|
4.3.6 小结
结合其他研究者的观点和我们的实验结果，综合考虑出苗率、出苗时间、出苗速率、返青存活和生物量等几个指标，我们认为野生和栽培羊草的适合播种深度为1-2cm，最深不宜超过4cm。这与以前研究所建议的羊草适合播种深度4-5cm不一致。野生羊草的抗旱性强于栽培羊草，返青存活和生物量优于栽培羊草。因此，在进行植被恢复管理实践时，选择合适的草种和适当的播种深度是非常必要的。
4.4 枯草层对羊草和无芒雀麦种苗出苗和早期生长的影响
试验于2006年5-10月在河北省张家口市塞北管理区中国农业大学草地研究实验站——国家草地生态系统野外科学研究观测站（塞北）进行，试验分为田间和温室两部分。室外试验在天然草场，室内试验在实验站温室进行。两种枯草层材料分别为从当地天然草地收集的枯落物（天然枯草）以及人工塑料模拟枯草层（模拟枯草），无芒雀麦种子及野生羊草种子为2004年在当地天然草地收集的种子。试验设2种不同的浇水量、 4种不同的枯草层重量、3种播种位置和2种枯草层类型。
4.4.1 枯草层类型对种苗建植的影响
温室实验表明（表1-21和表1-22），枯草层类型对种苗出苗和生长速度有显著影响。天然枯草与模拟枯草相比降低了羊草和无芒雀麦的种苗出苗率和生长速度。此外，天然枯草也显著降低了羊草的存活率和地下生物量。
4.2 浇水量对种苗建植的影响
浇水量对出苗率、生物量和生长速度有显著影响。总的来讲，高灌水量增加了无芒雀麦和羊草的出苗率和生物量。浇水量大的种苗出苗速度快于浇水量小的（见表1-21和表1-22）。
4.3 枯草层重量对种苗建植的影响
温室试验表明（表1-21和表1-22），枯草层的重量显著影响羊草的生长速度和地下生物量，而对无芒雀麦的各项指标均无显著影响。种苗生长速度和总生物量随着枯草层重量的增加而增加。野外条件下（表1-23和表1-24），枯草层重量对羊草的出苗率和存活率都有显著影响，对无芒雀麦的出苗率和存活率没有显著影响。羊草的出苗率随枯草层重量的增加而降低，但存活率却随枯草层重量的增加而增加，可能是由于枯草层有利于保持土壤水分的缘故。
4.4 种子位置对种苗建植的影响
表1-21、22和23和24显示，种子位置对温室和野外的羊草和无芒雀麦的出苗率都有显著影响。播于土壤中的种子出苗率远远高于其它两种播种方式，而播于枯草层与土壤表面之间的种子出苗率也大于播于枯草层表面的出苗率。种子位置对羊草种子出苗和生长的影响比对无芒雀麦的影响要大。野外条件下的土壤中的羊草出苗率是种子位于枯草层表面的2-3倍多，无芒雀麦的出苗率只相差10%左右。种子位置对温室羊草和无芒雀麦的生长速度、地上、地下和总生物量都有显著影响，种子播于土壤中的数值最高。
表1-21 枯草层类型、浇水量、枯草层重量与种子位置对无芒雀麦出苗和存活等的影响（温室）
|
处理 |
水平 |
出苗率（%） |
存活率（%） |
生长速度（cm） |
地上生物量（g） |
地下生物量（g） |
总生物量（g） |
|
枯草层类型 |
天然枯草 |
68.22b |
96.4a |
14.33b |
3.30a |
6.06a |
9.36a |
|
塑料枯草 |
81.22a |
96.5a |
16.74a |
2.97a |
5.78a |
8.75a |
|
浇水量 |
低 |
72.67b |
96.08a |
16.46b |
2.94b |
6.05a |
8.99a |
|
高 |
76.78a |
96.76a |
14.61a |
3.34a |
5.79a |
9.13a |
|
枯草层
重量 |
0 |
75.72a |
96.67a |
15.36a |
2.93a |
5.56a |
8.49a |
|
1/2平均值 |
75.56a |
97.94a |
16.72a |
3.26a |
5.99a |
9.26a |
|
平均值 |
70.89a |
94.78a |
14.72a |
3.13a |
5.44a |
8.57a |
|
2倍平均值 |
76.72a |
96.31a |
15.35a |
3.23a |
6.68a |
9.91a |
|
种子位置 |
枯草层表面 |
60.88c |
98.31b |
14.36b |
2.63b |
4.79b |
7.42b |
|
枯草层与土壤间 |
71.96b |
96.60ab |
14.68b |
2.90b |
5.05b |
7.95b |
|
土壤中 |
91.33a |
94.35a |
17.56a |
3.88a |
7.91a |
11.80a |
注：当地草原枯草层重量平均值为：100g/m2；浇水量分别为当地降雨量最小值与最大值即50mm/月和100mm/月
表1-22 枯草层类型、浇水量、枯草层重量与种子位置对野生羊草出苗和存活等的影响（温室）
|
处理 |
水平 |
出苗率（%） |
存活率（%） |
生长速度（cm） |
地上生物量（g） |
地下生物量（g） |
总生物量（g） |
|
枯草层
类型 |
天然枯草 |
44.61b |
86.97b |
11.57b |
1.90a |
1.98b |
3.89a |
|
塑料枯草 |
52.56a |
91.63a |
16.91a |
1.78a |
2.49a |
4.27a |
|
浇水量 |
低 |
38.78b |
89.67a |
12.64b |
1.61b |
2.08b |
3.69b |
|
高 |
58.39a |
88.93a |
15.84a |
2.08a |
2.39a |
4.47a |
|
枯草层
重量 |
0 |
50.39a |
76.14b |
12.41b |
1.66a |
1.74b |
3.40a |
|
1/2平均值 |
46.33a |
93.11a |
14.13ab |
1.74a |
2.18ab |
3.92a |
|
平均值 |
47.89a |
94.72a |
15.02ab |
1.91a |
2.56a |
4.47a |
|
2倍平均值 |
49.72a |
93.22a |
15.40a |
2.07a |
2.47ab |
4.53a |
|
种子位置 |
枯草层
表面 |
28.50c |
89.67a |
11.42b |
1.28b |
1.44b |
2.72b |
|
枯草层
与土壤间 |
39.67b |
89.94a |
12.44b |
1.53b |
1.83b |
3.35b |
|
土壤中 |
77.58a |
88.29a |
18.86a |
2.73a |
3.44a |
6.17a |
注：当地天然草地枯草层重量平均值为：100g/m2；浇水量分别为当地降雨量最小值与最大值即50mm/月和100mm/月
表1-23 天然枯草层重量与种子位置对无芒雀麦出苗和存活的影响（田间）
|
处理 |
水平 |
出苗率（%） |
存活率（%） |
|
枯草层重量 |
0 |
47.33a |
53.13a |
|
1/2平均值 |
51.47a |
50.67a |
|
平均值 |
53.47a |
47.27a |
|
2倍平均值 |
50.53a |
50.80a |
|
种子位置 |
枯草层表面 |
41.80b |
50.85a |
|
枯草层与土壤间 |
41.20b |
52.15a |
|
土壤中 |
50.70a |
48.40a |
注：当地天然草地枯草层重量平均值为：100g/m2
表1-24 天然枯草层重量与种子位置对野生羊草出苗和存活的影响（田间）
|
处理 |
水平 |
出苗率（%） |
存活率（%） |
|
枯草层重量 |
0 |
30.80b |
18.87b |
|
1/2平均值 |
13.60a |
16.73b |
|
平均值 |
20.53ab |
31.47a |
|
2倍平均值 |
19.47ab |
33.40a |
|
种子位置 |
枯草层表面 |
12.90b |
25.10a |
|
枯草层与土壤间 |
18.00b |
26.80a |
|
土壤中 |
32.40a |
