劉延斌，張典業(yè)，張永超，石明明，尚振艷，賀 磊，宗文杰，傅 華，牛得草

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不同管理措施下高寒退化草地恢復(fù)效果評估

劉延斌1，張典業(yè)1，張永超1，石明明1，尚振艷1，賀 磊1，宗文杰2，傅 華1，牛得草1※

（1. 草地農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，蘭州大學(xué)草地農(nóng)業(yè)科技學(xué)院蘭州 730020； 2. 甘肅省瑪曲縣畜牧獸醫(yī)局，瑪曲 747300）

為了科學(xué)評估不同管理措施下退化高寒草地生態(tài)治理的綜合成效，該研究采用VOR及CVOR生態(tài)系統(tǒng)健康評價(jià)模型，對甘肅省瑪曲退化高寒草甸實(shí)施2a的圍封、劃破、施肥、補(bǔ)播和綜合措施等五種不同生態(tài)恢復(fù)措施，以及自由放牧下的草地生態(tài)系統(tǒng)健康狀況進(jìn)行了評估。根據(jù)兩種模型測算結(jié)果，用VOR指數(shù)評價(jià)綜合生態(tài)恢復(fù)措施的效果大致為：綜合措施、施肥>劃破、補(bǔ)播、圍封>放牧，用CVOR指數(shù)評價(jià)綜合生態(tài)恢復(fù)措施的效果：綜合措施>劃破>施肥、補(bǔ)播、圍封>放牧。綜合措施在2種評價(jià)體系下均顯著優(yōu)于各單一處理措施，實(shí)施2a后其CVOR數(shù)值處于健康范圍，高達(dá)0.917，且放牧導(dǎo)致高寒草甸生態(tài)系統(tǒng)健康趨于警戒水平，健康指數(shù)值為0.572。結(jié)果表明，VOR及CVOR指數(shù)模型應(yīng)用于生態(tài)恢復(fù)管理措施的效果評價(jià)，可反映出不同措施實(shí)施后的具體量化效果，可進(jìn)行更廣泛適用。在退化嚴(yán)重亟需生態(tài)恢復(fù)的草地，可通過綜合生態(tài)恢復(fù)措施的實(shí)施，以達(dá)到全面迅速恢復(fù)草地生態(tài)系統(tǒng)健康的目的。此外，需具體考量每種措施的經(jīng)濟(jì)學(xué)和生態(tài)學(xué)雙重效益，利用更全面的CVOR指數(shù)模型評價(jià)草地健康狀況，因地制宜地制定和實(shí)施管理措施。

生態(tài)；模型；土地利用；健康評價(jià)；VOR綜合指數(shù)；CVOR綜合指數(shù)；高寒草甸

0 引 言

草地是面積最大的陸地生態(tài)系統(tǒng)，是全球自然生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，對發(fā)展畜牧業(yè)、保護(hù)生物多樣性和維護(hù)生態(tài)平衡具有重要的作用[1-2]。高寒草甸主要位于中國青藏高原和各山系的高山帶，其總面積約6 372萬hm2，占全國總草地面積的16.22%[3]。位于青藏高原東緣的甘肅省瑪曲縣是黃河徑流重要的匯集區(qū)和黃河上游生態(tài)系統(tǒng)的綠色生態(tài)屏障[4]。近年來，由于氣候變化、工農(nóng)業(yè)的破壞及過度放牧等綜合因素導(dǎo)致高寒草地急劇退化，鼠害頻發(fā)，水土流失加劇，土壤侵蝕日愈嚴(yán)重，進(jìn)而導(dǎo)致生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定性降低[5-6]。政府先后采取了圍封、施肥、補(bǔ)播、劃破等多種生態(tài)治理的管理措施[7]，使局部植被蓋度和生產(chǎn)力顯著提高，土壤肥力得以恢復(fù)[8]。然而，關(guān)于退化草地治理后的效果還缺少定量的綜合分析，諸如哪種工程或管理措施治理效果最好和何種狀態(tài)的草地為健康草地等問題，僅從單一的植被及土壤肥力的指標(biāo)變化中，還無法回答。因此，急迫需要構(gòu)建科學(xué)的方法與評估體系，對生態(tài)系統(tǒng)的健康進(jìn)行科學(xué)地定量評估，以此直觀反映治理草地退化的綜合成效[9]。

