|
4.3.6 小結(jié)
結(jié)合其他研究者的觀點(diǎn)和我們的實(shí)驗(yàn)結(jié)果，綜合考慮出苗率、出苗時(shí)間、出苗速率、返青存活和生物量等幾個(gè)指標(biāo)，我們認(rèn)為野生和栽培羊草的適合播種深度為1-2cm，最深不宜超過(guò)4cm。這與以前研究所建議的羊草適合播種深度4-5cm不一致。野生羊草的抗旱性強(qiáng)于栽培羊草，返青存活和生物量?jī)?yōu)于栽培羊草。因此，在進(jìn)行植被恢復(fù)管理實(shí)踐時(shí)，選擇合適的草種和適當(dāng)?shù)牟シN深度是非常必要的。
4.4 枯草層對(duì)羊草和無(wú)芒雀麥種苗出苗和早期生長(zhǎng)的影響
試驗(yàn)于2006年5-10月在河北省張家口市塞北管理區(qū)中國(guó)農(nóng)業(yè)大學(xué)草地研究實(shí)驗(yàn)站——國(guó)家草地生態(tài)系統(tǒng)野外科學(xué)研究觀測(cè)站（塞北）進(jìn)行，試驗(yàn)分為田間和溫室兩部分。室外試驗(yàn)在天然草場(chǎng)，室內(nèi)試驗(yàn)在實(shí)驗(yàn)站溫室進(jìn)行。兩種枯草層材料分別為從當(dāng)?shù)靥烊徊莸厥占目萋湮铮ㄌ烊豢莶荩┮约叭斯に芰夏M枯草層（模擬枯草），無(wú)芒雀麥種子及野生羊草種子為2004年在當(dāng)?shù)靥烊徊莸厥占姆N子。試驗(yàn)設(shè)2種不同的澆水量、 4種不同的枯草層重量、3種播種位置和2種枯草層類型。
4.4.1 枯草層類型對(duì)種苗建植的影響
溫室實(shí)驗(yàn)表明（表1-21和表1-22），枯草層類型對(duì)種苗出苗和生長(zhǎng)速度有顯著影響。天然枯草與模擬枯草相比降低了羊草和無(wú)芒雀麥的種苗出苗率和生長(zhǎng)速度。此外，天然枯草也顯著降低了羊草的存活率和地下生物量。
4.2 澆水量對(duì)種苗建植的影響
澆水量對(duì)出苗率、生物量和生長(zhǎng)速度有顯著影響�？偟膩�(lái)講，高灌水量增加了無(wú)芒雀麥和羊草的出苗率和生物量。澆水量大的種苗出苗速度快于澆水量小的（見表1-21和表1-22）。
4.3 枯草層重量對(duì)種苗建植的影響
溫室試驗(yàn)表明（表1-21和表1-22），枯草層的重量顯著影響羊草的生長(zhǎng)速度和地下生物量，而對(duì)無(wú)芒雀麥的各項(xiàng)指標(biāo)均無(wú)顯著影響。種苗生長(zhǎng)速度和總生物量隨著枯草層重量的增加而增加。野外條件下（表1-23和表1-24），枯草層重量對(duì)羊草的出苗率和存活率都有顯著影響，對(duì)無(wú)芒雀麥的出苗率和存活率沒(méi)有顯著影響。羊草的出苗率隨枯草層重量的增加而降低，但存活率卻隨枯草層重量的增加而增加，可能是由于枯草層有利于保持土壤水分的緣故。
4.4 種子位置對(duì)種苗建植的影響
表1-21、22和23和24顯示，種子位置對(duì)溫室和野外的羊草和無(wú)芒雀麥的出苗率都有顯著影響。播于土壤中的種子出苗率遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于其它兩種播種方式，而播于枯草層與土壤表面之間的種子出苗率也大于播于枯草層表面的出苗率。種子位置對(duì)羊草種子出苗和生長(zhǎng)的影響比對(duì)無(wú)芒雀麥的影響要大。野外條件下的土壤中的羊草出苗率是種子位于枯草層表面的2-3倍多，無(wú)芒雀麥的出苗率只相差10%左右。種子位置對(duì)溫室羊草和無(wú)芒雀麥的生長(zhǎng)速度、地上、地下和總生物量都有顯著影響，種子播于土壤中的數(shù)值最高。
表1-21 枯草層類型、澆水量、枯草層重量與種子位置對(duì)無(wú)芒雀麥出苗和存活等的影響（溫室）
|
處理 |
水平 |
出苗率（%） |
存活率（%） |
生長(zhǎng)速度（cm） |
地上生物量（g） |
地下生物量（g） |
總生物量（g） |
|
枯草層類型 |
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 |
|
澆水量 |
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 |
|
枯草層
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 |
|
種子位置 |
枯草層表面 |
60.88c |
98.31b |
14.36b |
2.63b |
4.79b |
7.42b |
|
枯草層與土壤間 |
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：當(dāng)?shù)夭菰莶輰又亓科骄禐椋?/SPAN>100g/m2；澆水量分別為當(dāng)?shù)亟涤炅孔钚≈蹬c最大值即50mm/月和100mm/月
表1-22 枯草層類型、澆水量、枯草層重量與種子位置對(duì)野生羊草出苗和存活等的影響（溫室）
|
處理 |
水平 |
出苗率（%） |
存活率（%） |
生長(zhǎng)速度（cm） |
地上生物量（g） |
地下生物量（g） |
總生物量（g） |
|
枯草層
類型 |
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 |
|
澆水量 |
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 |
|
枯草層
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 |
|
種子位置 |
枯草層
表面 |
28.50c |
89.67a |
11.42b |
1.28b |
1.44b |
2.72b |
|
枯草層
與土壤間 |
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：當(dāng)?shù)靥烊徊莸乜莶輰又亓科骄禐椋?/SPAN>100g/m2；澆水量分別為當(dāng)?shù)亟涤炅孔钚≈蹬c最大值即50mm/月和100mm/月
表1-23 天然枯草層重量與種子位置對(duì)無(wú)芒雀麥出苗和存活的影響（田間）
|
處理 |
水平 |
出苗率（%） |
存活率（%） |
|
枯草層重量 |
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 |
|
種子位置 |
枯草層表面 |
41.80b |
50.85a |
|
枯草層與土壤間 |
41.20b |
52.15a |
|
土壤中 |
50.70a |
48.40a |
注：當(dāng)?shù)靥烊徊莸乜莶輰又亓科骄禐椋?/SPAN>100g/m2
表1-24 天然枯草層重量與種子位置對(duì)野生羊草出苗和存活的影響（田間）
|
處理 |
水平 |
出苗率（%） |
存活率（%） |
|
枯草層重量 |
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 |
|
種子位置 |
枯草層表面 |
12.90b |
25.10a |
|
枯草層與土壤間 |
18.00b |
26.80a |
|
土壤中 |
32.40a |
23.45a |
注：當(dāng)?shù)靥烊徊莸乜莶輰又亓科骄禐椋?/SPAN>100g/m2
4.5 小結(jié)
1）、不同的管理措施（耙地、刈割、施肥、播種密度）對(duì)補(bǔ)播能否成功有顯著的影響，直接撒播、對(duì)植被不進(jìn)行擾動(dòng)，即使施用肥料和增加播種密度也很難使補(bǔ)播的物種種苗成功建植。耙地?cái)_動(dòng)可以通過(guò)降低植被蓋度、增加種子與土壤接觸、增強(qiáng)了光照和土壤表層溫度，從而增加種苗出苗和生長(zhǎng)表現(xiàn)，有利于種苗成功建植。
2）、種苗密度與播種密度呈正相關(guān)關(guān)系，補(bǔ)播時(shí)適當(dāng)加大播種密度是必要的。
3）、不同的物種其補(bǔ)播定居成功的幾率也不同，無(wú)芒雀麥的種苗建植能力要優(yōu)于羊草，表現(xiàn)為出苗快、生長(zhǎng)快，不覆土（土壤不擾動(dòng)）出苗率也高于羊草，因此無(wú)芒雀麥補(bǔ)播建植的效果要好于羊草。
4）、補(bǔ)播羊草和無(wú)芒雀麥會(huì)受到來(lái)自現(xiàn)存植被的抑制作用，具體表現(xiàn)為抑制出苗和限制種苗生長(zhǎng)，尤其是來(lái)自現(xiàn)存植被的地下競(jìng)爭(zhēng)是限制種苗建植的最主要因素。
5）、混播牧草其種苗建植過(guò)程中種苗間也有相互作用，無(wú)芒雀麥種苗出苗早、生長(zhǎng)快，對(duì)羊草種苗生長(zhǎng)具有抑制作用。
6）、播種深度和種子來(lái)源顯著影響種苗出土和生物量等生長(zhǎng)表現(xiàn)，不覆土也顯著降低了種苗出土并延長(zhǎng)了出苗時(shí)間。在進(jìn)行植被恢復(fù)管理實(shí)踐時(shí)，選擇合適的種子來(lái)源和控制播種深度是非常必要的。
7）、天然枯草對(duì)種苗建植總的來(lái)說(shuō)有負(fù)面影響，主要表現(xiàn)為降低了種子出苗率，即通過(guò)阻止種子與土壤接觸而顯著降低出苗率。試驗(yàn)表明位于土壤中的種子其出苗率顯著高于枯草層表面、枯草層與土壤表面的出苗率。在天然草原植被恢復(fù)管理實(shí)踐中，采取適當(dāng)?shù)拇胧┤コ莶菔狗N子落入土壤，才能保證種子有較高的出苗率和種苗成功建植。
8）、單播和混播的實(shí)驗(yàn)都表明，無(wú)芒雀麥的種苗建植能力和競(jìng)爭(zhēng)力要優(yōu)于羊草。
初步結(jié)論如下：
影響羊草出苗的主要因素是種子與土壤的接觸程度和播種深度，覆蓋枯草層有利于野外羊草種苗存活。