23.45a |
注：当地天然草地枯草层重量平均值为：100g/m2
4.5 小结
1）、不同的管理措施（耙地、刈割、施肥、播种密度）对补播能否成功有显著的影响，直接撒播、对植被不进行扰动，即使施用肥料和增加播种密度也很难使补播的物种种苗成功建植。耙地扰动可以通过降低植被盖度、增加种子与土壤接触、增强了光照和土壤表层温度，从而增加种苗出苗和生长表现，有利于种苗成功建植。
2）、种苗密度与播种密度呈正相关关系，补播时适当加大播种密度是必要的。
3）、不同的物种其补播定居成功的几率也不同，无芒雀麦的种苗建植能力要优于羊草，表现为出苗快、生长快，不覆土（土壤不扰动）出苗率也高于羊草，因此无芒雀麦补播建植的效果要好于羊草。
4）、补播羊草和无芒雀麦会受到来自现存植被的抑制作用，具体表现为抑制出苗和限制种苗生长，尤其是来自现存植被的地下竞争是限制种苗建植的最主要因素。
5）、混播牧草其种苗建植过程中种苗间也有相互作用，无芒雀麦种苗出苗早、生长快，对羊草种苗生长具有抑制作用。
6）、播种深度和种子来源显著影响种苗出土和生物量等生长表现，不覆土也显著降低了种苗出土并延长了出苗时间。在进行植被恢复管理实践时，选择合适的种子来源和控制播种深度是非常必要的。
7）、天然枯草对种苗建植总的来说有负面影响，主要表现为降低了种子出苗率，即通过阻止种子与土壤接触而显著降低出苗率。试验表明位于土壤中的种子其出苗率显著高于枯草层表面、枯草层与土壤表面的出苗率。在天然草原植被恢复管理实践中，采取适当的措施去除枯草使种子落入土壤，才能保证种子有较高的出苗率和种苗成功建植。
8）、单播和混播的实验都表明，无芒雀麦的种苗建植能力和竞争力要优于羊草。
初步结论如下：
影响羊草出苗的主要因素是种子与土壤的接触程度和播种深度，覆盖枯草层有利于野外羊草种苗存活。
对土壤进行扰动，耙地镇压以使种子与土壤充分接触（种子入土1-2cm）是提高种苗尤其是羊草种苗出苗率的必要条件，也是补播羊草成功恢复草地植被的关键；降低来自现存植被的竞争，尤其是地下的竞争是保证羊草、无芒雀麦种苗建植成功的必要条件。
5、利用方式对天然草地牧草生长与繁殖的影响研究
在河北张家口坝上沽源牧场羊草草原上，选择植被均匀、微地形差异较小的割草地和放牧地作为研究样地。以种群为研究对象，于2005年6月～2005年10月，对牧草的繁殖对策和种子雨进行了研究，分析了草原牧草在种群水平上的繁殖规律和植被演替规律。
5.1 放牧地与割草地植被调查
割草地优势度最大的前五种植物分别为：羊草（59.6）、糙隐子草（9.51）、南牡蒿（3.80）、冷蒿（2.96）、针茅（2.74），其中羊草占有绝对优势；而放牧地优势度最大的前五种植物分别为：羊草（34.4）、糙隐子草（9.36）、针茅（8.06）、蒲公英（6.04）、马蔺（3.96）。由于羊草的优势度降低，放牧地中的糙隐子草、南牡蒿、针茅、细裂叶蒿、蒙古蒿、二裂萎陵菜、细叶韭、鹤虱、两栖蓼等物种的盖度、密度和优势度都大于割草地同种植物的盖度、密度和优势度。
表1-25 放牧地、割草地植物种的高度、盖度、密度及优势度的比较
|
物种
|
割草地 |
放牧地 |
|
高度 盖度 密度 优势度 |
高度 盖度 密度 优势度 |
|
羊草 |
Leymus chinesis Tzvel. |
22.2 |
81 |
806 |
59.6 |
6.46 |
43 |
1244 |
34.4 |
|
糙隐子草 |
Poa annua L. |
7.69 |
26.3 |
47 |
9.51 |
4.15 |
28 |
59 |
9.36 |
|
针茅 |
Stipa grandis P. |
11.1 |
4 |
5.9 |
2.74 |
7.45 |
17 |
66.7 |
8.06 |
|
苔草 |
Carex cranaocarpa Mey. |
|
|
|
|
4.56 |
4.33 |
9.4 |
3.16 |
|
南牡蒿 |
Artemisia eriopoda Bge. |
3.98 |
14.2 |
15 |
3.8 |
2.01 |
8 |
103.4 |
3.42 |
|
冷蒿 |
Artemisia feddei Levl. |
3.99 |
12.2 |
7.6 |
2.96 |
|
|
|
|
|
细裂叶蒿 |
Artemisia tanacetifolia L. |
25.6 |
1.3 |
0.1 |
0.77 |
3.42 |
6 |
40.4 |
3.78 |
|
茵陈蒿 |
Artemisia capillaris Thunb. |
8.1 |
0.7 |
0.6 |
0.57 |
5.25 |
0.33 |
0.2 |
0.23 |
|
蒙古蒿 |
Artemisia mongolica Fisch. |
4.4 |
1.0 |
0.9 |
0.45 |
2.72 |
2 |
1.9 |
1.26 |
|
猪毛蒿 |
Artemisia scoparia Wald. |
|
|
|
|
3.48 |
5 |
25.6 |
2.02 |
|
蒲公英 |
Taraxacum mongolicum |
|
|
|
|
3.18 |
14.7 |
50.4 |
6.05 |
|
阿尔泰狗娃花 |
Heteropappus altaicus Nov. |
9.4 |
1 |
0.5 |
0.91 |
4.90 |
0.33 |
0.2 |
0.30 |
|
苦荬菜 |
Ixeris sonchifolia Hance. |
|
|
|
|
3.80 |
0.67 |
0.3 |
0.26 |
|
火绒草 |
Leontopodium leontopodioides |
5.7 |
2.3 |
0.3 |
0.54 |
|
|
|
|
|
草地风毛菊 |
Saussurea amara DC. |
|
|
|
|
2.64 |
5 |
14.6 |
1.71 |
|
倒羽叶风毛菊 |
Saussurea runicinata DC. |
|
|
|
|
3.34 |
5 |
9.1 |
2.39 |
|
鹅绒萎陵菜 |
Potentilla anserina L. |
|
|
|
|
3.23 |
3.33 |
34.4 |
2.71 |
|
二裂萎陵菜 |
Potentilla bifurca L. |
13.0 |
1.2 |
0.1 |
0.54 |
2.01 |
4.67 |
7.8 |
1.77 |
|
多茎萎陵菜 |
Potentilla multicaulis Bge. |
17.4 |
2.7 |
0.7 |
2.37 |
3.8 |
1.67 |
0.1 |
0.45 |
|
地榆 |
Sanguisorba officinalis L. |
|
|
|
|
3.40 |
0.33 |
0.1 |
0.17 |
|
山韭(山葱) |
Allium senescene L. |
9.6 |
1.7 |
0.7 |
1.03 |
6.78 |
0.67 |
1 |
0.55 |
|
细叶韭 |
Allium tenuissimum L. |
12.5 |
3.7 |
2.9 |
2.25 |
7.57 |
4.67 |
14.6 |
2.70 |
|
扁蓿豆 |
Medicago ruthenica L. |
4.8 |
3.3 |
0.7 |
1.0 |
3.00 |
3.33 |
1 |
1.66 |
|
直立黄芪 |
Astragalus adsurgens pall. |
25.6 |
1.2 |
0.1 |
0.91 |
3.17 |
3.67 |
0.9 |
2.12 |
|
披针叶黄华 |
Thermopsis lanceolata R. Br. |
20.5 |
0.7 |
0.1 |
0.64 |
|
|
|
|
|
华北岩黄芪 |
Hedysarum gmelinii Ledeb. |
25.6 |
1.3 |
0.1 |
1.3 |
|
|
|
|
|
黄毛棘豆 |
Oxytropis ochrantha Bunge |