由于生態(tài)系統(tǒng)自身的復(fù)雜性和基于人們對生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)與功能的認(rèn)識深度及廣度的提升，在過去數(shù)十年中，科學(xué)家已先后創(chuàng)建了單因子羅列法、單因子復(fù)合法、功能評價(jià)法、VOR綜合指數(shù)法、CVOR綜合指數(shù)法等生態(tài)系統(tǒng)健康評價(jià)的方法[10]。其中VOR綜合指數(shù)法于1999年被國際生態(tài)系統(tǒng)健康大會接受為生態(tài)系統(tǒng)健康診斷指標(biāo)，并在實(shí)踐中得到了一定的運(yùn)用[11]。VOR綜合指數(shù)評價(jià)體系最早是由Rapport等[12]基于活力（vigor, V）、組織力（organization, O）和恢復(fù)力（resilience, R）構(gòu)建，其首先對活力、組織力和恢復(fù)力各單項(xiàng)指標(biāo)進(jìn)行計(jì)算，然后將各指標(biāo)值直接相乘獲得生態(tài)系統(tǒng)健康指數(shù)，改進(jìn)了單因子方法中指標(biāo)量化缺乏齊整性和容易重復(fù)評價(jià)的缺陷[10-13]。但VOR評價(jià)體系更多反映的是植被狀況，未考慮到環(huán)境因素，且各單項(xiàng)指標(biāo)的尺度尚不統(tǒng)一，導(dǎo)致各項(xiàng)指標(biāo)相乘的整合方法極易放大或縮小某一單項(xiàng)指標(biāo)的作用，從而制約著VOR評價(jià)方法的適用性[10,14]。CVOR綜合指數(shù)法是在VOR指數(shù)基礎(chǔ)之上，由任繼周等[9]依據(jù)草地系統(tǒng)的界面理論提出并加以完善，將植被評價(jià)與地境評價(jià)結(jié)合，在VOR原有構(gòu)架中新引入草地基況（condition, C）的概念，用土壤有機(jī)碳（soil organic carbon, SOC）含量測算，以反映生態(tài)系統(tǒng)的大氣、土地與位點(diǎn)等因子的綜合特征，且在對各單項(xiàng)指標(biāo)的衡量過程中，引入了參照系統(tǒng)，修正完善了VOR評價(jià)體系。另外，該法關(guān)于生態(tài)系統(tǒng)健康指數(shù)的算法上并非直接將各單項(xiàng)指標(biāo)值相乘，而是在根據(jù)專家咨詢法確定了各單項(xiàng)指標(biāo)的權(quán)重后，對各單項(xiàng)指標(biāo)進(jìn)行加權(quán)求和獲得，以此建立了植物與氣候因子關(guān)系的綜合評價(jià)模型來對草地生態(tài)系統(tǒng)健康進(jìn)行評價(jià)[14-15]。CVOR綜合指數(shù)可以在相同尺度和起點(diǎn)上比較不同類型草地的健康狀況，能較全面地反映出草地健康信息，且各單項(xiàng)指標(biāo)的衡量更加簡便易于操作，具有較大的適用范圍[16]。

本研究以退化的高寒草甸為研究對象，實(shí)施了圍封、劃破、補(bǔ)播、施肥以及綜合5種管理治理措施，并以自由放牧地為對照處理，調(diào)查草地植被與土壤的變化特征，利用VOR及CVOR綜合評價(jià)模型定量評估生態(tài)恢復(fù)的效果和草地生態(tài)系統(tǒng)的健康狀況，比較2種模型的適用程度，旨在探討最優(yōu)的草地生態(tài)恢復(fù)措施、效果及生態(tài)恢復(fù)效果評價(jià)手段，進(jìn)而為瑪曲退化高寒草甸的生態(tài)改良恢復(fù)、農(nóng)牧區(qū)的經(jīng)濟(jì)環(huán)境可持續(xù)發(fā)展提供技術(shù)指導(dǎo)和理論依據(jù)。

1 試驗(yàn)區(qū)域概況與研究方法

1.1 區(qū)域概況

研究區(qū)位于甘肅省甘南藏族自治州的瑪曲縣，地理坐標(biāo)為101°31′N，33°24′E，海拔3 585 m，屬于典型的高原大陸性季風(fēng)氣候。該區(qū)年平均溫度在1.2 ℃左右，1月平均溫度在?10 ℃左右，7月平均溫度在11.7 ℃上下。其年降水量為615.5 mm，且主要集中在5—9月，年蒸發(fā)量1 353 mm，該地區(qū)太陽輻射強(qiáng)，全年日照時(shí)數(shù)在2 613.9 h左右，年霜期在270 d以上，無絕對無霜期，氣候寒冷且長冬無夏[17]。土壤類型為高山草甸土，群落中植物以莎草科的禾葉嵩草（）和禾本科的披堿草屬（）、早熟禾屬（）、剪股穎屬（）的一些種，以及菊科的風(fēng)毛菊屬（）、橐吾屬（），毛茛科的銀蓮花屬（）和玄參科的馬先蒿屬（）等毒雜草為主，并伴有其他類雜草如米口袋（）、鵝絨委陵菜（）、珠芽蓼（）、蘭石草（）等[18]。

1.2 樣地設(shè)置及試驗(yàn)數(shù)據(jù)采集

在選定研究區(qū)域內(nèi)，選擇退化程度均一且地勢平坦的退化草地，于2010年5月進(jìn)行圍欄，圍欄內(nèi)草地共設(shè)置5種管理恢復(fù)措施，并以放牧措施作為對照，共計(jì)6種處理（表1）。每種措施設(shè)5個(gè)重復(fù)小區(qū)，小區(qū)面積為15 m×10 m，隨機(jī)排列。在此基礎(chǔ)上，同時(shí)針對放牧處理小區(qū)進(jìn)一步圍欄，并設(shè)有牧道與試驗(yàn)樣地大圍欄外的自由放牧地連通，放牧強(qiáng)度為牦牛2～2.5頭/hm2。