對(duì)土壤進(jìn)行擾動(dòng)，耙地鎮(zhèn)壓以使種子與土壤充分接觸（種子入土1-2cm）是提高種苗尤其是羊草種苗出苗率的必要條件，也是補(bǔ)播羊草成功恢復(fù)草地植被的關(guān)鍵；降低來(lái)自現(xiàn)存植被的競(jìng)爭(zhēng)，尤其是地下的競(jìng)爭(zhēng)是保證羊草、無(wú)芒雀麥種苗建植成功的必要條件。
5、利用方式對(duì)天然草地牧草生長(zhǎng)與繁殖的影響研究
在河北張家口壩上沽源牧場(chǎng)羊草草原上，選擇植被均勻、微地形差異較小的割草地和放牧地作為研究樣地。以種群為研究對(duì)象，于2005年6月～2005年10月，對(duì)牧草的繁殖對(duì)策和種子雨進(jìn)行了研究，分析了草原牧草在種群水平上的繁殖規(guī)律和植被演替規(guī)律。
5.1 放牧地與割草地植被調(diào)查
割草地優(yōu)勢(shì)度最大的前五種植物分別為：羊草（59.6）、糙隱子草（9.51）、南牡蒿（3.80）、冷蒿（2.96）、針茅（2.74），其中羊草占有絕對(duì)優(yōu)勢(shì)；而放牧地優(yōu)勢(shì)度最大的前五種植物分別為：羊草（34.4）、糙隱子草（9.36）、針茅（8.06）、蒲公英（6.04）、馬藺（3.96）。由于羊草的優(yōu)勢(shì)度降低，放牧地中的糙隱子草、南牡蒿、針茅、細(xì)裂葉蒿、蒙古蒿、二裂萎陵菜、細(xì)葉韭、鶴虱、兩棲蓼等物種的蓋度、密度和優(yōu)勢(shì)度都大于割草地同種植物的蓋度、密度和優(yōu)勢(shì)度。
表1-25 放牧地、割草地植物種的高度、蓋度、密度及優(yōu)勢(shì)度的比較
|
物種
|
割草地 |
放牧地 |
|
高度 蓋度 密度 優(yōu)勢(shì)度 |
高度 蓋度 密度 優(yōu)勢(shì)度 |
|
羊草 |
Leymus chinesis Tzvel. |
22.2 |
81 |
806 |
59.6 |
6.46 |
43 |
1244 |
34.4 |
|
糙隱子草 |
Poa annua L. |
7.69 |
26.3 |
47 |
9.51 |
4.15 |
28 |
59 |
9.36 |
|
針茅 |
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 |
|
|
|
|
|
細(xì)裂葉蒿 |
Artemisia tanacetifolia L. |
25.6 |
1.3 |
0.1 |
0.77 |
3.42 |
6 |
40.4 |
3.78 |
|
茵陳蒿 |
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 |
|
豬毛蒿 |
Artemisia scoparia Wald. |
|
|
|
|
3.48 |
5 |
25.6 |
2.02 |
|
蒲公英 |
Taraxacum mongolicum |
|
|
|
|
3.18 |
14.7 |
50.4 |
6.05 |
|
阿爾泰狗娃花 |
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 |
|
火絨草 |
Leontopodium leontopodioides |
5.7 |
2.3 |
0.3 |
0.54 |
|
|
|
|
|
草地風(fēng)毛菊 |
Saussurea amara DC. |
|
|
|
|
2.64 |
5 |
14.6 |
1.71 |
|
倒羽葉風(fēng)毛菊 |
Saussurea runicinata DC. |
|
|
|
|
3.34 |
5 |
9.1 |
2.39 |
|
鵝絨萎陵菜 |
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 |
|
多莖萎陵菜 |
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(山蔥) |
Allium senescene L. |
9.6 |
1.7 |
0.7 |
1.03 |
6.78 |
0.67 |
1 |
0.55 |
|
細(xì)葉韭 |
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 |
|
直立黃芪 |
Astragalus adsurgens pall. |
25.6 |
1.2 |
0.1 |
0.91 |
3.17 |
3.67 |
0.9 |
2.12 |
|
披針葉黃華 |
Thermopsis lanceolata R. Br. |
20.5 |
0.7 |
0.1 |
0.64 |
|
|
|
|
|
華北巖黃芪 |
Hedysarum gmelinii Ledeb. |
25.6 |
1.3 |
0.1 |
1.3 |
|
|
|
|
|
黃毛棘豆 |
Oxytropis ochrantha Bunge |
13.3 |
1.3 |
0.4 |
0.64 |
|
|
|
|
|
獨(dú)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 |
|
馬藺 |
Iris ensata Thunb. |
|
|
|
|
11.0 |
5 |
1.9 |
3.96 |
|
蔓莖蠅子草 |
Silene repens Patr. |
13.8 |
1.3 |
0.5 |
1.1 |
8.10 |
0.33 |
0.1 |
0.32 |
|
細(xì)葉婆婆納 |
Veronica linariifolia Pall. |
|
|
|
|
1.59 |
1 |
0.5 |
0.26 |
|
達(dá)烏里芯芭 |
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 |
|
防風(fēng) |
Saposhmikovia divaricata S. |
7.47 |
9.2 |
0.3 |
1.2 |
|
|
|
|
|
堿蓬 |
Suaeda glauca Bge. |
|
|
|
|
5.85 |
2 |
1.7 |
1.06 |
|
野胡麻 |
Linum stelleroides L. |
17.0 |
0.7 |
0.3 |
0.59 |
|
|
|
|
|
兩棲蓼 |
Polygonum amphibium L. |
16.5 |
0.3 |
0.1 |
0.49 |
8.5 |
1.33 |
0.4 |
0.87 |
|
鶴虱 |
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 |
|
|
|
|
|
塊莖糙蘇 |
Phlomis umbrosa Turcz. |
13.0 |
2.3 |
0.4 |
1.5 |
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
5.2 放牧地與割草地種子雨比較
割草地種子雨量為13968.6粒/㎡，放牧地為1222.6粒/㎡。割草地種子雨中禾本科和菊科植物種子占絕大多數(shù)，分別為31.7％和33.3％；放牧地種子雨禾本科和菊科植物種子也占絕大部分，分別為36.3％和50.6％。割草地種子雨密度最大的前五種植物分別為：南牡蒿、糙隱子草、防風(fēng)、柴胡和羊草。放牧地種子雨密度最大的前五種植物分別為：糙隱子草、蒲公英、南牡蒿、羊草和狼毒，結(jié)種量都小于割草地。
表1-26 放牧地、割草地種子雨密度
|
物種 |
生活型 |
種子雨密度（粒/㎡） |
|
割草地 |
放牧地 |
|
羊草 |
Leymus chinesis Tzvel. |
PH |
1162.15 |
87.01 |
|
糙隱子草 |
Poa annua L. |
PH |
3243.71 |
336.61 |
|
針茅 |
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 |
|
細(xì)裂葉蒿 |
Artemisia tanacetifolia L. |
PH |
28.2 |
11.76 |
|
茵陳蒿 |
Artemisia capillaries Thunb. |
PH |
500.2 |
|
|
蒙古蒿 |
Artemisia mongolica Fisch. |
PH |
|
33.55 |
|
豬毛蒿 |
Artemisia scoparia Wald. |
ABH |
|
19.63 |
|
蒲公英 |
Taraxacum mongolicum |
PH |
|
268.5 |
|
阿爾泰狗娃花 |
Heteropappus altaicus Nov. |
PH |
29.4 |
11.6 |
|
苦荬菜 |
Ixeris sonchifolia Hance. |
PH |
|
7.5 |
|
火絨草 |
Leontopodium leontopodioides |
PH |
396.9 |
|
|
二裂萎陵菜 |
Potentilla bifurca L. |
PH |
53.8 |
|
|
多莖萎陵菜 |
Potentilla multicaulis Bge. |
PH |
45.6 |
|
|
山韭(山蔥) |
Allium senescene L. |
PH |
261 |
|
|
細(xì)葉韭 |
Allium tenuissimum L. |
PH |
122.5 |
|
|
扁蓿豆 |
Medicago ruthenica L. |
PH |
111.3 |
4.7 |
|
直立黃芪 |
Astragalus adsurgens pall. |
PH |
21.9 |
|
|
披針葉黃華 |
Thermopsis lanceolata R. Br. |
PH |
4.5 |
|
|
華北巖黃芪 |
Hedysarum gmelinii Ledeb. |
PH |
85.1 |
|
|
黃毛棘豆 |
Oxytropis ochrantha Turcz. |
PH |
3.1 |
|
|
獨(dú)行菜 |
Lepidium apetalum Willd. |