13.3 |
1.3 |
0.4 |
0.64 |
|
|
|
|
|
独行菜 |
Lepidium apetalum Willd. |
|
|
|
|
3.59 |
3.67 |
4.6 |
1.87 |
|
秦艽 |
Gentiana macrophylla Pall. |
|
|
|
|
4.18 |
1.33 |
0.9 |
1.03 |
|
狼毒 |
Stellera chamaejasme L. |
|
|
|
|
6.45 |
0.67 |
0.2 |
0.65 |
|
马蔺 |
Iris ensata Thunb. |
|
|
|
|
11.0 |
5 |
1.9 |
3.96 |
|
蔓茎蝇子草 |
Silene repens Patr. |
13.8 |
1.3 |
0.5 |
1.1 |
8.10 |
0.33 |
0.1 |
0.32 |
|
细叶婆婆纳 |
Veronica linariifolia Pall. |
|
|
|
|
1.59 |
1 |
0.5 |
0.26 |
|
达乌里芯芭 |
Cymbaria dahurica L. |
4.7 |
1.3 |
1.5 |
0.47 |
|
|
|
|
|
柴胡 |
Bupleurum chinensis DC. |
8.0 |
0.3 |
0.1 |
0.31 |
3.62 |
0.67 |
0.4 |
0.39 |
|
防风 |
Saposhmikovia divaricata S. |
7.47 |
9.2 |
0.3 |
1.2 |
|
|
|
|
|
碱蓬 |
Suaeda glauca Bge. |
|
|
|
|
5.85 |
2 |
1.7 |
1.06 |
|
野胡麻 |
Linum stelleroides L. |
17.0 |
0.7 |
0.3 |
0.59 |
|
|
|
|
|
两栖蓼 |
Polygonum amphibium L. |
16.5 |
0.3 |
0.1 |
0.49 |
8.5 |
1.33 |
0.4 |
0.87 |
|
鹤虱 |
Lappula myosotis V. |
21.5 |
0.7 |
0.2 |
0.58 |
13.9 |
0.67 |
0.6 |
1.00 |
|
唐松草 |
Thalictrum petaloideum L. |
14.5 |
0.7 |
0.2 |
1.0 |
|
|
|
|
|
块茎糙苏 |
Phlomis umbrosa Turcz. |
13.0 |
2.3 |
0.4 |
1.5 |
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
5.2 放牧地与割草地种子雨比较
割草地种子雨量为13968.6粒/㎡，放牧地为1222.6粒/㎡。割草地种子雨中禾本科和菊科植物种子占绝大多数，分别为31.7％和33.3％；放牧地种子雨禾本科和菊科植物种子也占绝大部分，分别为36.3％和50.6％。割草地种子雨密度最大的前五种植物分别为：南牡蒿、糙隐子草、防风、柴胡和羊草。放牧地种子雨密度最大的前五种植物分别为：糙隐子草、蒲公英、南牡蒿、羊草和狼毒，结种量都小于割草地。
表1-26 放牧地、割草地种子雨密度
|
物种 |
生活型 |
种子雨密度（粒/㎡） |
|
割草地 |
放牧地 |
|
羊草 |
Leymus chinesis Tzvel. |
PH |
1162.15 |
87.01 |
|
糙隐子草 |
Poa annua L. |
PH |
3243.71 |
336.61 |
|
针茅 |
Stipa grandis P. |
PH |
20 |
17.5 |
|
扁穗冰草 |
Agropyron cristatum (L.) Gaertn |
PH |
6.2 |
2.1 |
|
苔草 |
Carex cranaocarpa Mey. |
PH |
|
30.7 |
|
南牡蒿 |
Artemisia eriopoda Bge. |
PH |
3690.7 |
265.25 |
|
冷蒿 |
Artemisia feddei Levl. |
SS |
5.4 |
0.28 |
|
细裂叶蒿 |
Artemisia tanacetifolia L. |
PH |
28.2 |
11.76 |
|
茵陈蒿 |
Artemisia capillaries Thunb. |
PH |
500.2 |
|
|
蒙古蒿 |
Artemisia mongolica Fisch. |
PH |
|
33.55 |
|
猪毛蒿 |
Artemisia scoparia Wald. |
ABH |
|
19.63 |
|
蒲公英 |
Taraxacum mongolicum |
PH |
|
268.5 |
|
阿尔泰狗娃花 |
Heteropappus altaicus Nov. |
PH |
29.4 |
11.6 |
|
苦荬菜 |
Ixeris sonchifolia Hance. |
PH |
|
7.5 |
|
火绒草 |
Leontopodium leontopodioides |
PH |
396.9 |
|
|
二裂萎陵菜 |
Potentilla bifurca L. |
PH |
53.8 |
|
|
多茎萎陵菜 |
Potentilla multicaulis Bge. |
PH |
45.6 |
|
|
山韭(山葱) |
Allium senescene L. |
PH |
261 |
|
|
细叶韭 |
Allium tenuissimum L. |
PH |
122.5 |
|
|
扁蓿豆 |
Medicago ruthenica L. |
PH |
111.3 |
4.7 |
|
直立黄芪 |
Astragalus adsurgens pall. |
PH |
21.9 |
|
|
披针叶黄华 |
Thermopsis lanceolata R. Br. |
PH |
4.5 |
|
|
华北岩黄芪 |
Hedysarum gmelinii Ledeb. |
PH |
85.1 |
|
|
黄毛棘豆 |
Oxytropis ochrantha Turcz. |
PH |
3.1 |
|
|
独行菜 |
Lepidium apetalum Willd. |
AH |
|
14.4 |
|
小花花旗杆 |
Dontostemon micranthus C. A. Mey. |
AH |
108.8 |
|
|
秦艽 |
Gentiana macrophylla Pall. |
PH |
|
|
|
狼毒 |
Stellera chamaejasme L. |
PH |
30.3 |
74.3 |
|
马蔺 |
Iris ensata Thunb. |
PH |
0.9 |
18.5 |
|
蔓茎蝇子草 |
Silene repens Patr. |
ABH |
4.1 |
|
|
达乌里芯芭 |
Cymbaria dahurica L. |
PH |
19.4 |
|
|
柴胡 |
Bupleurum chinensis DC. |
PH |
1814.4 |
|
|
防风 |
Saposhmikovia divaricata S. |
PH |
2113.4 |
|
|
碱蓬 |
Suaeda glauca Bge. |
AH |
|
1.5 |
|
野胡麻 |
Linum stelleroides L. |
ABH |
|
|
|
两栖蓼 |
Polygonum amphibium L. |
PH |
4.9 |
|
|
鹤虱 |
Lappula myosotis V. |
AH |
35.7 |
17.2 |
|
瓣蕊唐松草 |
Thalictrum petaloideum L. |
PH |
7.9 |
|
|
块茎糙苏 |
Phlomis umbrosa Turcz. |
PH |
37.2 |
|
|
总计： |
13968.66 |
1222.59 |
|
|
|
|
|
|
