以 5-9 月為主。每次調查時，當日雨量會影響亞洲錦蛙出現數量(R=0.7841, P<0.00004)，冬季寒流也是限制亞洲錦蛙活動的因素。台灣地區梅雨季，也是亞洲錦蛙開始繁殖的季節。捕捉的個體以生殖個體為主，亞洲錦蛙個體第三年開始加入生殖，以第四年以後個體為主要生殖族群。根據重複捕捉資料，大部分亞洲錦蛙個體活動範圍侷限平均活動範圍 642.92 ±1414.25 m2，平均活動距離 42.30±55.82 m，但是部分個體仍具有長距離遷移的能力。在微棲地的利用方面，亞洲錦蛙較其他共域蛙種棲地資源利用廣( B ′ =0.67±. 0.12)但重疊度並不高。出現的月份與樣區內其他蛙種重疊，部分個體一年之內活動時間長，只在冬天寒流來時消失。在食性方面，亞洲錦蛙以螞蟻為主食，與樣區內黑眶蟾蜍棲位重疊度指數高達 0.9806，故最有可能受影響。在天敵方面，只有眼鏡蛇能捕食亞洲錦蛙。亞洲錦蛙適應能力廣具較大的生態棲位寬度，與原生物種間資源利用重疊少競爭小，是入侵成功的主要因素之一。目前尚未觀察到對原生物種直接的傷害，可能時間不夠久，但在生態上可能會改變原生地區物種組成。台灣地區亞洲錦蛙粒線體 DNA 的研究方面只具有單一基因型，族群內基因歧異度為 0，是相當近期才入侵台灣的物種，根據 53 個體基因序列比較結果可以確定為單一地區來源。而香港之個體則具有不只一種的基因型。至於台灣地區亞洲錦蛙種原來自哪個地區還需要更多原生地區族群的資料才能提供這方面的訊息。. 20.

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