AH |
|
14.4 |
|
小花花旗桿 |
Dontostemon micranthus C. A. Mey. |
AH |
108.8 |
|
|
秦艽 |
Gentiana macrophylla Pall. |
PH |
|
|
|
狼毒 |
Stellera chamaejasme L. |
PH |
30.3 |
74.3 |
|
馬藺 |
Iris ensata Thunb. |
PH |
0.9 |
18.5 |
|
蔓莖蠅子草 |
Silene repens Patr. |
ABH |
4.1 |
|
|
達(dá)烏里芯芭 |
Cymbaria dahurica L. |
PH |
19.4 |
|
|
柴胡 |
Bupleurum chinensis DC. |
PH |
1814.4 |
|
|
防風(fēng) |
Saposhmikovia divaricata S. |
PH |
2113.4 |
|
|
堿蓬 |
Suaeda glauca Bge. |
AH |
|
1.5 |
|
野胡麻 |
Linum stelleroides L. |
ABH |
|
|
|
兩棲蓼 |
Polygonum amphibium L. |
PH |
4.9 |
|
|
鶴虱 |
Lappula myosotis V. |
AH |
35.7 |
17.2 |
|
瓣蕊唐松草 |
Thalictrum petaloideum L. |
PH |
7.9 |
|
|
塊莖糙蘇 |
Phlomis umbrosa Turcz. |
PH |
37.2 |
|
|
總計(jì)： |
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 放牧地與割草地種子庫(kù)比較
割草地、放牧地土壤種子庫(kù)儲(chǔ)量的時(shí)間動(dòng)態(tài)分別為747.7～1505.4粒/㎡和303.0～520.7粒/㎡；割草地種子庫(kù)分層動(dòng)態(tài)（空間動(dòng)態(tài)）分別為：0～2㎝土層種子密度445.0～833.2粒/㎡、2～5㎝土層種子密度170.4～463.9粒/㎡和5～10㎝土層種子密度132.6～208.3粒/㎡，放牧地種子庫(kù)分層動(dòng)態(tài)分別為：0～2㎝土層種子密度179.9～340.8粒/㎡、2～5㎝土層種子密度85.2～161.0粒/㎡和5～10㎝土層種子密度18.9～28.4粒/㎡。割草地、放牧地種子庫(kù)主要集中在0～5㎝土層中，由淺入深而遞減。放牧可使菊科植物種子比例增大。種子庫(kù)中菊科植物種子發(fā)芽速度要快于禾本科和豆科，所以原有植被破壞以后，菊科植物勢(shì)必要占領(lǐng)空間，導(dǎo)致牧草質(zhì)量下降。
另外割草對(duì)草地植物的干擾程度小于放牧對(duì)草地植物的干擾；放牧導(dǎo)致植株小型化、根莖節(jié)間距離縮短；同時(shí)（輕度）放牧也可以提高草地植物多樣性。
6、草地草地植被對(duì)降雨量變化的響應(yīng)
本試驗(yàn)于2005年6月在河北壩上張家口沽源牧場(chǎng)羊草草原，進(jìn)行了降雨量的波動(dòng)和利用強(qiáng)度變化的試驗(yàn)處理。降雨量波動(dòng)的處理是采用遮雨設(shè)備攔截50％試驗(yàn)小區(qū)0.5m正上空的面積，以達(dá)到減少50％降水量的要求，試驗(yàn)實(shí)際測(cè)定的攔截效果在43％－48％之間，增加50％處理的試驗(yàn)小區(qū)采用人工澆水的辦法達(dá)到要求。根據(jù)氣象站的測(cè)定結(jié)果，進(jìn)行澆水。利用強(qiáng)度設(shè)置兩個(gè)梯度，一個(gè)全年刈割2次，一個(gè)僅刈割一次）。對(duì)試驗(yàn)處理中的羊草地上地下生物量、試驗(yàn)處理不同層次土壤含水量年度變化、羊草群落組成以及不同組分產(chǎn)量的分布等進(jìn)行了研究。
6.1 降水量變化和利用強(qiáng)度對(duì)地上生物量變化的影響
隨利用強(qiáng)度的增加，草地的地上生物量有降低的趨勢(shì)，增加降水量和減少降雨量都一定程度的減少了羊草群落的生物量的趨勢(shì)，方差分析不顯著。刈割強(qiáng)度增加同時(shí)降雨量減少的情況下，生物量顯著降低；在正常和增加50％降水量處理中增加利用強(qiáng)度，生物量降低并不明顯。說(shuō)明利用強(qiáng)度的增加會(huì)減少地上生物量，尤其是干旱的年份會(huì)進(jìn)一步加劇地上生物量的減少（圖1-10）。
圖1-10 不同處理間年生物量響應(yīng)（2005年）
注：處理1表示降雨量減少50％，全年刈割1次；處理2表示降雨量減少50％，全年刈割2次；處理3表示降雨量不變，全年刈割1次；處理4表示降雨量不變，全年刈割2次；處理5表示降雨量增加50％，全年刈割1次；處理6表示降雨量增加50％，全年刈割2次。
6.2 年際間降雨量變化對(duì)羊草群落地上生物量以及群落組成的影響
由圖1-11可以看出2006年的生長(zhǎng)季的降水量為311.79mm比2005年的216.7增加了95.09mm.羊草群落的生物量明顯增加由2005年的159g/m2 增加到 191g/m2達(dá)到顯著性差異，羊草的產(chǎn)量由112g/m2減少到100g/m2達(dá)到顯著性差異。
圖1-11 降雨量和地上生物量年度間變化
由2005和2006年不同處理間羊草群落建群種組成的變化可以看出，隨著降雨量的增加，在產(chǎn)量構(gòu)成上南牡蒿和糙隱子草的比例增加，而羊草的產(chǎn)量呈現(xiàn)下降的趨勢(shì)。分析主要的原因是南牡蒿和糙隱子草的根系主要分布在土壤表層0－8cm這個(gè)層次，羊草的根莖集中在8－14cm。降水量的增加提高了土壤表層的含水量，增加了南牡蒿和糙隱子草在種群中的競(jìng)爭(zhēng)能力，因此羊草的生物量在降水量增加的情況下反而出現(xiàn)了下降的現(xiàn)象（圖1-12，圖1-13）。
圖1-12 2005年羊草群落建群種的產(chǎn)量構(gòu)成
圖1-13 2006年羊草群落建群種的產(chǎn)量構(gòu)成
6.3利用強(qiáng)度對(duì)羊草種群的影響
利用強(qiáng)度對(duì)羊草群落建群種的影響和降雨量的大小有密切的關(guān)系，由圖1-14可以看出，2006年降水量增加，利用強(qiáng)度增加后羊草的生物量呈現(xiàn)增加的趨勢(shì)；而2005年降雨量較低，隨利用強(qiáng)度增加后，羊草產(chǎn)量出現(xiàn)下降的趨勢(shì)，在2005、2006年降雨量變化使南牡蒿和糙隱子草的總地上生物量由33－40g/m2增加到72g/m2產(chǎn)量明顯增加；而利用強(qiáng)度處理對(duì)2005和2006年羊草群落中的南牡蒿和糙隱子草的影響不大（圖1-14）。
圖1-14 刈割強(qiáng)度對(duì)羊草種群組成的和地上生物量的影響
6.4 降雨量變化對(duì)草地生長(zhǎng)速率的影響
2006年羊草群落的總產(chǎn)量比2005年提高了48.9％，羊草產(chǎn)量提高43.9％，2006年生長(zhǎng)季各個(gè)時(shí)期的地上生物量都高于2005年的相應(yīng)地上生物量。2006年生長(zhǎng)季的降雨量為318mm，在8月20日前降雨比較均勻，從圖中可以看出2006年羊草群落總生物量和羊草的生物量都是逐漸增加的，而2005年生長(zhǎng)季的降雨為200mm而且生長(zhǎng)季前期偏旱，生物量的積累存在明顯的停止，反彈的現(xiàn)象（圖1-15）。
圖 1-15 2005年和2006年不同時(shí)期羊草與群落總產(chǎn)量的地上生物量變化
對(duì)2006年生長(zhǎng)速率（圖1-16）進(jìn)行分析表明，8月20日前整個(gè)群落是正增長(zhǎng)，8月20日左右群落的地上生物量達(dá)到峰值，接著群落的地上生物量開始下降。值得注意的是8月1日這一點(diǎn)，從圖中可以看出這一段時(shí)間生長(zhǎng)速率明顯降低，從試驗(yàn)地中央的試驗(yàn)站得到的氣象數(shù)據(jù)是降雨量34.4mm，平均溫度17.7℃，太陽(yáng)輻射183.3w/m2，風(fēng)速6.4m/s，土壤含水量13.0％；7月20日的數(shù)據(jù)分別為66.3、19.4、242.3、73.9、7.3、14.3；8月10日的為27.5、20.0、233.2、84.4、5.0、11.0�？梢钥闯鲋饕膮^(qū)別在與平均溫度、太陽(yáng)輻射和相對(duì)濕度，由于這段時(shí)間太陽(yáng)輻射低，蒸發(fā)量小空氣的相對(duì)濕度較高，空氣溫度較低，因此生長(zhǎng)速率減緩。由此可見即使在生長(zhǎng)旺盛的季節(jié)，在半干旱地區(qū)降雨量也不是唯一決定因素，這一發(fā)現(xiàn)間接的回答了為什么在用降雨量與生物量進(jìn)行相關(guān)分析時(shí)，差異并不一定顯著的問(wèn)題。
圖1-16 不同時(shí)期羊草和群落的生長(zhǎng)速率
6.5 降水量變化和利用強(qiáng)度對(duì)地下生物量的影響
試驗(yàn)處理中隨著降雨量的增加地下生物量有減少的趨勢(shì)（圖1-17），隨著刈
圖1-17 降雨量和利用強(qiáng)度對(duì)地下生物量的影響
注：BNPP表示地下生物量，rhizome表示羊草地下根莖，roots表示其它根系。
割次數(shù)的增加在減少50％的處理和降雨量不變的處理中地下生物量有增加的趨勢(shì)。在2005年少雨年和2006年豐雨年的比較中，2006年的植物根系總量要高于2005年的水平，這一結(jié)果和年內(nèi)的降雨量變化正好相反，在方差分析中差異未達(dá)到顯著水平。
6.6 小結(jié)