注: AH: 一年生草本; ABH: 一二年生草本: BH: 二年生草本; PH: 多年生草本; SS: 半灌木(小半灌木)
5.3 放牧地与割草地种子库比较
割草地、放牧地土壤种子库储量的时间动态分别为747.7～1505.4粒/㎡和303.0～520.7粒/㎡；割草地种子库分层动态（空间动态）分别为：0～2㎝土层种子密度445.0～833.2粒/㎡、2～5㎝土层种子密度170.4～463.9粒/㎡和5～10㎝土层种子密度132.6～208.3粒/㎡，放牧地种子库分层动态分别为：0～2㎝土层种子密度179.9～340.8粒/㎡、2～5㎝土层种子密度85.2～161.0粒/㎡和5～10㎝土层种子密度18.9～28.4粒/㎡。割草地、放牧地种子库主要集中在0～5㎝土层中，由浅入深而递减。放牧可使菊科植物种子比例增大。种子库中菊科植物种子发芽速度要快于禾本科和豆科，所以原有植被破坏以后，菊科植物势必要占领空间，导致牧草质量下降。
另外割草对草地植物的干扰程度小于放牧对草地植物的干扰；放牧导致植株小型化、根茎节间距离缩短；同时（轻度）放牧也可以提高草地植物多样性。
6、草地草地植被对降雨量变化的响应
本试验于2005年6月在河北坝上张家口沽源牧场羊草草原，进行了降雨量的波动和利用强度变化的试验处理。降雨量波动的处理是采用遮雨设备拦截50％试验小区0.5m正上空的面积，以达到减少50％降水量的要求，试验实际测定的拦截效果在43％－48％之间，增加50％处理的试验小区采用人工浇水的办法达到要求。根据气象站的测定结果，进行浇水。利用强度设置两个梯度，一个全年刈割2次，一个仅刈割一次）。对试验处理中的羊草地上地下生物量、试验处理不同层次土壤含水量年度变化、羊草群落组成以及不同组分产量的分布等进行了研究。
6.1 降水量变化和利用强度对地上生物量变化的影响
随利用强度的增加，草地的地上生物量有降低的趋势，增加降水量和减少降雨量都一定程度的减少了羊草群落的生物量的趋势，方差分析不显著。刈割强度增加同时降雨量减少的情况下，生物量显著降低；在正常和增加50％降水量处理中增加利用强度，生物量降低并不明显。说明利用强度的增加会减少地上生物量，尤其是干旱的年份会进一步加剧地上生物量的减少（图1-10）。
图1-10 不同处理间年生物量响应（2005年）
注：处理1表示降雨量减少50％，全年刈割1次；处理2表示降雨量减少50％，全年刈割2次；处理3表示降雨量不变，全年刈割1次；处理4表示降雨量不变，全年刈割2次；处理5表示降雨量增加50％，全年刈割1次；处理6表示降雨量增加50％，全年刈割2次。
6.2 年际间降雨量变化对羊草群落地上生物量以及群落组成的影响
由图1-11可以看出2006年的生长季的降水量为311.79mm比2005年的216.7增加了95.09mm.羊草群落的生物量明显增加由2005年的159g/m2 增加到 191g/m2达到显著性差异，羊草的产量由112g/m2减少到100g/m2达到显著性差异。
图1-11 降雨量和地上生物量年度间变化
由2005和2006年不同处理间羊草群落建群种组成的变化可以看出，随着降雨量的增加，在产量构成上南牡蒿和糙隐子草的比例增加，而羊草的产量呈现下降的趋势。分析主要的原因是南牡蒿和糙隐子草的根系主要分布在土壤表层0－8cm这个层次，羊草的根茎集中在8－14cm。降水量的增加提高了土壤表层的含水量，增加了南牡蒿和糙隐子草在种群中的竞争能力，因此羊草的生物量在降水量增加的情况下反而出现了下降的现象（图1-12，图1-13）。
图1-12 2005年羊草群落建群种的产量构成
图1-13 2006年羊草群落建群种的产量构成
6.3利用强度对羊草种群的影响
利用强度对羊草群落建群种的影响和降雨量的大小有密切的关系，由图1-14可以看出，2006年降水量增加，利用强度增加后羊草的生物量呈现增加的趋势；而2005年降雨量较低，随利用强度增加后，羊草产量出现下降的趋势，在2005、2006年降雨量变化使南牡蒿和糙隐子草的总地上生物量由33－40g/m2增加到72g/m2产量明显增加；而利用强度处理对2005和2006年羊草群落中的南牡蒿和糙隐子草的影响不大（图1-14）。
图1-14 刈割强度对羊草种群组成的和地上生物量的影响
6.4 降雨量变化对草地生长速率的影响
2006年羊草群落的总产量比2005年提高了48.9％，羊草产量提高43.9％，2006年生长季各个时期的地上生物量都高于2005年的相应地上生物量。2006年生长季的降雨量为318mm，在8月20日前降雨比较均匀，从图中可以看出2006年羊草群落总生物量和羊草的生物量都是逐渐增加的，而2005年生长季的降雨为200mm而且生长季前期偏旱，生物量的积累存在明显的停止，反弹的现象（图1-15）。
图 1-15 2005年和2006年不同时期羊草与群落总产量的地上生物量变化
对2006年生长速率（图1-16）进行分析表明，8月20日前整个群落是正增长，8月20日左右群落的地上生物量达到峰值，接着群落的地上生物量开始下降。值得注意的是8月1日这一点，从图中可以看出这一段时间生长速率明显降低，从试验地中央的试验站得到的气象数据是降雨量34.4mm，平均温度17.7℃，太阳辐射183.3w/m2，风速6.4m/s，土壤含水量13.0％；7月20日的数据分别为66.3、19.4、242.3、73.9、7.3、14.3；8月10日的为27.5、20.0、233.2、84.4、5.0、11.0。可以看出主要的区别在与平均温度、太阳辐射和相对湿度，由于这段时间太阳辐射低，蒸发量小空气的相对湿度较高，空气温度较低，因此生长速率减缓。由此可见即使在生长旺盛的季节，在半干旱地区降雨量也不是唯一决定因素，这一发现间接的回答了为什么在用降雨量与生物量进行相关分析时，差异并不一定显著的问题。
图1-16 不同时期羊草和群落的生长速率
6.5 降水量变化和利用强度对地下生物量的影响
试验处理中随着降雨量的增加地下生物量有减少的趋势（图1-17），随着刈
图1-17 降雨量和利用强度对地下生物量的影响
注：BNPP表示地下生物量，rhizome表示羊草地下根茎，roots表示其它根系。
割次数的增加在减少50％的处理和降雨量不变的处理中地下生物量有增加的趋势。在2005年少雨年和2006年丰雨年的比较中，2006年的植物根系总量要高于2005年的水平，这一结果和年内的降雨量变化正好相反，在方差分析中差异未达到显著水平。
6.6 小结
在半干旱区草原，作为主要自然限制因子的降水量对羊草群落的地上生物量影响很大，本试验中2006年总产量比2005年增加了48.9％，因此我们不能以个别年份草原生物量降低作为判定草场退化的指标。因为在自然条件下，年际间受降雨量的影响，草场生物量存在很大的波动性。
试验结果也说明我们在对草原进行管理时，如在进行草畜平衡，以草定畜时需要考虑自然条件的变化，尤其是在半干旱草原区。
在半干旱地区，植物旺盛生长的时期如果太阳辐射和温度降低将降低牧草的生长速率、限制草地的生物量的积累。
7．退化草地恢复改良模式
甘肃草原生态研究所以农业部草地农业生态学重点开放实验室（23260271）和庆阳黄土高原草地农业系统试验站为依托，于2002---2006年在甘肃环县进行了退化草地综合改良技术研究，针对不同退化阶段天然草地提出了不同的改良技术。
提出了适宜于重度退化草地的“封育+划破+补播”综合改良。对比试验表明，封育、补播、划破草皮均能够使退化草地得以恢复，但3种方法综合集成后，具有简单、易操作、效果明显等特点，切实可行，适于试验区推广。
提出了适于中度退化草地的“两季划区轮牧”改良技术。把草地分为暖季放牧区和冷季放牧区两类，分别在冷、暖两季划区轮牧，综合土、草、畜特征，确定适宜的载畜量，并用“阈限双因子法”指导各轮牧小区的放牧开始和结束时间。该模式，既通过家畜放牧保持正常的草畜关系，维护草地健康，又可以与短期肥育结合生产两季畜产品，改善以往家畜肥育主要集中于冷季的单一模式。