表1 試驗(yàn)樣地設(shè)置

2010至2012年間，每年8月在各處理不同的試驗(yàn)小區(qū)內(nèi)，隨機(jī)設(shè)置1個(gè)0.5 m×0.5 m的樣方進(jìn)行植被調(diào)查，記錄各樣方物種數(shù)以及各物種高度、蓋度、密度。然后，將樣方內(nèi)的植物分物種齊地面剪下裝入信封，帶回實(shí)驗(yàn)室于65 ℃溫度下烘干至恒重，以計(jì)算各物種生物量。同時(shí)，在每一小區(qū)的中心設(shè)置一條15 m長的固定樣線，以3 m間隔，用土鉆采集0～10 cm土層的土壤樣品，每條樣線的樣品充分混勻制備成一個(gè)混合土壤樣品，實(shí)驗(yàn)室內(nèi)風(fēng)干，過0.5 mm篩子，用重鉻酸鉀氧化法測定土壤有機(jī)碳含量[19]。

1.3 VOR模型和CVOR模型及測算方法

1.3.1 參照系統(tǒng)的確立

確定參照系統(tǒng)是評價(jià)草地健康的首要前提。為了方便，一般生態(tài)系統(tǒng)評價(jià)研究常常把一個(gè)完全健康的生態(tài)系統(tǒng)作為對照。本研究選擇距離我們試驗(yàn)樣地約2 km的1999年“天保工程”圍封至今的封育樣地作為參照系統(tǒng)[20]。

1.3.2 模型測算方法

基況指數(shù)（）[14]=SOC1/SOCCK，其中SOC為管理措施實(shí)施樣地1的SOC含量，SOCCK是瑪曲的高寒草甸中對照樣地土壤的0～10 cm土層中的有機(jī)碳含量，以作對照?！蔥0,1]，如>1，則取=1。

活力指數(shù)（）[14]=B2/CK，其中B2為管理措施實(shí)施樣地的植物群落生物量，BCK為對照樣地植物群落生物量。活力指生態(tài)系統(tǒng)的能量或活動性，本研究憑借群落地上生物產(chǎn)量來表征生態(tài)系統(tǒng)的活力狀況。∈[0,1]，如>1，則取=1。

組織力指數(shù)（）表示生態(tài)系統(tǒng)物種組成結(jié)構(gòu)及其物種間的相互關(guān)系，本研究利用修正的Gordon穩(wěn)定性測定方法[21]計(jì)算，結(jié)果反映出群落中某類植物（%）占有累計(jì)生物量（%）的比例，即生產(chǎn)力的種間分布格局。具體指數(shù)步驟：將累計(jì)生物量（軸）與植物種類百分?jǐn)?shù)（軸）一一對應(yīng)畫出散點(diǎn)圖，用平滑曲線方程擬合，求出該擬合方程與直線方程=1?的交點(diǎn)（0≤≤0.5，0.5≤≤1），交點(diǎn)處物種的百分?jǐn)?shù)與累積生物量的比值即為群落穩(wěn)定性的值，該值越接近于理想的穩(wěn)定點(diǎn)（0.2，0.8），表示群落越穩(wěn)定。用各樣地的交點(diǎn)距穩(wěn)定點(diǎn)的距離（）定量樣地群落穩(wěn)定性的大小。

（1）

交點(diǎn)與穩(wěn)定點(diǎn)的關(guān)系有3種：

恢復(fù)力指數(shù)（2）

S3（3）

其中L為物種的壽命，I為物種的相對生物量，為物種數(shù)目。為相對蓋度或活力，反映生產(chǎn)力恢復(fù)能力，S3是草地群落結(jié)構(gòu)恢復(fù)能力的量化值。健康草地的SCK=400[22]，CK是健康草地群落結(jié)構(gòu)恢復(fù)能力的量化值?！蔥0,1]，如＞1，則取=1。

植被健康評價(jià)（VOR）綜合指數(shù)為[14]

VOR=w·V+w·+w·（4）

w+w+w=1，w、w、w≥0 （5）

其中w、w、w分別是、、各個(gè)單項(xiàng)指數(shù)的權(quán)重系數(shù)，反映各單項(xiàng)因素的重要性，同時(shí)避免或減輕由于數(shù)據(jù)背景不確定性、自然空間不均勻性或時(shí)間波動性造成的結(jié)果誤差[21]。由于本研究中因參照樣地已知，故w=w=w=1/3。

生態(tài)系統(tǒng)健康評價(jià)（CVOR）綜合指數(shù)為[14]

CVOR=·VOR （6）

采用CVOR指數(shù)的方法進(jìn)行數(shù)據(jù)的分析比較時(shí)，采用四分法將試驗(yàn)數(shù)據(jù)結(jié)果劃分為4個(gè)健康等級（表2）。

表2 草地健康評價(jià)健康指數(shù)及等級[16]