在半干旱區(qū)草原，作為主要自然限制因子的降水量對(duì)羊草群落的地上生物量影響很大，本試驗(yàn)中2006年總產(chǎn)量比2005年增加了48.9％，因此我們不能以個(gè)別年份草原生物量降低作為判定草場(chǎng)退化的指標(biāo)。因?yàn)樵谧匀粭l件下，年際間受降雨量的影響，草場(chǎng)生物量存在很大的波動(dòng)性。
試驗(yàn)結(jié)果也說(shuō)明我們?cè)趯?duì)草原進(jìn)行管理時(shí)，如在進(jìn)行草畜平衡，以草定畜時(shí)需要考慮自然條件的變化，尤其是在半干旱草原區(qū)。
在半干旱地區(qū)，植物旺盛生長(zhǎng)的時(shí)期如果太陽(yáng)輻射和溫度降低將降低牧草的生長(zhǎng)速率、限制草地的生物量的積累。
7．退化草地恢復(fù)改良模式
甘肅草原生態(tài)研究所以農(nóng)業(yè)部草地農(nóng)業(yè)生態(tài)學(xué)重點(diǎn)開放實(shí)驗(yàn)室（23260271）和慶陽(yáng)黃土高原草地農(nóng)業(yè)系統(tǒng)試驗(yàn)站為依托，于2002---2006年在甘肅環(huán)縣進(jìn)行了退化草地綜合改良技術(shù)研究，針對(duì)不同退化階段天然草地提出了不同的改良技術(shù)。
提出了適宜于重度退化草地的“封育+劃破+補(bǔ)播”綜合改良。對(duì)比試驗(yàn)表明，封育、補(bǔ)播、劃破草皮均能夠使退化草地得以恢復(fù)，但3種方法綜合集成后，具有簡(jiǎn)單、易操作、效果明顯等特點(diǎn)，切實(shí)可行，適于試驗(yàn)區(qū)推廣。
提出了適于中度退化草地的“兩季劃區(qū)輪牧”改良技術(shù)。把草地分為暖季放牧區(qū)和冷季放牧區(qū)兩類，分別在冷、暖兩季劃區(qū)輪牧，綜合土、草、畜特征，確定適宜的載畜量，并用“閾限雙因子法”指導(dǎo)各輪牧小區(qū)的放牧開始和結(jié)束時(shí)間。該模式，既通過(guò)家畜放牧保持正常的草畜關(guān)系，維護(hù)草地健康，又可以與短期肥育結(jié)合生產(chǎn)兩季畜產(chǎn)品，改善以往家畜肥育主要集中于冷季的單一模式。
提出了“退耕地封育”的自然恢復(fù)技術(shù)。退耕地經(jīng)過(guò)耕作，水分條件好，土壤肥力高，產(chǎn)草量在恢復(fù)初期很高，吸引家畜放牧，但初期主要生長(zhǎng)一年生牧草，放牧導(dǎo)致牧草生長(zhǎng)不充分，難以形成繁殖器官，土地迅速退化，采用封育后，十幾年就可以迅速恢復(fù)到健康水平。
試驗(yàn)區(qū)天然草地植被蓋度恢復(fù)到90%以上，地上生物量提高1倍左右。在上述技術(shù)的支撐下，環(huán)縣天然草原改良示范與推廣面積超過(guò)2600hm2。通過(guò)補(bǔ)播，劃破等方式恢復(fù)天然草原500 hm2以上�；謴�(fù)區(qū)植被覆蓋率達(dá)到75%以上，示范區(qū)土壤有機(jī)質(zhì)含量平均提高0.2%以上。載畜量3600羊單位，周邊鄉(xiāng)鎮(zhèn)300多農(nóng)戶直接受益。
7.1 “封育+劃破+補(bǔ)播”綜合改良技術(shù)
在重度退化的自由放牧草地上建立圍封、劃破+圍封、圍封+補(bǔ)播、圍封+補(bǔ)播+劃破試驗(yàn)樣地。測(cè)定試驗(yàn)前后各處理的地上現(xiàn)存量、凋落物和物種數(shù)等植被特征。比較各種改良措施的優(yōu)點(diǎn)和缺點(diǎn)，并對(duì)關(guān)鍵技術(shù)開展專項(xiàng)研究。
7.1.1 對(duì)草地地上現(xiàn)存量、凋落物與土壤有機(jī)碳的影響
總體上，封育開始后1年內(nèi)，重度退化草地地上現(xiàn)存量、凋落物與立枯物量急劇減少，主要因?yàn)橐荒晟参餃p少較多，但土壤有機(jī)碳在5年內(nèi)逐漸增加（圖1-18）。然而，某些地形條件下，如陽(yáng)坡15°和45°，封育能否顯著增加草地地上生物量，還取決于降水條件�，F(xiàn)存量的增幅，陰坡最高為25%，坡頂為20%—60%，陽(yáng)坡不超過(guò)35%，三個(gè)坡向的變化趨勢(shì)為坡頂>陽(yáng)坡>陰坡。陰坡15°和陽(yáng)坡45°條件下，封育對(duì)產(chǎn)草量沒(méi)有顯著影響（p>0.05）。封育后，35%-50%的地上物質(zhì)作為凋落物存在于草地中。草地凋落物量對(duì)于保護(hù)土壤，減緩水土流失有重要作用，封育后草地凋落物現(xiàn)存量比未封育草地顯著增加（p<0.01）。與放牧坡地相比，在陰坡，15°、30°和45°的封育坡地凋落物量增加2-4倍，坡頂則提高3-15倍，陽(yáng)坡高4-15倍。在較為干燥的陽(yáng)坡和坡頂，封育對(duì)于凋落物積累有更為積極的作用。
圖1-18封育草地現(xiàn)存量、凋落物量與土壤有機(jī)碳含量
7.1.2 對(duì)草地生物量、蓋度和物種豐富度的影響
各種改良措施下，牧草生產(chǎn)力大小依次為：劃破+補(bǔ)播+封育>補(bǔ)播+封育>封育>自由放牧（圖1-19）。封育+補(bǔ)播+劃破處理的草地，牧草地上現(xiàn)存量（225g/m2）與凋落物量（54.93g/m2）最高，分別是封育草地的1.9倍和10倍。在放牧條件下，與直接補(bǔ)播的改良方法相比，劃破+補(bǔ)播處理的草地牧草現(xiàn)存量與凋落物量分別增加0.43倍、6.66倍。說(shuō)明，退化草地的改良與放牧并不對(duì)立。短期內(nèi)，不同恢復(fù)方式對(duì)草地物種數(shù)、蓋度影響有所差異，高于自由放牧地20%-30%（圖1-19）。說(shuō)明封育能夠提高草地的生態(tài)效益。但是，封育并不顯著增加物種豐富度（p>0.05）。
圖1-19 2004年各種恢復(fù)措施對(duì)草地生物量、蓋度和物種豐富度的影響
 
圖1-20 劃破強(qiáng)度對(duì)草地的影響
劃破強(qiáng)度（劃破區(qū)域占整個(gè)草地的面積比例）為46.3%時(shí)地上生物量最高（圖1-20）。但是根量在本項(xiàng)目的劃破強(qiáng)度范圍內(nèi)，與之成正比；土壤含水量隨之下降，但劃破強(qiáng)度46.3%與61.9%之間無(wú)顯著差異（p>0.05）。綜合3項(xiàng)指標(biāo)，以劃破強(qiáng)度不超過(guò)50%為宜，如此，草地既具有較高的地上生物量，也具有一定的地下生物量。
不同圍封時(shí)限對(duì)草地生產(chǎn)力和物種豐富度有顯著影響（圖1-21）。2005年，圍封6年的草地產(chǎn)草量比自由放牧地高78.7%（p<0.01），2006年圍封3年和6年的樣地產(chǎn)
圖1-21 放牧和封育對(duì)產(chǎn)草量和物種豐富度的影響
草量超出自由放牧地1倍（p<0.01）。2006年，物種豐富度以封育6年的樣地最高，而以自由放牧地最低。說(shuō)明，草地生產(chǎn)力的恢復(fù)要快于物種組成。
7.2 “兩季劃區(qū)輪牧”改良技術(shù)
選擇地勢(shì)平坦、植被一致的中度退化天然草地，建立灘羊劃區(qū)輪牧試驗(yàn)小區(qū)20個(gè)。夏季輪牧草地，每年6月中旬至9月中旬輪牧。每小區(qū)連續(xù)放牧10d，輪牧周期30d，一年輪牧3次。試驗(yàn)家畜為1-2歲的去勢(shì)公灘羊，體況相近，放牧強(qiáng)度分別為0（對(duì)照）、2.67羊/hm2、5.33羊/ hm2和8.67羊/hm2。每小區(qū)放牧前，家畜空腹稱重，10天稱一次。放牧前后測(cè)定各小區(qū)牧草現(xiàn)存量、凋落物量、物種數(shù)和植被蓋度，秋季測(cè)定0-5cm土層粒徑和0-30cm有機(jī)質(zhì)。冬季輪牧草地，每年11月至12月中旬輪牧，每小區(qū)連續(xù)放牧5d，輪牧周期15d，一年輪牧3次。
7.2.1 草地合理放牧技術(shù)—確定適宜放牧強(qiáng)度
在輪牧系統(tǒng)中，確定適宜的放牧強(qiáng)度是實(shí)行草地健康管理的基礎(chǔ)。夏季輪牧，載畜量為2.67羊/ha時(shí)，草地具有最大的地上現(xiàn)存量、物種豐富度和土壤有機(jī)碳含量。而載畜量為5.33羊/ha時(shí)，草地土壤水分最好（圖1-22）。說(shuō)明適度引發(fā)牧草的超補(bǔ)償生長(zhǎng)，維持草地良好的物種結(jié)構(gòu)和土壤條件。可以認(rèn)為適度放牧有利于草地恢復(fù)，是維護(hù)草地健康的重要途徑。
暖季放牧，灘羊日增重一般在2.67羊/hm2下最高（圖1-23）。2002年，第1輪放
圖1-22夏季輪牧對(duì)植被和土壤的影響
注：土壤有機(jī)碳為2004和2005年的平均值，其余為2002-2005年平均值
圖1-23不同放牧強(qiáng)度放牧灘羊生產(chǎn)力變化
注：夏季為2002年-2006年平均值，冬季為2002-2005年平均值
牧甚至可以達(dá)到176.7g/d，第2輪和第3輪放牧，也可以在120g/d以上。5.33羊/hm2和8.67羊/ha的灘羊日增重分別在65—167.5g/d和66.2g/d—138.1g/d之間。過(guò)去5年中，放牧灘羊單只活體增重隨放牧強(qiáng)度增大呈降低趨勢(shì)。在一定載畜量范圍內(nèi)，單位面積草地放牧灘羊的平均日增重呈上升趨勢(shì)。因?yàn)楫?dāng)放牧強(qiáng)度超過(guò)一定范圍后，由于草地衰敗，家畜生產(chǎn)能力急劇下降。
