袁吉有，段昌群，歐陽志云，鄭華，徐衛(wèi)華

1. 云南大學(xué)生態(tài)學(xué)與環(huán)境學(xué)院暨云南省高原山地生態(tài)與退化環(huán)境修復(fù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，云南 昆明 650091；2. 中國科學(xué)院生態(tài)環(huán)境研究中心城市與區(qū)域生態(tài)國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京100085

荒漠化是指包括氣候變異和人類活動(dòng)在內(nèi)的種種因素造成的干旱、半干旱和亞濕潤干旱地區(qū)的土地退化（UNEP，1992）。中國是荒漠化分布大國，2000年沙漠化土地遙感監(jiān)測數(shù)據(jù)顯示，中國國潛在和輕度沙漠化土地面積有13.93×104km2，中度沙漠化土地9.977×104km2，重度沙漠化土地7.909×104km2，嚴(yán)重沙漠化土地 6.756×104km2（王濤等，2004）。如何使退化的沙地生態(tài)系統(tǒng)得以逆轉(zhuǎn)，并恢復(fù)其生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能是退化生態(tài)系統(tǒng)重建亟需解決的重點(diǎn)問題。在這種情況下，植被恢復(fù)與重建被認(rèn)為是遏制沙化過程的有效措施，并得到廣泛應(yīng)用（范寧寧等，2014；高吉喜等，2015）。中國自 20世紀(jì) 50年代就開展了大規(guī)模的生態(tài)恢復(fù)工程，如三北防護(hù)林工程（Li et al.，2012）、京津風(fēng)沙源治理工程（Wu et al.，2013）、天然林保護(hù)工程和退耕還林工程（Jia et al.，2014；Liu et al.，2014）。植被作為生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)產(chǎn)生和傳遞的基礎(chǔ)，其恢復(fù)勢必對區(qū)域生態(tài)服務(wù)產(chǎn)生重要影響（張琨等，2017）。針對沙地植被恢復(fù)與重建對生態(tài)系統(tǒng)的影響，不同的學(xué)者從恢復(fù)特定物種、植被恢復(fù)模式生態(tài)效益、物種多樣性恢復(fù)、土壤改良效應(yīng)以及防風(fēng)固沙等方面進(jìn)行了大量的研究，得出了一些有益結(jié)果（張繼義等，2004；蔣德明等，2008；左小安等，2009；譚希彬等，2011；張林濤等，2015），但生態(tài)恢復(fù)的最終目標(biāo)是使退化生態(tài)系統(tǒng)得到恢復(fù)并維持生態(tài)系統(tǒng)的服務(wù)功能，同時(shí)希望恢復(fù)后的生態(tài)系統(tǒng)盡量具有有機(jī)質(zhì)的合成與生產(chǎn)、生物多樣性的生產(chǎn)與維持、調(diào)節(jié)氣候、營養(yǎng)物質(zhì)貯存與循環(huán)、土壤肥力的更新與維持等功能（Daily，1995；彭少麟，1996；Daily，1997；歐陽志云等，1999a）。然而，由于過去的生態(tài)恢復(fù)工程基本以生態(tài)問題為導(dǎo)向，未將生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能作為生態(tài)恢復(fù)的主要目標(biāo)（高吉喜等，2015），導(dǎo)致有關(guān)生態(tài)系統(tǒng)功能和生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)恢復(fù)的研究仍較少，尚有待深化研究。

對恢復(fù)后生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值的評估研究是進(jìn)行綠色 GDP核算、生態(tài)補(bǔ)償機(jī)制研究及生態(tài)建設(shè)的重要基礎(chǔ)（Costanza et al.，1997；曾廣權(quán)等，2005；馮朝陽等，2009），估算生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值的變化已成為評估生態(tài)恢復(fù)工程效益的主流方法（楊光梅等，2006；Daily et al.，2009；馬鳳嬌等，2013）。科爾沁沙地是中國北方典型的農(nóng)牧交錯(cuò)地區(qū)，也是中國主要的沙地之一，主要分布在內(nèi)蒙古東部的赤峰和通遼地區(qū)（趙哈林，2003；譚希彬等，2011），但由于人口超載、過度放牧與開墾、亂墾濫伐，地表疏松、氣候異常和經(jīng)濟(jì)貧困與教育落后，導(dǎo)致了土地沙質(zhì)荒漠化，植被類型和群落結(jié)構(gòu)退化，特別是生態(tài)服務(wù)功能不斷衰退，解決這些問題在于進(jìn)行生態(tài)恢復(fù)與建設(shè)，而恢復(fù)后的生態(tài)系統(tǒng)是否具有價(jià)值，以及價(jià)值的來源如何，需在對其生態(tài)服務(wù)經(jīng)濟(jì)價(jià)值進(jìn)行估算的基礎(chǔ)才有答案。