CVOR指數(shù)中的基況是反映地境和牧草界面的耦合程度的參數(shù)，而地境又是生態(tài)系統(tǒng)的根基，給生物提供生存必要的氣候和養(yǎng)分條件[10,14]。據(jù)Hutchinson的多維生態(tài)位概念，地境變量是多維的，植物的生態(tài)位是超體積生態(tài)位，可以用地境（個(gè)因子，表示熱量、水分、光照、地形、位點(diǎn)、土壤肥力等）對植物需求的滿足程度來度量，用草地地境要素與最適地境要素之間的貼近度計(jì)算。牧草生長有關(guān)的個(gè)地境要素的量化指標(biāo)分別記作1,2,…,d,，則={1,2, …,d}表示可供植物利用的地境資源，d的最適值d構(gòu)成的D={1a,2a, …,d}就是某一區(qū)域植物的最適地境。通常而言，地境要素間具有明確定量關(guān)系，如氣候因子和SOC、SOC和土壤氮含量等，數(shù)學(xué)表達(dá)形式為或(,=1, 2, …,)。通過簡單的變量代換，經(jīng)數(shù)據(jù)標(biāo)準(zhǔn)化后，地境中的許多參數(shù)可以映射到一個(gè)或少數(shù)幾個(gè)重要的標(biāo)準(zhǔn)化參數(shù)上。土壤有機(jī)質(zhì)為植物養(yǎng)分的供應(yīng)物和土壤微生物代謝打下了基礎(chǔ)，該指標(biāo)與大氣、植被和土壤肥力指標(biāo)有著直觀而緊密的定量關(guān)系，它們的關(guān)系可以通過線性相互轉(zhuǎn)化，在健康梯度上具有穩(wěn)定的變化趨勢。因此，土壤有機(jī)質(zhì)在某種意義上可以代表其他參數(shù)的動態(tài)，記作草地基況具有一定的代表性。在土壤化學(xué)分析中，由于土壤有機(jī)質(zhì)含量一般通過土壤有機(jī)碳（SOC）含量乘以常數(shù)1.724計(jì)算，所以，本研究中草地基況選用SOC含量表示[14,16]。SOC替代土壤有機(jī)質(zhì)的方法用于CVOR健康評價(jià)體系，簡單實(shí)用。

1.4 統(tǒng)計(jì)分析

植被物種多樣性分析采用Shannon-Weiner物種多樣性指數(shù)，其計(jì)算公式如下[20]

Shannon-Weiner指數(shù)（）（7）

式中P為樣方中第種植物的密度在群落總密度中所占的比例。

采用Excel 2007和IBM SPSS 20.0軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)和方差分析，單因子方差分析（ANOVA）和最小顯著差數(shù)法（LSD）用于不同管理措施下各指標(biāo)的比較和差異顯著性檢驗(yàn)，顯著性水平為0.05，并用SigmaPlot 12.5進(jìn)行繪圖制作。

2 結(jié)果與討論

2.1 實(shí)施不同管理措施后草地生態(tài)狀況基本指標(biāo)的變化

2.1.1 草地生產(chǎn)力及多樣性

從2010年到2012年間，除劃破外，其他5種處理下草地地上生物量均表現(xiàn)為先升高后下降的趨勢（圖1）。三年中5種恢復(fù)措施下草地地上生物量均高于放牧，在2011年補(bǔ)播、施肥和綜合措施實(shí)施樣地的地上生物量顯著高于其他措施（<0.05），隨著恢復(fù)措施實(shí)施時(shí)間的增長，2012年5種恢復(fù)措施下地上生物量都顯著高于放牧，其中劃破、補(bǔ)播、施肥和綜合措施對于提高草地地上生物量的效果顯著優(yōu)于圍封處理。在2011年施肥和綜合措施下相應(yīng)樣地的地上生物量分別達(dá)到了525.5和526.3 g/m2，是由于施用有機(jī)肥增加了植物可以直接利用的速效養(yǎng)分，使其在短的時(shí)間內(nèi)達(dá)到較大的生物量，但于次年2種措施下的生物量均有所下降，可能歸因于養(yǎng)分的消耗、地表流失和淋溶[23]。補(bǔ)播處理中補(bǔ)播了垂穗披堿草種子，相當(dāng)于增加了垂穗披堿草在群落中的多度，由于禾本科草具有高資源利用、高競爭的能力，其群落生物量的增加可能源于垂穗披堿草生物量的增加，但2012年較2011年補(bǔ)播措施下的生物量有所下降，可能由于補(bǔ)播植物在第2年的存活量下降，加上各植物物種間的競爭作用，導(dǎo)致總地上生物量下降[24]。綜合措施提高了草地地上生物量可能是由于劃破、補(bǔ)播、施肥之間存在互作效應(yīng)，即劃破后更利于補(bǔ)播種子的萌發(fā)，施肥又給植物生長提供了充足養(yǎng)分支持，進(jìn)而使得植物群落生物量迅速增加[23,25]。劃破措施對草地地上生物量的影響表現(xiàn)為先降低后增加的趨勢（圖1），這種短暫的降低可能是由于劃破改變了土壤通透性等理化性質(zhì)導(dǎo)致短期內(nèi)土壤性質(zhì)突變后，植物和土壤微生物的不適應(yīng)，植物體生長受阻和速效養(yǎng)分釋放不夠充分[26]。