依據(jù)植被與土壤特征，確定試驗(yàn)區(qū)草地生長(zhǎng)季（6月—9月）適宜載畜量為3.6-4.1羊單位/ha。家畜的生產(chǎn)力特征也可以作為確定適宜放牧強(qiáng)度的依據(jù)（圖1-23）。根據(jù)土壤和植被所確定的適宜放牧強(qiáng)度雖然在這個(gè)值域范圍內(nèi)，但比最高值低。這反映出草地生產(chǎn)中，經(jīng)濟(jì)效益（以動(dòng)物生產(chǎn)為代表）與生態(tài)效益（以植被和土壤狀況為代表）的矛盾，但二者是可調(diào)和的。生產(chǎn)實(shí)踐過(guò)程中，適宜的放牧強(qiáng)度需要依據(jù)土—草—畜綜合特征確定。本項(xiàng)研究以生態(tài)效益為主，兼顧經(jīng)濟(jì)效益，用土—草—畜相互關(guān)系確定適宜載畜量為4.3羊/ha—5.6羊/ha，草地的動(dòng)物生產(chǎn)能力為41.9APU/ha—51.2APU/ha。
冬季輪牧試驗(yàn)表明，灘羊生產(chǎn)力不同程度下降（圖1-23），放牧越輕，灘羊個(gè)體失重最少。從畜產(chǎn)品產(chǎn)量的角度來(lái)講，冬季不適合放牧。但是，對(duì)于畜產(chǎn)品質(zhì)量上或者基礎(chǔ)畜群維持，卻具有一定的可行性。如果結(jié)合補(bǔ)飼，完全可以保證綿羊體重增加，生產(chǎn)上也具有可行性。
但是，從畜群越冬的角度，2002年和2003年灘羊在45d內(nèi)體重分別下降5.1%-8.4%和2.0%-4.0%。家畜體況尚可接受，而且沒(méi)有補(bǔ)飼費(fèi)用，經(jīng)濟(jì)上也可行。而且放牧草地相對(duì)于未放牧的對(duì)照樣地，植被和土壤沒(méi)有顯著變化（p>0.05），生態(tài)上可行。這項(xiàng)研究，還需結(jié)合補(bǔ)飼進(jìn)行，以探索冬季利用天然草地的最佳途徑。
7.2.2適宜放牧?xí)r間的確定----輪牧草地健康管理的“閾限雙因子法”
根據(jù)牧草生長(zhǎng)動(dòng)態(tài)，一個(gè)輪牧周期可以分為放牧期和再生長(zhǎng)期（圖1-24）。草地放牧產(chǎn)生一個(gè)植物生理生長(zhǎng)的低限，這是草地維持可持續(xù)功能和健康所能承受的最低閾值，對(duì)應(yīng)著草地最低高度、蓋度或現(xiàn)存量等。牧草的再生長(zhǎng)期又可以分為調(diào)整期和恢復(fù)期（圖1-24）。牧草在調(diào)整期主要修復(fù)受損生理機(jī)構(gòu)，重新分配貯藏物質(zhì)，為冠層重建和再生長(zhǎng)作必要的生理生長(zhǎng)準(zhǔn)備。牧草在恢復(fù)期生理生長(zhǎng)功能逐漸恢復(fù)到放牧前的健康水平，并產(chǎn)生一個(gè)生理生長(zhǎng)的上限（圖1-24），這是牧草生理生長(zhǎng)活動(dòng)能夠恢復(fù)的最高閾值，對(duì)應(yīng)著草地最大現(xiàn)存量或貯草量等。在放牧期，牧草的生理生長(zhǎng)指標(biāo)接近于正常的生長(zhǎng)低限閾值，若繼續(xù)放牧，則草地難以恢復(fù)，因此，生長(zhǎng)低限閾值可作放牧結(jié)束的指標(biāo)。牧草再生長(zhǎng)期，牧草生長(zhǎng)達(dá)到生長(zhǎng)高限閾值，若草地仍不利用，就會(huì)造成資源浪費(fèi)，而且草群結(jié)構(gòu)變壞，生長(zhǎng)高限閾值可作為放牧開始的指標(biāo)。所以，通過(guò)試驗(yàn)確定適宜的低限閾值和高限閾值，可以指導(dǎo)草地的健康管理，這就是草地健康管理的雙因子閾限法。對(duì)于放牧草地，牧草在器官、個(gè)體、種群和群落等各個(gè)組織層次都存在兩個(gè)。在天然草地，由于家畜的擇食性和牧草抗牧性的種間差異，牧草種之間的生理生長(zhǎng)變化不同步，各項(xiàng)指標(biāo)變異率很高，因此確定雙因子的群體閾限值更具實(shí)踐價(jià)值，如群落蓋度、地上現(xiàn)存量、凋落物現(xiàn)存量等，都是群落生產(chǎn)力的表現(xiàn)形式。
在夏季放牧地，根據(jù)閾限雙因子法，采用多種植被指標(biāo)，可以確定不同降水特征的年份，放牧地何時(shí)開始放牧和結(jié)束放牧（圖1-24），始終保持放牧草地的健康狀態(tài)。該方法在試驗(yàn)區(qū)放牧系統(tǒng)中得到運(yùn)用，取得良好效果。
圖1-24 暖季輪牧期間，草地生物量與物種動(dòng)態(tài)
7.3 “退耕地封育”的自然恢復(fù)技術(shù)
在研究區(qū)設(shè)置已恢復(fù)1年、2年、4年和7年的退耕地，以天然草地作為對(duì)照，比較植被與土壤的恢復(fù)進(jìn)程。
黃土高原退耕地恢復(fù)進(jìn)程中，植被從沙蓬單優(yōu)群落向以達(dá)烏里胡枝子為優(yōu)勢(shì)種的群落演替。物種的增加速度，初期快，后期慢。退耕后恢復(fù)初期的新增物種主要是沙蓬和白草，中前期主要是茵陳蒿，它們是群落的次優(yōu)勢(shì)種；中后期新增物種主要是多年生豆科植物，只是群落的伴生種。群落中1年生和多年生植物地上生物量分別以8.8%的年平均速率減少或增加，豆科植物地上生物量比例上升（圖1-25）。退耕地恢復(fù)過(guò)程中，上層土壤中群落地下生物量比例與變化幅度增加，表現(xiàn)出根系淺層化趨勢(shì)。沙蓬種群和達(dá)烏里胡枝子種群株高、冠幅直徑、分枝數(shù)和生殖枝數(shù)隨恢復(fù)時(shí)間呈相反的變化趨勢(shì)。退耕地恢復(fù)演替1—7年土壤粘粒和粉粒減少，砂粒增加，7年后變化趨勢(shì)相反。退耕地0-100cm土層水分含量在恢復(fù)期間呈逐漸上升趨勢(shì)，中期增幅顯著。全N和速效N在恢復(fù)前期減少，后期增加。刈割利用下，退耕地恢復(fù)過(guò)程中土壤全P、速效P和有機(jī)C持續(xù)衰竭（圖1-25）。
圖1-25 退耕地恢復(fù)進(jìn)程中植被與土壤特征
根據(jù)種群、群落和土壤特征相對(duì)于天然草地的變化速度，退耕地恢復(fù)到當(dāng)前穩(wěn)定的群落所需時(shí)間分別為，優(yōu)勢(shì)種群8—9年，群落9—11年，土壤11—12年（表1-27）。長(zhǎng)期耕作改善了土壤結(jié)構(gòu)與肥力，因此在退耕地棄耕早期，群落具有較高的生物量；棄耕地的恢復(fù)演替速度也比群落的原生演替快得多，并且棄耕地從一開始就具有較高的生態(tài)防護(hù)能力。所以，在研究區(qū)域，多數(shù)耕地用棄耕封育的方式開展生態(tài)恢復(fù)是可行的。
表1-27 退耕地的恢復(fù)時(shí)間
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|
指標(biāo) |
恢復(fù)時(shí)間 （年） |
|
種群 |
沙蓬 |
8.4±0.2 |
|
達(dá)烏里胡枝子 |
8.9±0.4 |
|
平均 |
8.7±0.3 |
|
群落 |
群落相似性 |
9.5 |
|
物種豐富度 |
10.4 |
|
地上現(xiàn)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
|
土壤粒徑（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、沙化草地植被恢復(fù)技術(shù)研究
林西縣有近10萬(wàn)公頃的天然草地，由于長(zhǎng)期超載過(guò)牧和盲目開墾，草地退化、沙化日趨嚴(yán)重，退化、沙化草地面積占可利用草地面積85%以上。為了恢復(fù)草地植被，提高草地生產(chǎn)力，我們開展了退化、沙化天然草地植被恢復(fù)技術(shù)研究與示范推廣。在深入研究全縣草地生態(tài)系統(tǒng)受損機(jī)理的基礎(chǔ)上，運(yùn)用圍封禁牧、休牧等自然恢復(fù)和選擇適應(yīng)性強(qiáng)的牧草進(jìn)行補(bǔ)播等技術(shù)措施，共改良沙化、退化、鹽堿化草地4100hm2，使植被蓋度從原來(lái)不足30%提高到80%以上，牧草產(chǎn)量從434.69～750.01kg/hm2提高到1464.04～2850.12kg/hm2，地下生物量也明顯增加，草地圍封4年后，地下生物量由原來(lái)的4.41g增加到28.49g(長(zhǎng)×寬×深度=20cm×20cm×30cm)。沙化、退化草地植被得到明顯的恢復(fù)，群落結(jié)構(gòu)發(fā)生顯著變化，從而遏制了草地退化的態(tài)勢(shì)。
選擇輕度或中度退化草地進(jìn)行圍封禁牧，4年后，草地植被得到明顯的恢復(fù)，群落結(jié)構(gòu)發(fā)生明顯變化，植物種類增多，由原來(lái)的十幾種增加到幾十種（表1-28）。
表1-28 植物群落結(jié)構(gòu)特性
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樣地
名 |
利用
方式 |
優(yōu) 勢(shì)
植 物 |
植 物 種 類 |
|
大水菠羅牧場(chǎng)
|
全年放牧 |
糙隱子草、針茅、
狼毒 |
狼毒、草蕓香、火絨草、糙隱子草、大針茅、羊草、糙蘇、扁蓄豆、委陵菜、唐松草、細(xì)葉蔥、柴胡、裂葉蒿、防風(fēng)、地榆、細(xì)葉鳶尾 |
|
半年禁牧(冬季放牧) |
線葉菊、
大針茅、
尖葉胡枝子 |
線葉菊、大針茅、尖葉胡枝子、火絨草、草蕓香、狼毒、地榆、旱麥瓶、阿爾泰狗娃花、裂葉蒿、糙蘇、苔草、糙隱子草、洽草、射干鳶尾、黃芪、風(fēng)鈴草、二裂萎陵菜、柴胡、棘豆、山野豌豆、扁蓄豆、細(xì)葉蔥、石竹、麻花頭、細(xì)葉鳶尾、秦艽、星毛萎陵菜、蓼、斜莖黃芪、瓦松、防風(fēng)、短花針茅、草木樨狀黃芪、車軸草、刺穗藜、荊芥、蓬子菜、土三七、歪頭菜、冷蒿 |
|
新城子鎮(zhèn) |
全年放牧 |
百里香、冷蒿、狗尾草、 |
達(dá)烏里胡枝子、百里香、冷蒿、棘豆、地錦、阿爾泰狗花、狗尾草、虎尾草 |
|
打草場(chǎng) |
達(dá)烏里胡枝子、羊草、
中華隱子草 |
達(dá)烏里胡枝子、百里香、冷蒿、棘豆、中華隱子草、羽茅、羊草、大葉樟、草木樨狀黃芪、草蕓香、萎陵菜、知母、細(xì)葉蔥、草麻黃、射干鳶尾