提出了“退耕地封育”的自然恢复技术。退耕地经过耕作，水分条件好，土壤肥力高，产草量在恢复初期很高，吸引家畜放牧，但初期主要生长一年生牧草，放牧导致牧草生长不充分，难以形成繁殖器官，土地迅速退化，采用封育后，十几年就可以迅速恢复到健康水平。
试验区天然草地植被盖度恢复到90%以上，地上生物量提高1倍左右。在上述技术的支撑下，环县天然草原改良示范与推广面积超过2600hm2。通过补播，划破等方式恢复天然草原500 hm2以上。恢复区植被覆盖率达到75%以上，示范区土壤有机质含量平均提高0.2%以上。载畜量3600羊单位，周边乡镇300多农户直接受益。
7.1 “封育+划破+补播”综合改良技术
在重度退化的自由放牧草地上建立围封、划破+围封、围封+补播、围封+补播+划破试验样地。测定试验前后各处理的地上现存量、凋落物和物种数等植被特征。比较各种改良措施的优点和缺点，并对关键技术开展专项研究。
7.1.1 对草地地上现存量、凋落物与土壤有机碳的影响
总体上，封育开始后1年内，重度退化草地地上现存量、凋落物与立枯物量急剧减少，主要因为一年生植物减少较多，但土壤有机碳在5年内逐渐增加（图1-18）。然而，某些地形条件下，如阳坡15°和45°，封育能否显著增加草地地上生物量，还取决于降水条件。现存量的增幅，阴坡最高为25%，坡顶为20%—60%，阳坡不超过35%，三个坡向的变化趋势为坡顶>阳坡>阴坡。阴坡15°和阳坡45°条件下，封育对产草量没有显著影响（p>0.05）。封育后，35%-50%的地上物质作为凋落物存在于草地中。草地凋落物量对于保护土壤，减缓水土流失有重要作用，封育后草地凋落物现存量比未封育草地显著增加（p<0.01）。与放牧坡地相比，在阴坡，15°、30°和45°的封育坡地凋落物量增加2-4倍，坡顶则提高3-15倍，阳坡高4-15倍。在较为干燥的阳坡和坡顶，封育对于凋落物积累有更为积极的作用。
图1-18封育草地现存量、凋落物量与土壤有机碳含量
7.1.2 对草地生物量、盖度和物种丰富度的影响
各种改良措施下，牧草生产力大小依次为：划破+补播+封育>补播+封育>封育>自由放牧（图1-19）。封育+补播+划破处理的草地，牧草地上现存量（225g/m2）与凋落物量（54.93g/m2）最高，分别是封育草地的1.9倍和10倍。在放牧条件下，与直接补播的改良方法相比，划破+补播处理的草地牧草现存量与凋落物量分别增加0.43倍、6.66倍。说明，退化草地的改良与放牧并不对立。短期内，不同恢复方式对草地物种数、盖度影响有所差异，高于自由放牧地20%-30%（图1-19）。说明封育能够提高草地的生态效益。但是，封育并不显著增加物种丰富度（p>0.05）。
图1-19 2004年各种恢复措施对草地生物量、盖度和物种丰富度的影响
 
图1-20 划破强度对草地的影响
划破强度（划破区域占整个草地的面积比例）为46.3%时地上生物量最高（图1-20）。但是根量在本项目的划破强度范围内，与之成正比；土壤含水量随之下降，但划破强度46.3%与61.9%之间无显著差异（p>0.05）。综合3项指标，以划破强度不超过50%为宜，如此，草地既具有较高的地上生物量，也具有一定的地下生物量。
不同围封时限对草地生产力和物种丰富度有显著影响（图1-21）。2005年，围封6年的草地产草量比自由放牧地高78.7%（p<0.01），2006年围封3年和6年的样地产
图1-21 放牧和封育对产草量和物种丰富度的影响
草量超出自由放牧地1倍（p<0.01）。2006年，物种丰富度以封育6年的样地最高，而以自由放牧地最低。说明，草地生产力的恢复要快于物种组成。
7.2 “两季划区轮牧”改良技术
选择地势平坦、植被一致的中度退化天然草地，建立滩羊划区轮牧试验小区20个。夏季轮牧草地，每年6月中旬至9月中旬轮牧。每小区连续放牧10d，轮牧周期30d，一年轮牧3次。试验家畜为1-2岁的去势公滩羊，体况相近，放牧强度分别为0（对照）、2.67羊/hm2、5.33羊/ hm2和8.67羊/hm2。每小区放牧前，家畜空腹称重，10天称一次。放牧前后测定各小区牧草现存量、凋落物量、物种数和植被盖度，秋季测定0-5cm土层粒径和0-30cm有机质。冬季轮牧草地，每年11月至12月中旬轮牧，每小区连续放牧5d，轮牧周期15d，一年轮牧3次。
7.2.1 草地合理放牧技术—确定适宜放牧强度
在轮牧系统中，确定适宜的放牧强度是实行草地健康管理的基础。夏季轮牧，载畜量为2.67羊/ha时，草地具有最大的地上现存量、物种丰富度和土壤有机碳含量。而载畜量为5.33羊/ha时，草地土壤水分最好（图1-22）。说明适度引发牧草的超补偿生长，维持草地良好的物种结构和土壤条件。可以认为适度放牧有利于草地恢复，是维护草地健康的重要途径。
暖季放牧，滩羊日增重一般在2.67羊/hm2下最高（图1-23）。2002年，第1轮放
图1-22夏季轮牧对植被和土壤的影响
注：土壤有机碳为2004和2005年的平均值，其余为2002-2005年平均值
图1-23不同放牧强度放牧滩羊生产力变化
注：夏季为2002年-2006年平均值，冬季为2002-2005年平均值
牧甚至可以达到176.7g/d，第2轮和第3轮放牧，也可以在120g/d以上。5.33羊/hm2和8.67羊/ha的滩羊日增重分别在65—167.5g/d和66.2g/d—138.1g/d之间。过去5年中，放牧滩羊单只活体增重随放牧强度增大呈降低趋势。在一定载畜量范围内，单位面积草地放牧滩羊的平均日增重呈上升趋势。因为当放牧强度超过一定范围后，由于草地衰败，家畜生产能力急剧下降。
依据植被与土壤特征，确定试验区草地生长季（6月—9月）适宜载畜量为3.6-4.1羊单位/ha。家畜的生产力特征也可以作为确定适宜放牧强度的依据（图1-23）。根据土壤和植被所确定的适宜放牧强度虽然在这个值域范围内，但比最高值低。这反映出草地生产中，经济效益（以动物生产为代表）与生态效益（以植被和土壤状况为代表）的矛盾，但二者是可调和的。生产实践过程中，适宜的放牧强度需要依据土—草—畜综合特征确定。本项研究以生态效益为主，兼顾经济效益，用土—草—畜相互关系确定适宜载畜量为4.3羊/ha—5.6羊/ha，草地的动物生产能力为41.9APU/ha—51.2APU/ha。
冬季轮牧试验表明，滩羊生产力不同程度下降（图1-23），放牧越轻，滩羊个体失重最少。从畜产品产量的角度来讲，冬季不适合放牧。但是，对于畜产品质量上或者基础畜群维持，却具有一定的可行性。如果结合补饲，完全可以保证绵羊体重增加，生产上也具有可行性。
但是，从畜群越冬的角度，2002年和2003年滩羊在45d内体重分别下降5.1%-8.4%和2.0%-4.0%。家畜体况尚可接受，而且没有补饲费用，经济上也可行。而且放牧草地相对于未放牧的对照样地，植被和土壤没有显著变化（p>0.05），生态上可行。这项研究，还需结合补饲进行，以探索冬季利用天然草地的最佳途径。
7.2.2适宜放牧时间的确定----轮牧草地健康管理的“阈限双因子法”
根据牧草生长动态，一个轮牧周期可以分为放牧期和再生长期（图1-24）。草地放牧产生一个植物生理生长的低限，这是草地维持可持续功能和健康所能承受的最低阈值，对应着草地最低高度、盖度或现存量等。牧草的再生长期又可以分为调整期和恢复期（图1-24）。牧草在调整期主要修复受损生理机构，重新分配贮藏物质，为冠层重建和再生长作必要的生理生长准备。牧草在恢复期生理生长功能逐渐恢复到放牧前的健康水平，并产生一个生理生长的上限（图1-24），这是牧草生理生长活动能够恢复的最高阈值，对应着草地最大现存量或贮草量等。在放牧期，牧草的生理生长指标接近于正常的生长低限阈值，若继续放牧，则草地难以恢复，因此，生长低限阈值可作放牧结束的指标。牧草再生长期，牧草生长达到生长高限阈值，若草地仍不利用，就会造成资源浪费，而且草群结构变坏，生长高限阈值可作为放牧开始的指标。所以，通过试验确定适宜的低限阈值和高限阈值，可以指导草地的健康管理，这就是草地健康管理的双因子阈限法。对于放牧草地，牧草在器官、个体、种群和群落等各个组织层次都存在两个。在天然草地，由于家畜的择食性和牧草抗牧性的种间差异，牧草种之间的生理生长变化不同步，各项指标变异率很高，因此确定双因子的群体阈限值更具实践价值，如群落盖度、地上现存量、凋落物现存量等，都是群落生产力的表现形式。