生物群落中生物種類的增多代表了群落的復(fù)雜程度增高。由圖1b可知，劃破措施下的Shannon-Wiener多樣性指數(shù)呈逐漸上升趨勢，圍封、補(bǔ)播和綜合措施下數(shù)值先降低后升高，施肥下的多樣性指數(shù)則呈逐年遞減趨勢。劃破措施能在顯著提高地上生物量的同時(shí)（<0.05），還能保證物種多樣性顯著高于對照處理（<0.05）。劃破改善了土壤通透性、加快了養(yǎng)分的礦化速率，為種子的萌發(fā)創(chuàng)造了條件，進(jìn)而可逐年增加物種多樣性[26]。施肥措施下多樣性指數(shù)逐年降低可能是因?yàn)殡S著土壤養(yǎng)分的增加，植物個(gè)體增大而密度減小，可能導(dǎo)致低競爭能力的物種消失，從而使群落物種多樣性降低[27]，進(jìn)而導(dǎo)致施肥和綜合措施在2011年的指數(shù)數(shù)值顯著低于除補(bǔ)播外其他3種處理，在2012年顯著低于圍封和劃破，且施肥措施的指數(shù)數(shù)值在2012年下降到所有措施中的最低值2.523（圖1）。與張春花[28]發(fā)現(xiàn)在瑪曲高寒草甸進(jìn)行施肥能夠使得植物群落物種多樣性下降的結(jié)果相一致。補(bǔ)播垂穗披堿草增加了其多度，使其在群落中占據(jù)的生態(tài)位空間增加，對于養(yǎng)分、光資源的競爭能力強(qiáng)[29-30]，因此致使補(bǔ)播處理在2011、2012年多樣性指數(shù)值顯著低于圍封和劃破。綜合措施下多樣性的年際變動可能是由于第1年施肥效應(yīng)明顯，而次年劃破的效果顯現(xiàn)，多種措施互作后呈現(xiàn)先降后升的趨勢[26]。

2.1.2 草地植物功能群及經(jīng)濟(jì)類群生物量比例

各功能群組分的比例在實(shí)施措施后具明顯的變化，且對不同措施的響應(yīng)具有時(shí)間上的差異，見圖2。在2010年，各處理下莎草、禾草和雜草類比例變化沒有2011和2012年明顯，圍封處理下莎草類比例顯著低于其他處理（<0.05）。2011年補(bǔ)播、施肥和綜合措施處理下禾草類比例顯著高于其他處理，雜類草比例顯著低于其他處理。2012年放牧處理下莎草和禾草比例顯著低于其他處理，雜草類比例顯著高于其他處理，圍封和施肥下雜草類比例顯著低于其他處理。在放牧處理下禾草類比例則呈逐年下降趨勢，雜草類比例呈上升趨勢。補(bǔ)播、施肥和綜合措施禾草類比例呈先上升后下降的趨勢，雜草類比例在補(bǔ)播和綜合措施措施下呈先下降后上升的趨勢。連續(xù)放牧?xí)@著增加牧草中雜草類的含量，圍封和劃破措施則使得雜草類比例逐年降低。圍封措施可逐年降低雜草類比例，同時(shí)莎草類比例逐年增加，這可能是由于圍欄封育后，退化草地上莎草類植物在生態(tài)恢復(fù)期占優(yōu)勢地位，其對于養(yǎng)分和空間的競爭作用導(dǎo)致其他草類的比例下降[26,29]。植物功能群比例的改變也影響到可食性草類與毒草類的比例，在2012年圍封措施下可食性草類比例顯著高于其余措施（<0.05），且達(dá)90%以上，毒草比例降低至10%左右，本研究結(jié)果與張偉華等[26]得出圍封能顯著提升可食性草類占比的結(jié)果相一致。這可能是由于圍封不僅可避免輸出性養(yǎng)分損失，給可食性牧草的生長提供了足夠的養(yǎng)分儲備，還能夠消除牲畜采食的壓力，大量保留可食牧草種類的同時(shí)，提高其群落的競爭優(yōu)勢，從而降低了毒草比例[31]。

2.2 草地生態(tài)系統(tǒng)的健康評價(jià)

2.2.1 評價(jià)模型的各單項(xiàng)測算指數(shù)