|
|
雙井店鄉(xiāng) |
全年放牧 |
一年生雜草 |
達(dá)烏里胡枝子、冷蒿、棘豆、糙葉黃芪、細(xì)葉鳶尾、地錦、止血馬唐、寸草苔、狗尾草 |
|
全年禁牧 |
羊草、
冰草、
達(dá)烏里胡枝子 |
羊草、冰草、達(dá)烏里胡枝子、糙隱子草、畫眉草、白草、萎陵菜、冷蒿、細(xì)葉鳶尾、地錦、寸草苔、扁蓄豆、賴草、西柏利亞羽茅、艾蒿、冷蒿、地?zé)稀⒇i毛菜、虎尾草、狗尾草 |
草層高度由原來(lái)的不足10cm提高到20～35cm ，優(yōu)良豆科牧草和禾本科牧草明顯增多；草地產(chǎn)草量得到顯著的提高，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）
|
樣地名 |
利用方式 |
總生物量 |
豆科牧草 |
禾本科
牧草 |
雜類草 |
|
大水菠羅牧場(chǎng)
大水菠羅牧場(chǎng)
新城子鎮(zhèn)
新城子鎮(zhèn)
雙井店鄉(xiāng)
雙井店鄉(xiāng)
興隆莊鄉(xiāng)
興隆莊鄉(xiāng) |
全年放牧
半年禁牧
全年放牧
打草場(chǎng)
全年放牧
全年禁牧
飛播封育打草
淺耕補(bǔ)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、封育的過(guò)程中，除地上部分植被得到恢復(fù)外，地下生物量也發(fā)生了明顯的變化(表1-30)。
表1-30 天然草地地下生物量 (g、cm)
|
樣地名 |
利用方式 |
總根量 |
根層 |
|
0～10 |
10～20 |
20～30 |
|
大水菠羅牧場(chǎng)
大水菠羅牧場(chǎng)
新城子鎮(zhèn)
新城子鎮(zhèn)
雙井店鄉(xiāng)
雙井店鄉(xiāng) |
全年放牧
半年禁牧
全年放牧
打草場(chǎng)
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 |
|
選擇蓋度低于30%的重度退化草地和沙化草地進(jìn)行淺耕補(bǔ)播和人工模擬飛播，取得了較好的效果，補(bǔ)播草種選擇適應(yīng)性強(qiáng)、耐粗放管理的尖葉胡枝子、達(dá)烏里胡枝子、扁穗冰草和蒙古冰草進(jìn)行退化草地淺耕補(bǔ)播，產(chǎn)草量可達(dá)1464.04kg/hm2，其中，豆科牧草和禾本科牧產(chǎn)量分別達(dá)到640.32 kg/hm2和427.52 kg/hm2；沙化草地人工模擬飛播產(chǎn)草量可達(dá)1112.86 kg/hm2，其中豆科牧草和禾本科牧草產(chǎn)量分別達(dá)到914.96 kg/hm2和179.89 kg/hm2。淺耕補(bǔ)播對(duì)原始植被的破壞性較大，改良后1～2年草地生產(chǎn)力較低，但第3年以后產(chǎn)草量劇增，為防止土地沙化起見，該技術(shù)在采用時(shí)應(yīng)慎重。人工模擬飛播對(duì)草地原始植被不會(huì)造成破壞，適宜在沙化草地上實(shí)施，這種技術(shù)操作簡(jiǎn)單，便于群眾掌握，是改良沙化草地行之有效的好技術(shù)。
通過(guò)天然草地植被恢復(fù)技術(shù)研究，取得了如下結(jié)果：①在輕度或中度退化草地上，采用禁牧封育技術(shù)，可取得較好的效果，經(jīng)過(guò)4年的禁牧封育，退化、沙化草地植被得到明顯恢復(fù)，群落發(fā)展進(jìn)展演替；②在退化草地演變過(guò)程中，群落中的優(yōu)勢(shì)種群存在著協(xié)同變化；③與退化草地相比，沙化草地自然封育速度較慢，特別是地下部分；④人工模擬飛播技術(shù)操作簡(jiǎn)單，在重度退化的半流動(dòng)沙地采用該技術(shù)，能迅速增加植被，形成以飛播優(yōu)良牧草為優(yōu)勢(shì)的植物群落，在封育條件下兩年即可取得顯著成效。
9. 草地生態(tài)系統(tǒng)價(jià)值評(píng)估及其動(dòng)態(tài)模擬
本研究是在對(duì)典型區(qū)域調(diào)查研究的基礎(chǔ)上，運(yùn)用生態(tài)經(jīng)濟(jì)學(xué)、畜牧學(xué)、草業(yè)科學(xué)等相關(guān)學(xué)科的知識(shí)，采用規(guī)范研究與實(shí)證研究相結(jié)合，定性分析與定量分析相結(jié)合的方法，結(jié)合錫林郭勒草地生態(tài)系統(tǒng)的實(shí)際，對(duì)錫林郭勒草地生態(tài)系統(tǒng)的價(jià)值及其管理策略進(jìn)行了研究，展示了研究框架的理論價(jià)值和應(yīng)用價(jià)值，探討了生態(tài)系統(tǒng)價(jià)值評(píng)估的理論與技術(shù)，為草地生態(tài)系統(tǒng)的管理、恢復(fù)與保護(hù)的科學(xué)決策提供了理論依據(jù)。
9.1. 草地生態(tài)系統(tǒng)價(jià)值的能值評(píng)估框架研究
針對(duì)目前生態(tài)系統(tǒng)價(jià)值評(píng)估框架存在的主要問(wèn)題：1）、價(jià)值評(píng)估的理論尚處在探索過(guò)程中，未將其納入投資分析與決策過(guò)程；2）、分類復(fù)雜，靜態(tài)分析多，動(dòng)態(tài)分析少，定價(jià)帶有明顯的主觀色彩。應(yīng)用能值理論與生態(tài)學(xué)、經(jīng)濟(jì)學(xué)理論有機(jī)結(jié)合，提出了草地生態(tài)系統(tǒng)價(jià)值的能值評(píng)估框架（圖1-26）。
9.1.1生態(tài)資產(chǎn)的主要內(nèi)容
1)生態(tài)系統(tǒng)立地平臺(tái)的價(jià)值；2)生態(tài)系統(tǒng)貯存水及元素的價(jià)值；3)土壤泥炭及有機(jī)質(zhì)價(jià)值；4) 活的生物量的價(jià)值；5)特有物種的基因信息價(jià)值。如果某種物種并非本地獨(dú)有，可根據(jù)其占全球分布面積的比例進(jìn)行匡算。
9.1.2 草地生態(tài)系統(tǒng)功能
生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的主要內(nèi)容有生態(tài)功能、經(jīng)濟(jì)功能和社會(huì)功能。
9.1.2.1 草地生態(tài)系統(tǒng)的生態(tài)功能
草地生態(tài)系統(tǒng)是一個(gè)由氣候、地形、土壤、日光、空氣、水分、地下資源、植物、
圖1-26 草地生態(tài)系統(tǒng)價(jià)值評(píng)估框架及其的有機(jī)構(gòu)成
動(dòng)物以及微生物等組成的生態(tài)系統(tǒng)，其生態(tài)服務(wù)功能是草地生態(tài)系統(tǒng)與生態(tài)過(guò)程所形成及所維持的人類賴以生存的自然環(huán)境條件和效用。主要表現(xiàn)是：調(diào)節(jié)氣候、改良土壤、保持水土、防風(fēng)固沙、涵養(yǎng)水源、美化環(huán)境、凈化空氣、防止噪音等多種生態(tài)服務(wù)功能。通過(guò)合理地發(fā)揮草地生態(tài)系統(tǒng)的生態(tài)功能，能使人類生活在一個(gè)清潔優(yōu)美的生活環(huán)境和生態(tài)環(huán)境之中，較好地防治各種污染對(duì)人類的可能干擾和危害，以及人口的正常再生產(chǎn)和各種產(chǎn)業(yè)的合理再生產(chǎn)。
9.1.2.2 草地生態(tài)系統(tǒng)的經(jīng)濟(jì)功能
草地的經(jīng)濟(jì)功能是草地經(jīng)濟(jì)系統(tǒng)在生態(tài)系統(tǒng)進(jìn)行物質(zhì)循環(huán)、能量轉(zhuǎn)換和信息傳遞的同時(shí)，各類經(jīng)濟(jì)要素的投入和產(chǎn)出形成了滿足人類不同需求的各種有形和無(wú)形的中間產(chǎn)品和最終產(chǎn)品，再通過(guò)有形和隱形市場(chǎng)的交換，提供給本地區(qū)生產(chǎn)消費(fèi)、居民消費(fèi)和經(jīng)過(guò)國(guó)內(nèi)外貿(mào)易滿足國(guó)內(nèi)外市場(chǎng)需求的諸功能的總稱。包括草地產(chǎn)品本身的經(jīng)濟(jì)功能，還有改善環(huán)境、美化社區(qū)促進(jìn)其它行業(yè)，如畜牧業(yè)、旅游業(yè)和房地產(chǎn)業(yè)增值的功能。
通過(guò)發(fā)揮草地生態(tài)系統(tǒng)的經(jīng)濟(jì)功能，在自然物質(zhì)循環(huán)中形成了物質(zhì)流、能量流、信息流的同時(shí)，也形成了經(jīng)濟(jì)流。即一方面形成了各種能滿足人類需求的經(jīng)濟(jì)物質(zhì)即使用價(jià)值，作為這部分經(jīng)濟(jì)產(chǎn)品的物質(zhì)承擔(dān)者；另一方面，在這部分經(jīng)濟(jì)產(chǎn)品的投入產(chǎn)出過(guò)程中又不斷地轉(zhuǎn)移價(jià)值、創(chuàng)造價(jià)值和增值價(jià)值，經(jīng)過(guò)交換、分配，最終進(jìn)入消費(fèi)，以實(shí)現(xiàn)其價(jià)值。從而也使自然能量流與經(jīng)濟(jì)能量流并存，使生態(tài)系統(tǒng)內(nèi)的自然信息流與經(jīng)濟(jì)系統(tǒng)的生產(chǎn)信息、市場(chǎng)信息、消費(fèi)信息并存；并使草地商品和草地服務(wù)在生產(chǎn)和流通中實(shí)現(xiàn)價(jià)值增值。
9.1.2.3 草地生態(tài)系統(tǒng)的社會(huì)功能