在夏季放牧地，根据阈限双因子法，采用多种植被指标，可以确定不同降水特征的年份，放牧地何时开始放牧和结束放牧（图1-24），始终保持放牧草地的健康状态。该方法在试验区放牧系统中得到运用，取得良好效果。
图1-24 暖季轮牧期间，草地生物量与物种动态
7.3 “退耕地封育”的自然恢复技术
在研究区设置已恢复1年、2年、4年和7年的退耕地，以天然草地作为对照，比较植被与土壤的恢复进程。
黄土高原退耕地恢复进程中，植被从沙蓬单优群落向以达乌里胡枝子为优势种的群落演替。物种的增加速度，初期快，后期慢。退耕后恢复初期的新增物种主要是沙蓬和白草，中前期主要是茵陈蒿，它们是群落的次优势种；中后期新增物种主要是多年生豆科植物，只是群落的伴生种。群落中1年生和多年生植物地上生物量分别以8.8%的年平均速率减少或增加，豆科植物地上生物量比例上升（图1-25）。退耕地恢复过程中，上层土壤中群落地下生物量比例与变化幅度增加，表现出根系浅层化趋势。沙蓬种群和达乌里胡枝子种群株高、冠幅直径、分枝数和生殖枝数随恢复时间呈相反的变化趋势。退耕地恢复演替1—7年土壤粘粒和粉粒减少，砂粒增加，7年后变化趋势相反。退耕地0-100cm土层水分含量在恢复期间呈逐渐上升趋势，中期增幅显著。全N和速效N在恢复前期减少，后期增加。刈割利用下，退耕地恢复过程中土壤全P、速效P和有机C持续衰竭（图1-25）。
图1-25 退耕地恢复进程中植被与土壤特征
根据种群、群落和土壤特征相对于天然草地的变化速度，退耕地恢复到当前稳定的群落所需时间分别为，优势种群8—9年，群落9—11年，土壤11—12年（表1-27）。长期耕作改善了土壤结构与肥力，因此在退耕地弃耕早期，群落具有较高的生物量；弃耕地的恢复演替速度也比群落的原生演替快得多，并且弃耕地从一开始就具有较高的生态防护能力。所以，在研究区域，多数耕地用弃耕封育的方式开展生态恢复是可行的。
表1-27 退耕地的恢复时间
|
|
指标 |
恢复时间 （年） |
|
种群 |
沙蓬 |
8.4±0.2 |
|
达乌里胡枝子 |
8.9±0.4 |
|
平均 |
8.7±0.3 |
|
群落 |
群落相似性 |
9.5 |
|
物种丰富度 |
10.4 |
|
地上现存量 |
12.6 |
|
多年生植物/1年生植物地上生物量比例 |
8.6 |
|
平均 |
10.3±0.9 |
|
土壤
|
土壤粒径（粘粒、粉粒和沙粒） |
11.4 |
|
土壤肥力（全氮和速效氮） |
11.9 |
|
平均 |
11.6±0.4 |
8. 退化、沙化草地植被恢复技术研究
林西县有近10万公顷的天然草地，由于长期超载过牧和盲目开垦，草地退化、沙化日趋严重，退化、沙化草地面积占可利用草地面积85%以上。为了恢复草地植被，提高草地生产力，我们开展了退化、沙化天然草地植被恢复技术研究与示范推广。在深入研究全县草地生态系统受损机理的基础上，运用围封禁牧、休牧等自然恢复和选择适应性强的牧草进行补播等技术措施，共改良沙化、退化、盐碱化草地4100hm2，使植被盖度从原来不足30%提高到80%以上，牧草产量从434.69～750.01kg/hm2提高到1464.04～2850.12kg/hm2，地下生物量也明显增加，草地围封4年后，地下生物量由原来的4.41g增加到28.49g(长×宽×深度=20cm×20cm×30cm)。沙化、退化草地植被得到明显的恢复，群落结构发生显著变化，从而遏制了草地退化的态势。
选择轻度或中度退化草地进行围封禁牧，4年后，草地植被得到明显的恢复，群落结构发生明显变化，植物种类增多，由原来的十几种增加到几十种（表1-28）。
表1-28 植物群落结构特性
|
样地
名 |
利用
方式 |
优 势
植 物 |
植 物 种 类 |
|
大水菠罗牧场
|
全年放牧 |
糙隐子草、针茅、
狼毒 |
狼毒、草芸香、火绒草、糙隐子草、大针茅、羊草、糙苏、扁蓄豆、委陵菜、唐松草、细叶葱、柴胡、裂叶蒿、防风、地榆、细叶鸢尾 |
|
半年禁牧(冬季放牧) |
线叶菊、
大针茅、
尖叶胡枝子 |
线叶菊、大针茅、尖叶胡枝子、火绒草、草芸香、狼毒、地榆、旱麦瓶、阿尔泰狗娃花、裂叶蒿、糙苏、苔草、糙隐子草、洽草、射干鸢尾、黄芪、风铃草、二裂萎陵菜、柴胡、棘豆、山野豌豆、扁蓄豆、细叶葱、石竹、麻花头、细叶鸢尾、秦艽、星毛萎陵菜、蓼、斜茎黄芪、瓦松、防风、短花针茅、草木樨状黄芪、车轴草、刺穗藜、荆芥、蓬子菜、土三七、歪头菜、冷蒿 |
|
新城子镇 |
全年放牧 |
百里香、冷蒿、狗尾草、 |
达乌里胡枝子、百里香、冷蒿、棘豆、地锦、阿尔泰狗花、狗尾草、虎尾草 |
|
打草场 |
达乌里胡枝子、羊草、
中华隐子草 |
达乌里胡枝子、百里香、冷蒿、棘豆、中华隐子草、羽茅、羊草、大叶樟、草木樨状黄芪、草芸香、萎陵菜、知母、细叶葱、草麻黄、射干鸢尾
|
|
双井店乡 |
全年放牧 |
一年生杂草 |
达乌里胡枝子、冷蒿、棘豆、糙叶黄芪、细叶鸢尾、地锦、止血马唐、寸草苔、狗尾草 |
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全年禁牧 |
羊草、
冰草、
达乌里胡枝子 |
羊草、冰草、达乌里胡枝子、糙隐子草、画眉草、白草、萎陵菜、冷蒿、细叶鸢尾、地锦、寸草苔、扁蓄豆、赖草、西柏利亚羽茅、艾蒿、冷蒿、地烧瓜、猪毛菜、虎尾草、狗尾草 |
草层高度由原来的不足10cm提高到20～35cm ，优良豆科牧草和禾本科牧草明显增多；草地产草量得到显著的提高，其中豆科和禾本牧草所占比例增加(表1-29)。
表1-29天然草地地上生物量（ kg/hm2）
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样地名 |
利用方式 |
总生物量 |
豆科牧草 |
禾本科
牧草 |
杂类草 |
|
大水菠罗牧场
大水菠罗牧场
新城子镇
新城子镇
双井店乡
双井店乡
兴隆庄乡
兴隆庄乡 |
全年放牧
半年禁牧
全年放牧
打草场
全年放牧
全年禁牧
飞播封育打草
浅耕补播打草 |
426.21
1874.24
436.69
902.25
119.66
687.58
1112.86
1464.04 |
138.97
53.65
214.61
155.18
914.96
640.32 |
200.20
321.06
294.50
69.06
41.28
236.17
179.89
427.52 |
226.01
1414.21
88.54
618.61
74.38
296.23
18.01
396.20 |
沙化、退化草地在禁牧、封育的过程中，除地上部分植被得到恢复外，地下生物量也发生了明显的变化(表1-30)。
表1-30 天然草地地下生物量 (g、cm)
|
样地名 |
利用方式 |
总根量 |
根层 |
|
0～10 |
10～20 |
20～30 |
|
大水菠罗牧场
大水菠罗牧场
新城子镇
新城子镇
双井店乡
双井店乡 |
全年放牧
半年禁牧
全年放牧
打草场
全年放牧
全年禁牧 |
19.84
32.15
4.41
28.49
1.99
12.74 |
17.21
25.45
3.95
25.75
0.82
9.98 |
2.03
3.95
0.24
1.67
0.74
1.85 |
0.60
2.75
0.22
1.07
0.43
0.91 |
|
选择盖度低于30%的重度退化草地和沙化草地进行浅耕补播和人工模拟飞播，取得了较好的效果，补播草种选择适应性强、耐粗放管理的尖叶胡枝子、达乌里胡枝子、扁穗冰草和蒙古冰草进行退化草地浅耕补播，产草量可达1464.04kg/hm2，其中，豆科牧草和禾本科牧产量分别达到640.32 kg/hm2和427.52 kg/hm2；沙化草地人工模拟飞播产草量可达1112.86 kg/hm2，其中豆科牧草和禾本科牧草产量分别达到914.96 kg/hm2和179.89 kg/hm2。浅耕补播对原始植被的破坏性较大，改良后1～2年草地生产力较低，但第3年以后产草量剧增，为防止土地沙化起见，该技术在采用时应慎重。人工模拟飞播对草地原始植被不会造成破坏，适宜在沙化草地上实施，这种技术操作简单，便于群众掌握，是改良沙化草地行之有效的好技术。