本研究以科爾沁沙地東南緣農(nóng)牧交錯(cuò)區(qū)退化草地為研究對象，試圖利用生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)經(jīng)濟(jì)價(jià)值對退化草地4種典型生態(tài)恢復(fù)技術(shù)與效果進(jìn)行定量評價(jià)，以期為該區(qū)生態(tài)恢復(fù)途徑和關(guān)鍵技術(shù)提供合理的科學(xué)依據(jù)和技術(shù)措施，開發(fā)適宜的退化草地植被恢復(fù)模式。

1 試驗(yàn)設(shè)計(jì)與研究方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于內(nèi)蒙古自治區(qū)通遼市科左后旗甘旗卡鎮(zhèn)境內(nèi)，地理坐標(biāo)為北緯 42°52′，東經(jīng) 122°55′，海拔246 m，處于典型的北溫帶半干旱風(fēng)沙地區(qū)，屬于溫帶半干旱、半濕潤大陸性季風(fēng)氣候區(qū)。年平均氣溫為 3～7 ℃，最冷月（1月）平均氣溫為-12.6～-16.2 ℃，最熱月（7月）平均氣溫為20.3～23.9 ℃，≥10 ℃積溫為 2200～3200 ℃。無霜期為140～160 d。年均降水量為343～500 mm，其中70%集中于夏季，春季相當(dāng)干燥，在大部分地區(qū)降雨量幾乎為零；年蒸發(fā)量為1500～2500 mm，多年平均濕潤度為 0.3～0.5，干燥系數(shù)為 1.0～1.8。年平均風(fēng)速為 3.4～4.4 m?s-1，春季平均風(fēng)速為 4.2～5.9 m?s-1；每年≥5 m?s-1起沙風(fēng)日出現(xiàn) 210～310 d，甚至可達(dá) 330 d；每年≥17.2 m?s-1大風(fēng)日數(shù)為 25～40 d，其中沙暴天氣有 10～15 d，主要出現(xiàn)于春季。太陽輻射總量為 5200～5400 MJ?m-2，平均氣溫在 10 ℃以上太陽輻射總量為 2800 MJ?m-2，全年日照時(shí)數(shù)為2900～3100 h，一年中5月份日照時(shí)數(shù)最多，12月最少。土壤類型主要為風(fēng)沙土和草甸土。植被類型為固定沙地、半固定沙地或流動(dòng)沙地植被類型，以沙生植物為主，組成成分主要為內(nèi)蒙古植物區(qū)系、部分為華北植物區(qū)系。本區(qū)草炭資源和生態(tài)系統(tǒng)類型豐富多樣，有天然珍稀闊葉林，各種類型人工林、灌木林、草地、濕地、農(nóng)田等生態(tài)系統(tǒng)。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)地設(shè)在中國科學(xué)院沈陽應(yīng)用生態(tài)研究所大青溝沙地生態(tài)實(shí)驗(yàn)站（北緯 42°58′，東經(jīng) 122°21′）內(nèi)，根據(jù)退化生態(tài)系統(tǒng)綜合整治模式與技術(shù)類型，選擇具有相同恢復(fù)年限的稀疏樟子松（Pinus sylvestris）退化草地治理模式（MG）、稀疏榆樹（Ulmus pumila）退化草地治理模式（UG）、四周營造防護(hù)林（北京楊Populus×beijingensis）的退化純草地治理模式（FG）和未采取任何措施的撂荒草地治理模式（CK）進(jìn)行研究，分別以樟子松疏林草地、榆樹疏林草地、防護(hù)林圍純草地和撂荒草地命名樣地。于 1992年采用單因素隨機(jī)試驗(yàn)設(shè)計(jì)進(jìn)行生態(tài)恢復(fù)試驗(yàn)，隨后無任何人為管理措施。