在草地植被的眾多功能中，明顯被人們實(shí)際使用的功能是滿足居民娛樂(lè)、文化教育、科學(xué)普及等精神生活的需要。隨著社會(huì)與人類的進(jìn)步和發(fā)展，居民對(duì)生活環(huán)境的需求在不斷提高，休閑的意識(shí)在不斷加強(qiáng)�？梢哉f(shuō)，草地生態(tài)系統(tǒng)已經(jīng)成為人們生活中的一個(gè)重要成分，具有重要的社會(huì)功能。其社會(huì)功能主要表現(xiàn)為：滿足社會(huì)各方面需求，促進(jìn)精神文明建設(shè)；改善生產(chǎn)生活環(huán)境，增進(jìn)人們健康；改善投資環(huán)境，吸引建設(shè)資金；提供良好的休息環(huán)境，緩解人們心理壓力等。
通過(guò)上述對(duì)草地植被系統(tǒng)的特點(diǎn)及其結(jié)構(gòu)的分析，可以發(fā)現(xiàn)，草地系統(tǒng)是一個(gè)多元的復(fù)合系統(tǒng)，因此，草地生態(tài)系統(tǒng)必然具有生態(tài)、經(jīng)濟(jì)與社會(huì)全方位的服務(wù)功能。
草地生態(tài)系統(tǒng)是一個(gè)開放的系統(tǒng)，與外界存在著能量物質(zhì)的交換，因而其具有自我增值的功能。為了了解功能的動(dòng)態(tài)，我們可以選擇主要的指標(biāo)進(jìn)行動(dòng)態(tài)模擬。如對(duì)于草地植被，我們可以選擇活生物量、凈生產(chǎn)力、吸碳放氧功能等關(guān)鍵指標(biāo)對(duì)生態(tài)資產(chǎn)、服務(wù)功能的關(guān)鍵指標(biāo)進(jìn)行綜合分析。若要了解更多功能的動(dòng)態(tài)，可增加分室模型的內(nèi)容。
9.2 草地生態(tài)系統(tǒng)生態(tài)資產(chǎn)及服務(wù)功能價(jià)值綜合評(píng)估表
根據(jù)能值分析方法和步驟(圖1-27)對(duì)每一種資源的能量、物質(zhì)進(jìn)行分析，取得一系列基本數(shù)據(jù)，在此基礎(chǔ)上編制生態(tài)資產(chǎn)及其服務(wù)功能綜合評(píng)估表(表1-31和表1-32)。
圖1-27能值分析步驟(仿藍(lán)盛芳，2002;Odum,1996)
表1-31 能值分析表
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資源類別 |
資源流動(dòng)量（單位/年） |
太陽(yáng)能值轉(zhuǎn)換率（sej/J） |
太陽(yáng)能值（sej） |
宏觀經(jīng)濟(jì)價(jià)值
（EM$） |
|
1.本地資源
1）
2）
3）
．．．
2.輸入資源
．．．
3.輸出資源
．．． |
|
|
|
|
表1-32 草地生態(tài)資產(chǎn)及其服務(wù)功能價(jià)值綜合評(píng)估表
|
資源類別 |
資源流動(dòng)量 |
單位 |
太陽(yáng)能值轉(zhuǎn)換率 |
太陽(yáng)能值（sej） |
宏觀經(jīng)濟(jì)價(jià)值（EM$） |
|
1.服務(wù)功能價(jià)值
1） 蒸發(fā)
2） GPP
3） NPP
1） 碳匯
2） 釋放氧氣
3） 產(chǎn)品
4） 娛樂(lè)
．．．
2.生態(tài)資產(chǎn)價(jià)值
1）立地平臺(tái)價(jià)值
2）活的生物量
3）物種基因
4）泥炭及有機(jī)質(zhì)
．．．
3.替代價(jià)值
1）部分替代價(jià)值（如表層生物量替代價(jià)值）
2）完全替代價(jià)值 |
|
|
|
|
|
9.3 錫林郭勒羊草樣方草地生態(tài)資產(chǎn)及功能價(jià)值的能值評(píng)估
為了探討錫林郭勒草地生態(tài)系統(tǒng)的價(jià)值，選擇位于該區(qū)境內(nèi)的中國(guó)科學(xué)院內(nèi)蒙草原生態(tài)系統(tǒng)定位站的樣地資料為基礎(chǔ)，試圖通過(guò)案例研究，展示草地生態(tài)系統(tǒng)價(jià)值評(píng)估的新方法。
本研究以羊草樣地資料為例進(jìn)行了研究。羊草樣地建于1980年，面積400m*600m。
9.3.1 單位面積能值評(píng)估
內(nèi)蒙古錫林郭勒典型草地羊草草地生態(tài)系統(tǒng)單位面積能值評(píng)估結(jié)果列于表1-33中，并對(duì)有關(guān)驅(qū)動(dòng)力、環(huán)境服務(wù)及生態(tài)資產(chǎn)的宏觀經(jīng)濟(jì)價(jià)值以能值元(em¥)為單位進(jìn)行了估算。
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表1-33 |
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序號(hào) |
項(xiàng)目 |
數(shù)據(jù)及 |
單位 |
能值轉(zhuǎn)換率 |
太陽(yáng)能值 |
宏觀經(jīng)濟(jì)價(jià)值 |
|
|
|
|
|
(sej/單位) |
(sej/a) |
(元人民幣) |
|
|
驅(qū)動(dòng)力：能量來(lái)源 |
|
|
|
|
|
|
1 |
太陽(yáng)輻射 |
4.43E+13 |
J/hm2/a |
1 |
4.43E+13 |
88.60 |
|
2 |
風(fēng) |
3.10E+10 |
J/hm2/a |
1496 |
4.64E+13 |
92.75 |
|
3 |
雨水：化學(xué)能 |
1.73E+10 |
J/hm2/a |
18199 |
3.14E+14 |
629.69 |
|
4 |
雨水：勢(shì)能 |
6.49E+07 |
J/hm2/a |
27874 |
1.81E+12 |
3.62 |
|
5 |
地球循環(huán) |
1.00E+10 |
J/hm2/a |
34377 |
6.79E+14 |
687.54 |
|
|
功能：主要環(huán)境服務(wù)功能 |
|
|
|
|
7285.94 |
|
6 |
水分蒸發(fā)(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 |
|
|
結(jié)構(gòu)：主要生態(tài)資產(chǎn) |
|
|
|
|
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羊草樣地為例進(jìn)行計(jì)算。1hm2草地生態(tài)系統(tǒng)的驅(qū)動(dòng)力、生態(tài)服務(wù)功能及其生態(tài)資產(chǎn)的宏觀經(jīng)濟(jì)價(jià)值等于各項(xiàng)目的能值除以中國(guó)能值貨幣比率(5X1011sej/RMB,嚴(yán)茂超，2001)；
2、NPP和GPP及活生物量的能值轉(zhuǎn)換率來(lái)自本研究，其他的能值轉(zhuǎn)換率來(lái)自于國(guó)際通用指標(biāo)；
從表1-33可以看出，1hm2草地生態(tài)系統(tǒng)年均提供的主要環(huán)境服務(wù)功能約為7285.94元/hm2/a,，其中水分蒸發(fā)價(jià)值為720.68元(em ¥)/hm2/a(此服務(wù)功能可以使環(huán)境保持一定的濕度，滿足生態(tài)系統(tǒng)動(dòng)物和植物的需求)，凈生物量(NPP)的價(jià)值為3281.54元/hm2/a(此項(xiàng)服務(wù)功能可以滿足生態(tài)系統(tǒng)各類動(dòng)物及微生物等的需求)，初級(jí)生物生產(chǎn)力(GPP)的價(jià)值為3283.72元(此項(xiàng)服務(wù)功能可以滿足生態(tài)系統(tǒng)運(yùn)轉(zhuǎn)，吸收CO2等氣體并體現(xiàn)一系列相關(guān)的生態(tài)服務(wù)功能)。
1hm2草地生態(tài)系統(tǒng)的生態(tài)資產(chǎn)約為10580.06元/hm2，其中活生物量的價(jià)值約為9320.69元/hm2,伴隨著生態(tài)資產(chǎn)的進(jìn)化而蓄積的水分的生態(tài)資產(chǎn)的價(jià)值為1259.37元/hm2。
9.3.2 錫林郭勒羊草草地生態(tài)系統(tǒng)的替代價(jià)值
我們假設(shè)錫林郭勒草地生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)期為8年，并據(jù)此評(píng)估草地生態(tài)系統(tǒng)的替代價(jià)值。生態(tài)系統(tǒng)的替代價(jià)值V=Vs+Vc,式中Vs表示生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的替代價(jià)值，Vc代表生態(tài)資本的替代價(jià)值。生態(tài)系統(tǒng)的服務(wù)功能的替代價(jià)值Vs=1/2*T*(GPP*TrGPP /P+VNPP+V水)，式中GPP為生態(tài)系統(tǒng)的初級(jí)生產(chǎn)力，而TrGPP 為GPP的能值轉(zhuǎn)換率, T為替代時(shí)間或恢復(fù)時(shí)間(replacement time), P為能值/貨幣比率，VNPP和V水分別代表凈生物量和草地水分貯量的價(jià)值。根據(jù)上述分析，生態(tài)系統(tǒng)的替代價(jià)值V= 1/2*(GPP*TrGPP*T/P + T VNPP+ T V水)+Vc，計(jì)算結(jié)果見表1-34。
表1-34 1hm2錫林郭勒羊草草地生態(tài)系統(tǒng)的替代價(jià)值評(píng)估
|
項(xiàng) 目 |
計(jì)算公式 |
宏觀經(jīng)濟(jì)價(jià)值(em$) |