由表3可知在2010年度各措施的基況指數(shù)間無顯著差異（>0.05），說明各個(gè)樣地的初始土壤基況十分相似。補(bǔ)播樣地的組織力指數(shù)顯著高于其余措施（<0.05），綜合措施樣地的恢復(fù)力指數(shù)顯著高于其余措施。在2011年度，放牧和劃破的活力指數(shù)顯著低于其余措施，放牧的組織力指數(shù)顯著低于除劃破和補(bǔ)播外的其余措施，而放牧和圍封的恢復(fù)力指數(shù)則顯著高于除去劃破外的的其余措施。在2012年度，綜合措施和劃破的基況指數(shù)顯著高于除去補(bǔ)播外的其余措施，施肥的活力指數(shù)顯著高于其余措施，放牧的活力指數(shù)則顯著低于其余措施，各措施的組織力指數(shù)間無顯著差異，放牧的恢復(fù)力指數(shù)顯著低于除去圍封、施肥外的其余措施。此外，由表3，放牧處理下基況指數(shù)逐年遞減，這是由于家畜采食后植被恢復(fù)時(shí)消耗了土壤中的養(yǎng)分，從而導(dǎo)致基況指數(shù)降低[15]。圍封和劃破措施下，組織力指數(shù)和恢復(fù)力指數(shù)呈逐年遞增趨勢，與圍封和劃破可提高植被地上生物量和多樣性（圖1）的現(xiàn)象一致，施肥措施能逐年提高活力、組織力和恢復(fù)力指數(shù)，但其基況指數(shù)則呈先下降后上升的趨勢（表3）。在補(bǔ)播和綜合措施下，活力指數(shù)先升高后降低的趨勢。這是因?yàn)檠a(bǔ)播垂穗披堿草在短時(shí)間內(nèi)，提高了群落的生物量，隨著時(shí)間的增長，補(bǔ)播效應(yīng)將減弱，群落中低矮植物種的競爭也會增強(qiáng)，這由垂穗披堿草引起群落生物量增加的作用也隨之下降，導(dǎo)致2012年的活力指數(shù)降低[32-33]。

表3 不同管理管理措施下評價(jià)模型的各單項(xiàng)測算指數(shù)

注：表中不同小寫字母表示同一年份不同恢復(fù)措施間差異顯著（<0.05）。

Note: Different lowercase letters in the same year indicate significant difference among different management methods at 0.05 level.

2.2.2 草地生態(tài)系統(tǒng)VOR及CVOR健康指數(shù)的模型評價(jià)

從圖3a可得VOR指數(shù)作為考量標(biāo)準(zhǔn)時(shí)，2010年除去圍封和劃破樣地的VOR值在“警戒”（0.50～0.75）區(qū)間內(nèi)，其余各措施的值均屬“健康”（0.75～1.00）區(qū)間，其中補(bǔ)播和綜合措施的VOR值顯著高于放牧（<0.05），說明補(bǔ)播和綜合措施可以更加快速地恢復(fù)植被狀況。2011年所有處理的VOR指數(shù)較上一年均有所上升，圍封的為當(dāng)年最高值，達(dá)到0.911，且顯著高于放牧、劃破和補(bǔ)播措施的VOR值，與施肥及綜合措施的VOR值差異不顯著（>0.05）。2012年放牧樣地的VOR值顯著低于其他處理措施，數(shù)值低至0.696，已跌入生態(tài)系統(tǒng)健康的“警戒”區(qū)間內(nèi)，雖其余各措施的VOR值都在“健康”的區(qū)間內(nèi)，但圍封的VOR值較2011年有所下降。草地管理措施實(shí)施后草地生態(tài)健康程度大致為：綜合措施、施肥>劃破、補(bǔ)播、圍封>放牧。與王長庭等[27]發(fā)現(xiàn)的施肥和綜合恢復(fù)措施可能間接使得草地土壤養(yǎng)分含量增大、生態(tài)系統(tǒng)健康狀況提升的結(jié)論相一致。放牧和圍封措施的VOR值隨年份呈先升后降的趨勢，但圍封的健康指數(shù)顯著高于放牧，說明圍封措施有一定的生態(tài)健康恢復(fù)效果，劃破、補(bǔ)播、施肥和綜合措施的VOR值則隨年份保持逐漸增高的趨勢（圖3a），說明在實(shí)施措施后短時(shí)期內(nèi)，劃破、補(bǔ)播、施肥和綜合措施能夠持續(xù)有效地恢復(fù)退化草甸的生態(tài)健康水平，其中施肥和綜合措施下VOR指數(shù)值高于其他措施并以5%～9%的增幅逐年遞增，因此施肥和綜合措施是在VOR評價(jià)體系下較優(yōu)的生態(tài)恢復(fù)措施。