1.3 采樣與樣品測試

本研究于每種恢復(fù)方式樣地中設(shè)置 4～5塊樣地，每塊樣地面積為0.07 hm2，隨機(jī)選取其中的3塊進(jìn)行采樣。采用植物生態(tài)學(xué)中常用的取樣方法，于所選取的每塊樣地中隨機(jī)布設(shè)1個(gè)10 m×10 m的大樣方，測定該樣方中的喬木株數(shù)，采用多株混合方式采集該樣方中喬木葉片、枝、干、根，采用相對生長法和標(biāo)準(zhǔn)木解析法測定喬木生物量。在大樣方中隨機(jī)布設(shè)5個(gè)1 m×1 m小樣方，調(diào)查物種種類、株數(shù)、蓋度、高度，評價(jià)生態(tài)系統(tǒng)的生物多樣性，然后將樣方中的植株分為地上部分、凋落物和地下部分，并收獲全部植株以測定草本生物量。土壤樣品于 10 m×10 m大樣方中采用多點(diǎn)混合的方式采集，土壤取土深度為100 cm，土層分為0～10、10～20、20～30、30～40、40～50、50～60、60～70、70～80、80～90、90～100 cm，共計(jì)204個(gè)樣品，采集的樣品裝于自封袋中運(yùn)回實(shí)驗(yàn)室。植物、凋落物樣品分別烘至恒重（80 ℃），土壤樣品風(fēng)干。植物葉片、枝、干、根、凋落物，草本植物地上部分、地下部分和土壤全N、全C采用元素分析儀（Vario EL III）測定，全P采用鉬銻抗比色法測定，全K采用火焰分光光度計(jì)法測定。

1.4 生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)經(jīng)濟(jì)價(jià)值估算方法

計(jì)算生態(tài)系統(tǒng)的生物多樣性、生物量，N、P、K積累量和 C儲(chǔ)存量。其中，生態(tài)系統(tǒng)生物量包括喬木生物量、草本生物量、現(xiàn)有凋落物生物量，草本分為地上部分和地下部分；生態(tài)系統(tǒng)N、P、K以及 C積累量包括喬木積累量、草本積累量、凋落物積累量以及土壤積累量。采用市場價(jià)值法、替代市場法、碳稅法、影子價(jià)格法、機(jī)會(huì)成本法、影子工程法等估算生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的經(jīng)濟(jì)價(jià)值，計(jì)算方法如下：

1.4.1 有機(jī)質(zhì)生產(chǎn)的價(jià)值估算

生態(tài)系統(tǒng)有機(jī)質(zhì)生產(chǎn)的價(jià)值評估方法是根據(jù)中國生物多樣性直接價(jià)值評估的 9倍加以推算的（歐陽志云等，1999b）。

1.4.2 土壤保持功能的價(jià)值估算

生態(tài)系統(tǒng)土壤保持功能經(jīng)濟(jì)價(jià)值的評估，首先是土壤保持量的計(jì)算，而土壤保持量的計(jì)算一般通過土壤潛在侵蝕量與現(xiàn)實(shí)侵蝕量之差獲得。根據(jù)閔慶文等（2004）對內(nèi)蒙古典型草原生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能價(jià)值評估研究的結(jié)果，估算4種生態(tài)恢復(fù)模式下土壤年均保持量，然后運(yùn)用影子價(jià)格法、機(jī)會(huì)成本法和影子工程法從保護(hù)土壤肥力、減少土地廢棄和減少泥沙淤積災(zāi)害3個(gè)方面評價(jià)生態(tài)系統(tǒng)土壤保持經(jīng)濟(jì)效益。其中，保護(hù)土壤肥力經(jīng)濟(jì)效益通過土壤中氮、磷、鉀含量計(jì)算，化肥平均價(jià)格取值為2549 yuan?t-1。減少土地廢棄價(jià)值估算：表層土壤平均厚度取值為 0.5 m，牧業(yè)生產(chǎn)的平均收益為 245.50 yuan?hm-2?a-1。減少泥沙淤積價(jià)值估算：按照中國主要流域的泥沙運(yùn)動(dòng)規(guī)律，全國土壤侵蝕流失的泥沙有24%淤積于水庫、江河、湖泊，本研究根據(jù)蓄水成本來計(jì)算生態(tài)系統(tǒng)減輕泥沙淤積災(zāi)害的經(jīng)濟(jì)效益，水庫蓄水成本取0.67 yuan?m-3。