通过天然草地植被恢复技术研究，取得了如下结果：①在轻度或中度退化草地上，采用禁牧封育技术，可取得较好的效果，经过4年的禁牧封育，退化、沙化草地植被得到明显恢复，群落发展进展演替；②在退化草地演变过程中，群落中的优势种群存在着协同变化；③与退化草地相比，沙化草地自然封育速度较慢，特别是地下部分；④人工模拟飞播技术操作简单，在重度退化的半流动沙地采用该技术，能迅速增加植被，形成以飞播优良牧草为优势的植物群落，在封育条件下两年即可取得显著成效。
9. 草地生态系统价值评估及其动态模拟
本研究是在对典型区域调查研究的基础上，运用生态经济学、畜牧学、草业科学等相关学科的知识，采用规范研究与实证研究相结合，定性分析与定量分析相结合的方法，结合锡林郭勒草地生态系统的实际，对锡林郭勒草地生态系统的价值及其管理策略进行了研究，展示了研究框架的理论价值和应用价值，探讨了生态系统价值评估的理论与技术，为草地生态系统的管理、恢复与保护的科学决策提供了理论依据。
9.1. 草地生态系统价值的能值评估框架研究
针对目前生态系统价值评估框架存在的主要问题：1）、价值评估的理论尚处在探索过程中，未将其纳入投资分析与决策过程；2）、分类复杂，静态分析多，动态分析少，定价带有明显的主观色彩。应用能值理论与生态学、经济学理论有机结合，提出了草地生态系统价值的能值评估框架（图1-26）。
9.1.1生态资产的主要内容
1)生态系统立地平台的价值；2)生态系统贮存水及元素的价值；3)土壤泥炭及有机质价值；4) 活的生物量的价值；5)特有物种的基因信息价值。如果某种物种并非本地独有，可根据其占全球分布面积的比例进行匡算。
9.1.2 草地生态系统功能
生态系统服务功能的主要内容有生态功能、经济功能和社会功能。
9.1.2.1 草地生态系统的生态功能
草地生态系统是一个由气候、地形、土壤、日光、空气、水分、地下资源、植物、
图1-26 草地生态系统价值评估框架及其的有机构成
动物以及微生物等组成的生态系统，其生态服务功能是草地生态系统与生态过程所形成及所维持的人类赖以生存的自然环境条件和效用。主要表现是：调节气候、改良土壤、保持水土、防风固沙、涵养水源、美化环境、净化空气、防止噪音等多种生态服务功能。通过合理地发挥草地生态系统的生态功能，能使人类生活在一个清洁优美的生活环境和生态环境之中，较好地防治各种污染对人类的可能干扰和危害，以及人口的正常再生产和各种产业的合理再生产。
9.1.2.2 草地生态系统的经济功能
草地的经济功能是草地经济系统在生态系统进行物质循环、能量转换和信息传递的同时，各类经济要素的投入和产出形成了满足人类不同需求的各种有形和无形的中间产品和最终产品，再通过有形和隐形市场的交换，提供给本地区生产消费、居民消费和经过国内外贸易满足国内外市场需求的诸功能的总称。包括草地产品本身的经济功能，还有改善环境、美化社区促进其它行业，如畜牧业、旅游业和房地产业增值的功能。
通过发挥草地生态系统的经济功能，在自然物质循环中形成了物质流、能量流、信息流的同时，也形成了经济流。即一方面形成了各种能满足人类需求的经济物质即使用价值，作为这部分经济产品的物质承担者；另一方面，在这部分经济产品的投入产出过程中又不断地转移价值、创造价值和增值价值，经过交换、分配，最终进入消费，以实现其价值。从而也使自然能量流与经济能量流并存，使生态系统内的自然信息流与经济系统的生产信息、市场信息、消费信息并存；并使草地商品和草地服务在生产和流通中实现价值增值。
9.1.2.3 草地生态系统的社会功能
在草地植被的众多功能中，明显被人们实际使用的功能是满足居民娱乐、文化教育、科学普及等精神生活的需要。随着社会与人类的进步和发展，居民对生活环境的需求在不断提高，休闲的意识在不断加强。可以说，草地生态系统已经成为人们生活中的一个重要成分，具有重要的社会功能。其社会功能主要表现为：满足社会各方面需求，促进精神文明建设；改善生产生活环境，增进人们健康；改善投资环境，吸引建设资金；提供良好的休息环境，缓解人们心理压力等。
通过上述对草地植被系统的特点及其结构的分析，可以发现，草地系统是一个多元的复合系统，因此，草地生态系统必然具有生态、经济与社会全方位的服务功能。
草地生态系统是一个开放的系统，与外界存在着能量物质的交换，因而其具有自我增值的功能。为了了解功能的动态，我们可以选择主要的指标进行动态模拟。如对于草地植被，我们可以选择活生物量、净生产力、吸碳放氧功能等关键指标对生态资产、服务功能的关键指标进行综合分析。若要了解更多功能的动态，可增加分室模型的内容。
9.2 草地生态系统生态资产及服务功能价值综合评估表
根据能值分析方法和步骤(图1-27)对每一种资源的能量、物质进行分析，取得一系列基本数据，在此基础上编制生态资产及其服务功能综合评估表(表1-31和表1-32)。
图1-27能值分析步骤(仿蓝盛芳，2002;Odum,1996)
表1-31 能值分析表
|
资源类别 |
资源流动量（单位/年） |
太阳能值转换率（sej/J） |
太阳能值（sej） |
宏观经济价值
（EM$） |
|
1.本地资源
1）
2）
3）
．．．
2.输入资源
．．．
3.输出资源
．．． |
|
|
|
|
表1-32 草地生态资产及其服务功能价值综合评估表
|
资源类别 |
资源流动量 |
单位 |
太阳能值转换率 |
太阳能值（sej） |
宏观经济价值（EM$） |
|
1.服务功能价值
1） 蒸发
2） GPP
3） NPP
1） 碳汇
2） 释放氧气
3） 产品
4） 娱乐
．．．
2.生态资产价值
1）立地平台价值
2）活的生物量
3）物种基因
4）泥炭及有机质
．．．
3.替代价值
1）部分替代价值（如表层生物量替代价值）
2）完全替代价值 |
|
|
|
|
|
9.3 锡林郭勒羊草样方草地生态资产及功能价值的能值评估
为了探讨锡林郭勒草地生态系统的价值，选择位于该区境内的中国科学院内蒙草原生态系统定位站的样地资料为基础，试图通过案例研究，展示草地生态系统价值评估的新方法。
本研究以羊草样地资料为例进行了研究。羊草样地建于1980年，面积400m*600m。
9.3.1 单位面积能值评估
内蒙古锡林郭勒典型草地羊草草地生态系统单位面积能值评估结果列于表1-33中，并对有关驱动力、环境服务及生态资产的宏观经济价值以能值元(em¥)为单位进行了估算。
|
表1-33 |
|
|
序号 |
项目 |
数据及 |
单位 |
能值转换率 |
太阳能值 |
宏观经济价值 |
|
|
|
|
|
(sej/单位) |
(sej/a) |
(元人民币) |
|
|
驱动力：能量来源 |
|
|
|
|
|
|
1 |
太阳辐射 |
4.43E+13 |
J/hm2/a |
1 |
4.43E+13 |
88.60 |
|
2 |
风 |
3.10E+10 |
J/hm2/a |
1496 |
4.64E+13 |
92.75 |
|
3 |
雨水：化学能 |
1.73E+10 |
J/hm2/a |
18199 |
3.14E+14 |
629.69 |
|
4 |
雨水：势能 |
6.49E+07 |
J/hm2/a |
27874 |
1.81E+12 |
3.62 |
|
5 |
地球循环 |
1.00E+10 |
J/hm2/a |
34377 |
6.79E+14 |
687.54 |
|
|
功能：主要环境服务功能 |
|
|
|
|
7285.94 |
|
6 |
水分蒸发(用水量) |
1.98E+10 |
J/hm2/a |
18199 |
3.60E+14 |
720.68 |
|
7 |
NPP |
1.19E+11 |
J/hm2/a |
13788 |
1.04E+15 |
3281.54 |
|
8 |
GPP |
6.31E+11 |
J/hm2/a |
2602 |
1.04E+15 |
3283.72 |
|
|