備注 |
|
1.環(huán)境服務(wù)功能替代價(jià)值(Vs) |
Vs=1/2*T*(GPP*TrGPP /P+VNPP+V水) |
29143.76 |
GPP和TrGPP數(shù)據(jù)來(lái)源于表5-2，T為8年。 |
|
2.生態(tài)資本(Vc) |
Vc=Vc1+Vc2+…+Vcn |
10580.06 |
Vc1,Vc2, …,Vcn代表不同類型生態(tài)組分的生態(tài)資本。 |
|
總替代價(jià)值 |
V=Vs+Vc |
|
|
9.3.3 錫林郭勒羊草樣地生態(tài)系統(tǒng)價(jià)值的綜合估算
在計(jì)算草地生態(tài)系統(tǒng)的替代價(jià)值時(shí)，我們假設(shè)草地生態(tài)系統(tǒng)完全消失。替代價(jià)值是草地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值與自然資本價(jià)值的總和。根據(jù)錫林郭勒盟的實(shí)際，1hm2羊草樣地生態(tài)系統(tǒng)替代價(jià)值約為39724元；從24hm2樣地的情況來(lái)看，其總替代價(jià)值約為953371元(表1-35)。
表1-35 錫林郭勒24hm2可利用草場(chǎng)生態(tài)系統(tǒng)價(jià)值綜合評(píng)估結(jié)果
|
項(xiàng)目 |
面積(hm2) |
宏觀經(jīng)濟(jì)價(jià)值(元) |
單位 |
|
一、環(huán)境服務(wù)功能 |
24 |
174862.56 |
em¥/a |
|
二、生態(tài)資本 |
24 |
253921.44 |
em¥ |
|
三、總替代價(jià)值 |
24 |
953371.68 |
em¥ |
根據(jù)以上典型生態(tài)系統(tǒng)的研究結(jié)果，我們可以對(duì)錫林郭勒24hm2羊草樣地草場(chǎng)的價(jià)值作初步估算。
9.4 小結(jié)
9.4.1 能值與草地生態(tài)系統(tǒng)的宏觀經(jīng)濟(jì)價(jià)值
運(yùn)用能值理論對(duì)生態(tài)系統(tǒng)的價(jià)值進(jìn)行評(píng)估，用能值元(em$或em¥)對(duì)生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)及其環(huán)境服務(wù)功能的價(jià)值進(jìn)行評(píng)估，可以使價(jià)值評(píng)估建立在科學(xué)客觀的基礎(chǔ)之上。本研究結(jié)果表明，在錫林郭勒，1hm2草地生態(tài)系統(tǒng)平均每年對(duì)區(qū)域經(jīng)濟(jì)貢獻(xiàn)的宏觀經(jīng)濟(jì)價(jià)值約為7285.94元，而1hm2草地生態(tài)系統(tǒng)主要生態(tài)資產(chǎn)的宏觀經(jīng)濟(jì)價(jià)值約為10580.06元。從24hm2樣地的情況來(lái)看，生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的價(jià)值約為174863元/a，生態(tài)資本的價(jià)值約為253941元(表5-4)。如果某一經(jīng)濟(jì)開發(fā)行為導(dǎo)致這一區(qū)域草地生態(tài)系統(tǒng)損失，我們可以用上述研究結(jié)果估算環(huán)境服務(wù)功能及生態(tài)資本的損失情況，也可以根據(jù)生物量的減少及GPP的變動(dòng)情況對(duì)生態(tài)系統(tǒng)的服務(wù)功能及生態(tài)資本變動(dòng)情況進(jìn)行評(píng)估。萬(wàn)一某一地區(qū)草地生態(tài)系統(tǒng)退化，我們可以根據(jù)草地生態(tài)系統(tǒng)功能退化的程度估算出區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)損失的情況。
9.4.2 能值生態(tài)價(jià)值評(píng)估方法的科學(xué)性及應(yīng)用前景
與傳統(tǒng)的經(jīng)濟(jì)學(xué)方法和支付意愿方式相比，運(yùn)用能值理論進(jìn)行生態(tài)系統(tǒng)的價(jià)值評(píng)估的方法較為客觀公正，克服了傳統(tǒng)方法的主觀色彩，具有嚴(yán)密的科學(xué)基礎(chǔ)和較為客觀的價(jià)值尺度，因而具有廣泛的應(yīng)用前景。
9.5 錫林郭勒草地植被層生物量資產(chǎn)及其服務(wù)功能價(jià)值動(dòng)態(tài)模擬
9.5.1 主要生態(tài)資產(chǎn)及重要服務(wù)功能價(jià)值評(píng)估結(jié)果
通過(guò)對(duì)錫林郭勒草地生態(tài)系統(tǒng)幾項(xiàng)主要生態(tài)資產(chǎn)的價(jià)值進(jìn)行評(píng)估，結(jié)果表明（表1-36）：生物量生態(tài)資產(chǎn)(活生物量)的價(jià)值為1651億元人民幣，主要生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的價(jià)值累計(jì)為1651億元，主要替代價(jià)值8255億元。替代價(jià)值評(píng)估結(jié)果表明，如果錫林格勒草地生態(tài)系統(tǒng)遭到嚴(yán)重破壞，要恢復(fù)上述幾項(xiàng)主要功能至少需要投資8255億元。
由于市場(chǎng)失靈和價(jià)格杠桿的扭曲，許多生態(tài)經(jīng)濟(jì)價(jià)值未能在傳統(tǒng)的方法中得以體現(xiàn)，價(jià)值被低估了，僅幾項(xiàng)主要的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能價(jià)值（1651億元/年）就大大超過(guò)了錫林郭勒農(nóng)林牧漁業(yè)產(chǎn)值的總和（33.97億元）。為了彌補(bǔ)市場(chǎng)經(jīng)濟(jì)和價(jià)格體系的缺陷，國(guó)家應(yīng)制定出一定的補(bǔ)償機(jī)制，對(duì)這一區(qū)域草地生態(tài)系統(tǒng)的建設(shè)保護(hù)予以支持。
表1-36 主要生態(tài)資產(chǎn)及服務(wù)功能價(jià)值評(píng)估表
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價(jià)值類型 |
計(jì)算公式 |
價(jià)值（億元） |
|
1.生物量生態(tài)資產(chǎn) |
VQ＝923.5Q（元） |
1651 |
|
2.服務(wù)功能價(jià)值 |
Es=Fc+Fo+So |
1651 |
|
2.1固定CO2價(jià)值 |
Fc=1.63NPP*P=1.63*NPP*250(元/t) =407.5NPP(元) |
371 |
|
2.2釋放O2價(jià)值 |
Fo=1.19NPP*Po=1.19*500NPP=595NPP(元) |
541 |
|
2.3提供有機(jī)物價(jià)值 |
So＝923.5(J2+J4)（元） |
739 |
|
3.替代價(jià)值 |
Vs= 1/2(Fc+Fo+So)*8+ VQ =4(Fc+Fo+So)+ VQ |
8255 |
9.5.2 錫林郭勒草地生態(tài)系統(tǒng)生物量資產(chǎn)及主要服務(wù)功能價(jià)值動(dòng)態(tài)變化
根據(jù)生物量及主要功能值的模擬結(jié)果，結(jié)合生態(tài)資產(chǎn)及服務(wù)功能計(jì)算方程，我們可以得到生物量生態(tài)資產(chǎn)及服務(wù)功能動(dòng)態(tài)變化的模擬結(jié)果（圖1-28）。從圖
圖1-28 錫林郭勒草地生態(tài)系統(tǒng)主要生態(tài)功能值變化動(dòng)態(tài)模擬結(jié)果
中可以看出，1992年該區(qū)草地生態(tài)系統(tǒng)由于載畜量并未能達(dá)到最大值，對(duì)草地的生物量消耗量低于生長(zhǎng)量，草地載畜量尚有一定的增長(zhǎng)潛力。這種情況與1992年以來(lái)草畜數(shù)量的增長(zhǎng)的事實(shí)所證明，說(shuō)明此模擬結(jié)果與事實(shí)相符。
模擬結(jié)果表明，從總體情況看，自從1992年以來(lái)，錫林郭勒草地生態(tài)系統(tǒng)植被層生物量生態(tài)資產(chǎn)及主要服務(wù)功能的價(jià)值呈現(xiàn)出增長(zhǎng)態(tài)勢(shì)，到2004年，各項(xiàng)服務(wù)功能值并未達(dá)到頂極狀態(tài)，增長(zhǎng)尚有一定的潛力。2004年，生物量生態(tài)資產(chǎn)的價(jià)值為2421億元，主要服務(wù)功能價(jià)值1902億元/年（其中，固定CO2價(jià)值407億元，釋放O2價(jià)值595億元，提供有機(jī)物價(jià)值900億元），生態(tài)系統(tǒng)的替代價(jià)值達(dá)到10031億元。根據(jù)模擬預(yù)測(cè)，2031年，錫林郭勒草地生態(tài)系統(tǒng)的主要生態(tài)經(jīng)濟(jì)價(jià)值將達(dá)到：生態(tài)資產(chǎn)(生物量)的宏觀經(jīng)濟(jì)價(jià)值為2585億元，主要服務(wù)功能的價(jià)值為1928億元/a，那時(shí)，生態(tài)系統(tǒng)的替代價(jià)值為10296億元。
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