用CVOR指數(shù)作為考量標(biāo)準(zhǔn)時(shí)（圖3b），2010年綜合措施和補(bǔ)播處理后的樣地CVOR值處于生態(tài)系統(tǒng)“健康”區(qū)間，其余各措施的數(shù)值均處在“警戒”區(qū)間內(nèi)，綜合措施的值最高，且顯著高于除去補(bǔ)播外的其余各處理的數(shù)值（<0.05）。2011年綜合措施的CVOR值顯著高于其余各處理的數(shù)值，且處在生態(tài)系統(tǒng)“健康”區(qū)間內(nèi)，其余各措施的CVOR值均處在“警戒”區(qū)間內(nèi)。2012年綜合措施的CVOR值顯著高于其余各處理，數(shù)值達(dá)0.917，放牧樣地的CVOR值則顯著低于其余各措施，數(shù)值低至0.572，接近生態(tài)系統(tǒng)“不健康”區(qū)間（0.25～0.50）的邊緣，說明隨著年限的增長，5種恢復(fù)管理措施在植被和土壤恢復(fù)方面都起到了一定的效果，草地生態(tài)健康程度大致為：綜合措施>劃破>施肥、補(bǔ)播、圍封>放牧。除圍封外各處理的CVOR值大體上表現(xiàn)出先降后升的趨勢，圍封則逐年小幅遞增（圖3），說明圍封在沒有肥料添加和草種補(bǔ)播等人為措施的干預(yù)下促進(jìn)生態(tài)恢復(fù)的速度不如其他措施快。而劃破和綜合措施的數(shù)值在2012年的提升幅度大于其他措施（圖3），但劃破的末年數(shù)值顯著低于綜合措施（<0.05）。由于引入了基況的考量，因此在CVOR指數(shù)的評價(jià)體系中綜合措施的優(yōu)勢得以體現(xiàn)，其健康評價(jià)數(shù)值在各年份均為最高值。綜合了圍封、劃破、施肥和補(bǔ)播4種恢復(fù)措施的綜合措施，不僅能夠顯著提升草地生產(chǎn)力和植被蓋度，同時(shí)還能持續(xù)恢復(fù)土壤養(yǎng)分狀況，為后續(xù)生態(tài)系統(tǒng)的自我修復(fù)作用打下基礎(chǔ)。綜合措施中，劃破為施肥和補(bǔ)播提供預(yù)先的物理性處理，其后施肥的養(yǎng)分添加效果和補(bǔ)播的改良植被群落結(jié)構(gòu)效果又相互疊加，加上圍封后排除了牲畜和人為的大量干擾，多種互補(bǔ)作用疊加[34]。因此綜合措施可從恢復(fù)植被健康和恢復(fù)土體健康2方面同時(shí)發(fā)揮作用，繼而成為CVOR指數(shù)的評價(jià)體系下的最優(yōu)生態(tài)恢復(fù)措施。此外，由于關(guān)注了基況對于草地生態(tài)系統(tǒng)健康的關(guān)鍵影響，CVOR指數(shù)包涵著VOR指數(shù)不能完全反映的草地健康的信息，CVOR指數(shù)的結(jié)果顯示出各個(gè)管理措施的差異較為明顯，加入非生物因素（地境）的考量，把生態(tài)恢復(fù)的評價(jià)從單一關(guān)注“草”系統(tǒng)擴(kuò)大到考慮“土”系統(tǒng)的響應(yīng)，從而把各種措施在土壤改造方面的效果通過一定量化的指標(biāo)顯示出來，再加之原有的植被評價(jià)體系，借此CVOR指數(shù)能夠揭示出一些VOR指數(shù)反映不出的信息[35]。因此如需著重考慮植被恢復(fù)狀況，VOR指數(shù)生態(tài)系統(tǒng)健康評價(jià)法具有較好的適用性；如需著重考慮地境和植被的綜合恢復(fù)效果，CVOR指數(shù)生態(tài)系統(tǒng)綜合健康評價(jià)法可更為全面和可靠地反映出各種管理措施對整體恢復(fù)生態(tài)系統(tǒng)健康方面的效益。

鑒于現(xiàn)實(shí)情況中瑪曲高寒草甸上放牧家畜數(shù)量遠(yuǎn)大于最大載畜量，過度放牧現(xiàn)象嚴(yán)重，用多種健康評價(jià)手段評價(jià)瑪曲高寒草甸，其很大部分的區(qū)域處于生態(tài)健康“警戒”甚至接近“不健康”范疇[18,34-35]。在大面積退化的瑪曲高寒草甸上進(jìn)行生態(tài)恢復(fù)治理，雖然CVOR指數(shù)生態(tài)系統(tǒng)綜合健康評價(jià)法顯示綜合措施為最優(yōu)生態(tài)恢復(fù)措施，但利用汲取多種恢復(fù)方法的綜合措施耗費(fèi)治理成本很高，且不易大面積實(shí)施。在這種情況下，需要具體評估每種措施的經(jīng)濟(jì)學(xué)和生態(tài)學(xué)雙重效益，因地制宜選出最適恢復(fù)措施，確保生態(tài)治理能有效且保障草地農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)長期可持續(xù)發(fā)展[36]。

3 結(jié) 論

1）據(jù)兩種模型測算，VOR指數(shù)評價(jià)結(jié)果施肥及綜合措施的效果最佳，CVOR指數(shù)評價(jià)結(jié)果，綜合生態(tài)恢復(fù)措施的效果顯著優(yōu)于各單一處理措施，且持續(xù)超載放牧則導(dǎo)致高寒草甸生態(tài)系統(tǒng)的健康趨于“警戒”水平。

2）在生態(tài)恢復(fù)管理措施的效果評價(jià)中使用VOR和CVOR指數(shù)模型，均可反映出不同措施實(shí)施后的具體量化效果，但實(shí)際應(yīng)用中可優(yōu)先選擇更全面的CVOR指數(shù)作為評價(jià)標(biāo)準(zhǔn)。