结构：主要生态资产 |
|
|
|
|
10580.06 |
|
9 |
活生物量 |
1.69E+11 |
J/hm2 |
27576 |
4.16E+15 |
9320.69 |
|
10 |
草地水分含量 |
3.46E+10 |
J/hm2 |
18199 |
6.29E+14 |
1259.37 |
注：1、本表以1hm2羊草样地为例进行计算。1hm2草地生态系统的驱动力、生态服务功能及其生态资产的宏观经济价值等于各项目的能值除以中国能值货币比率(5X1011sej/RMB,严茂超，2001)；
2、NPP和GPP及活生物量的能值转换率来自本研究，其他的能值转换率来自于国际通用指标；
从表1-33可以看出，1hm2草地生态系统年均提供的主要环境服务功能约为7285.94元/hm2/a,，其中水分蒸发价值为720.68元(em ¥)/hm2/a(此服务功能可以使环境保持一定的湿度，满足生态系统动物和植物的需求)，净生物量(NPP)的价值为3281.54元/hm2/a(此项服务功能可以满足生态系统各类动物及微生物等的需求)，初级生物生产力(GPP)的价值为3283.72元(此项服务功能可以满足生态系统运转，吸收CO2等气体并体现一系列相关的生态服务功能)。
1hm2草地生态系统的生态资产约为10580.06元/hm2，其中活生物量的价值约为9320.69元/hm2,伴随着生态资产的进化而蓄积的水分的生态资产的价值为1259.37元/hm2。
9.3.2 锡林郭勒羊草草地生态系统的替代价值
我们假设锡林郭勒草地生态系统恢复期为8年，并据此评估草地生态系统的替代价值。生态系统的替代价值V=Vs+Vc,式中Vs表示生态系统服务功能的替代价值，Vc代表生态资本的替代价值。生态系统的服务功能的替代价值Vs=1/2*T*(GPP*TrGPP /P+VNPP+V水)，式中GPP为生态系统的初级生产力，而TrGPP 为GPP的能值转换率, T为替代时间或恢复时间(replacement time), P为能值/货币比率，VNPP和V水分别代表净生物量和草地水分贮量的价值。根据上述分析，生态系统的替代价值V= 1/2*(GPP*TrGPP*T/P + T VNPP+ T V水)+Vc，计算结果见表1-34。
表1-34 1hm2锡林郭勒羊草草地生态系统的替代价值评估
|
项 目 |
计算公式 |
宏观经济价值(em$) |
备注 |
|
1.环境服务功能替代价值(Vs) |
Vs=1/2*T*(GPP*TrGPP /P+VNPP+V水) |
29143.76 |
GPP和TrGPP数据来源于表5-2，T为8年。 |
|
2.生态资本(Vc) |
Vc=Vc1+Vc2+…+Vcn |
10580.06 |
Vc1,Vc2, …,Vcn代表不同类型生态组分的生态资本。 |
|
总替代价值 |
V=Vs+Vc |
|
|
9.3.3 锡林郭勒羊草样地生态系统价值的综合估算
在计算草地生态系统的替代价值时，我们假设草地生态系统完全消失。替代价值是草地生态系统服务价值与自然资本价值的总和。根据锡林郭勒盟的实际，1hm2羊草样地生态系统替代价值约为39724元；从24hm2样地的情况来看，其总替代价值约为953371元(表1-35)。
表1-35 锡林郭勒24hm2可利用草场生态系统价值综合评估结果
|
项目 |
面积(hm2) |
宏观经济价值(元) |
单位 |
|
一、环境服务功能 |
24 |
174862.56 |
em¥/a |
|
二、生态资本 |
24 |
253921.44 |
em¥ |
|
三、总替代价值 |
24 |
953371.68 |
em¥ |
根据以上典型生态系统的研究结果，我们可以对锡林郭勒24hm2羊草样地草场的价值作初步估算。
9.4 小结
9.4.1 能值与草地生态系统的宏观经济价值
运用能值理论对生态系统的价值进行评估，用能值元(em$或em¥)对生态系统的结构及其环境服务功能的价值进行评估，可以使价值评估建立在科学客观的基础之上。本研究结果表明，在锡林郭勒，1hm2草地生态系统平均每年对区域经济贡献的宏观经济价值约为7285.94元，而1hm2草地生态系统主要生态资产的宏观经济价值约为10580.06元。从24hm2样地的情况来看，生态系统服务功能的价值约为174863元/a，生态资本的价值约为253941元(表5-4)。如果某一经济开发行为导致这一区域草地生态系统损失，我们可以用上述研究结果估算环境服务功能及生态资本的损失情况，也可以根据生物量的减少及GPP的变动情况对生态系统的服务功能及生态资本变动情况进行评估。万一某一地区草地生态系统退化，我们可以根据草地生态系统功能退化的程度估算出区域生态系统损失的情况。
9.4.2 能值生态价值评估方法的科学性及应用前景
与传统的经济学方法和支付意愿方式相比，运用能值理论进行生态系统的价值评估的方法较为客观公正，克服了传统方法的主观色彩，具有严密的科学基础和较为客观的价值尺度，因而具有广泛的应用前景。
9.5 锡林郭勒草地植被层生物量资产及其服务功能价值动态模拟
9.5.1 主要生态资产及重要服务功能价值评估结果
通过对锡林郭勒草地生态系统几项主要生态资产的价值进行评估，结果表明（表1-36）：生物量生态资产(活生物量)的价值为1651亿元人民币，主要生态系统服务功能的价值累计为1651亿元，主要替代价值8255亿元。替代价值评估结果表明，如果锡林格勒草地生态系统遭到严重破坏，要恢复上述几项主要功能至少需要投资8255亿元。
由于市场失灵和价格杠杆的扭曲，许多生态经济价值未能在传统的方法中得以体现，价值被低估了，仅几项主要的生态系统服务功能价值（1651亿元/年）就大大超过了锡林郭勒农林牧渔业产值的总和（33.97亿元）。为了弥补市场经济和价格体系的缺陷，国家应制定出一定的补偿机制，对这一区域草地生态系统的建设保护予以支持。
表1-36 主要生态资产及服务功能价值评估表
|
价值类型 |
计算公式 |
价值（亿元） |
|
1.生物量生态资产 |
VQ＝923.5Q（元） |
1651 |
|
2.服务功能价值 |
Es=Fc+Fo+So |
1651 |
|
2.1固定CO2价值 |
Fc=1.63NPP*P=1.63*NPP*250(元/t) =407.5NPP(元) |
371 |
|
2.2释放O2价值 |
Fo=1.19NPP*Po=1.19*500NPP=595NPP(元) |
541 |
|
2.3提供有机物价值 |
So＝923.5(J2+J4)（元） |
739 |
|
3.替代价值 |
Vs= 1/2(Fc+Fo+So)*8+ VQ =4(Fc+Fo+So)+ VQ |
8255 |
9.5.2 锡林郭勒草地生态系统生物量资产及主要服务功能价值动态变化
根据生物量及主要功能值的模拟结果，结合生态资产及服务功能计算方程，我们可以得到生物量生态资产及服务功能动态变化的模拟结果（图1-28）。从图
图1-28 锡林郭勒草地生态系统主要生态功能值变化动态模拟结果
中可以看出，1992年该区草地生态系统由于载畜量并未能达到最大值，对草地的生物量消耗量低于生长量，草地载畜量尚有一定的增长潜力。这种情况与1992年以来草畜数量的增长的事实所证明，说明此模拟结果与事实相符。
模拟结果表明，从总体情况看，自从1992年以来，锡林郭勒草地生态系统植被层生物量生态资产及主要服务功能的价值呈现出增长态势，到2004年，各项服务功能值并未达到顶极状态，增长尚有一定的潜力。2004年，生物量生态资产的价值为2421亿元，主要服务功能价值1902亿元/年（其中，固定CO2价值407亿元，释放O2价值595亿元，提供有机物价值900亿元），生态系统的替代价值达到10031亿元。根据模拟预测，2031年，锡林郭勒草地生态系统的主要生态经济价值将达到：生态资产(生物量)的宏观经济价值为2585亿元，主要服务功能的价值为1928亿元/a，那时，生态系统的替代价值为10296亿元。
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