3）在退化嚴(yán)重區(qū)域，亟需生態(tài)恢復(fù)的草地上可通過綜合多項(xiàng)生態(tài)恢復(fù)措施的實(shí)施，以達(dá)到全面迅速恢復(fù)草地生態(tài)系統(tǒng)健康的目的，但實(shí)踐中由于綜合措施耗費(fèi)治理成本很高，因此，需要具體評估每種措施的經(jīng)濟(jì)學(xué)和生態(tài)學(xué)雙重效益，才能因地制宜選出最適恢復(fù)措施。

致謝：感謝張衛(wèi)國教授在野外植物鑒定分類方面給予的幫助，及袁曉波博士在論文撰寫方面的指導(dǎo)。

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Evaluation of restoration effect in degraded alpine meadow under different regulation measures

Liu Yanbin1, Zhang Dianye1, Zhang Yongchao1, Shi Mingming1, Shang Zhenyan1, He Lei1, Zong Wenjie2, Fu Hua1, Niu Decao1※

(1.,,730020; 2.747300,)

Alpine meadow mainly locates in the Qinghai-Tibetan Plateau and other high altitude areas, and plays a vital role in maintaining the balance of the global ecosystem. Recently, the extensive degradation of alpine meadow has been caused by the global climate change and the interference of human activities, which has made these areas extremely important for further study. People have applied a few measures to restore the degraded grassland, however there was no quantitative mean that could evaluate the effectiveness of ecological restoration measures synthetically. For the scientific assessment of the effects of different ecological regulation measures on the degraded alpine meadow ecosystems, this research was conducted in Maqu alpine meadow in Gansu Province, northwestern China from May 2010 to December 2012. The VOR (vigor, organization, resilience) and CVOR (condition, vigor, organization, resilience) ecosystem health evaluation models were utilized to evaluate the health condition of the degraded grassland ecosystem after restoration, and the restoration measures included enclosure, ripping, organic material addition, reseeding and comprehensive measure, and the grazing was taken as the control. We implemented enclosure and slicing of the pasture vertically and horizontally with the plough as ripping, implemented enclosure, scarifying and fertilization in the pasture with sheep manure of 22.5 t/hm2as organic material addition, and implemented enclosure and reseeding with Elymus nutans of 15 kg/hm2as reseeding. And for grazing treatment we used the grazing pressure of about 2-2.5 yak/hm2. As for comprehensive measure, we combined the treatment of enclosure with the treatments of ripping, organic material addition and reseeding. For the calculation of evaluation model, we determined soil organic carbon content and gauged above-ground biomass, Shannon-Wiener species diversity index, biomass of functional groups and economic groups of all the grass under different regulation measures to further compute condition index (C), vigor index (V), organization index (O), and resilience index (R). We expected to find which ecological regulation measure was the most effective and contrasted 2 models to check the applicability. The results showed the CVOR health evaluation index was relatively more comprehensive than the VOR health evaluation index considering the importance of basic condition, which could more objectively reflect the additional specific soil nutrient status (organic or inorganic), and more quantitatively manifest the effects of restoration measures of grassland ecosystem, contributing to the specific formulation and the implementation of specific engineering management measures. According to the 2 models, the VOR index evaluation calculation results showed the effects of organic material input and comprehensive measure on recovery and rehabilitation of degraded grassland were more obvious than others, their health values rose by 5%-9% year by year simultaneously, and the value of grazing was lower than other measures significantly (<0.05). The CVOR index evaluation calculation results showed the effect of comprehensive ecological restoration measure was superior to other single treatment measure and its value reached 0.917 that was significantly higher than others (<0.05), while grazing led alpine meadow ecosystem to health “warning” level and its value went down to 0.572, which was lower than other measures significantly (<0.05). The results manifested that the implementation of comprehensive measure in local degraded areas can achieve the purpose of saving the grassland ecosystem health comprehensively and quickly. But in practice due to the comprehensive measure cost is high, for selecting the optimum ecological recovery measure, it requires specific consideration of each measure’s dual benefits of economy and ecology so as to adjust the measures to local conditions.

ecology; models; land use; health evaluation; VOR comprehensive index; CVOR comprehensive index; alpine meadow

10.11975/j.issn.1002-6819.2016.24.036

X171.4

A

1002-6819(2016)-24-0268-08

2016-05-17

2016-06-28

公益性行業(yè)（農(nóng)業(yè)）科研專項(xiàng)經(jīng)費(fèi)（201203041）；國家重點(diǎn)基礎(chǔ)研究發(fā)展計(jì)劃項(xiàng)目（973計(jì)劃）（2014CB138703）；“長江學(xué)者和創(chuàng)新團(tuán)隊(duì)發(fā)展計(jì)劃（IRT13019）”；國家自然科學(xué)基金（31572458，41671106）資助。

劉延斌，主要從事草地養(yǎng)分循環(huán)過程的研究。蘭州蘭州大學(xué)草地農(nóng)業(yè)科技學(xué)院，730020。Email：liuyb15@lzu.edu.cn

牛得草，副教授，博士，主要從事草地生態(tài)學(xué)和草地營養(yǎng)生物學(xué)研究。蘭州草地農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室、蘭州大學(xué)草地農(nóng)業(yè)科技學(xué)院，730020。Email：xiaocao0373@163.com