1.4.3 營養(yǎng)物質(zhì)循環(huán)的價(jià)值估算

以生態(tài)系統(tǒng)的生物量為基礎(chǔ)，計(jì)算生態(tài)系統(tǒng)營養(yǎng)元素氮、磷、鉀的年吸收量和總儲(chǔ)量，并以中國化肥平均價(jià)格 2549 yuan?t-1作為價(jià)格影子，估算 4種生態(tài)恢復(fù)模式下每年每公頃氮、磷、鉀營養(yǎng)元素積累的價(jià)值（歐陽志云等，1999b；閔慶文等，2004）。

1.4.4 碳貯存的價(jià)值估算

采用市場價(jià)值法計(jì)算生態(tài)系統(tǒng)碳貯存的價(jià)值，以瑞典碳稅150 dollar?t-1作為計(jì)算價(jià)格（魯春霞等，2004）。

1.5 數(shù)據(jù)處理與分析

采用單因素方差分析數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)進(jìn)行，采用LSD（Least-Significant Difference）多重比較方法進(jìn)行均值比較。所有數(shù)據(jù)均在Excel和SPSS 21.0中進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同恢復(fù)模式下生態(tài)系統(tǒng)有機(jī)質(zhì)生產(chǎn)的價(jià)值估算

不同生態(tài)恢復(fù)模式下有機(jī)生產(chǎn)價(jià)值見表 1。由表1可知，與撂荒草地相比，防護(hù)林圍草地、樟子松疏林草地、榆樹疏林草地均有較高的有機(jī)質(zhì)生產(chǎn)價(jià)值，增幅分別為1.81%、1.32%和1.30%，其中防護(hù)林圍草地有機(jī)質(zhì)生產(chǎn)價(jià)值（229.60 yuan?hm-2?a-1）顯著高于樟子松疏林草地（180.62 yuan?hm-2?a-1）和榆樹疏林草地（178.74 yuan?hm-2?a-1），而兩種疏林草地有機(jī)質(zhì)生產(chǎn)價(jià)值無顯著差異。

2.2 不同恢復(fù)模式下土壤保持的價(jià)值估算

生態(tài)系統(tǒng)保護(hù)土壤機(jī)制主要是通過減少表土損失量、保護(hù)土壤肥力、減輕泥沙淤積、減少風(fēng)沙災(zāi)害等4個(gè)相互聯(lián)系的生態(tài)過程實(shí)現(xiàn)其經(jīng)濟(jì)價(jià)值。不同生態(tài)恢復(fù)模式土壤保持功能價(jià)值見表 2。由表2可知，4種生態(tài)恢復(fù)模式保護(hù)土壤肥力價(jià)值的排序?yàn)?FG（978.08 yuan?hm-2?a-1）＞UG（ 922.15 yuan?hm-2?a-1） ＞MG（842.56 yuan?hm-2?a-1） ＞CK（236.48 yuan?hm-2?a-1），減少土地廢棄價(jià)值以及減輕泥沙淤積價(jià)值與保護(hù)土壤肥力價(jià)值的變化趨勢一致，其中土壤肥力增幅范圍為6.06%～7.42%，減少土地廢棄價(jià)值增幅范圍為0.04%～0.09%，減輕泥沙淤積價(jià)值增幅為0.15%～0.27%。與撂荒草地相比較，防護(hù)林圍草地、樟子松疏林草地、榆樹疏林草地均有較高的土壤保持價(jià)值，其中防護(hù)林圍草地土壤保持功能最高，為 1036.75 yuan?hm-2?a-1，增幅為7.77%，其次分別是榆樹疏林草地（966.91 yuan?hm-2?a-1，增幅為 6.25%）和樟子松疏林草地（885.02 yuan?hm-2?a-1，增幅為 7.08%）。

表1 不同恢復(fù)模式有機(jī)質(zhì)生產(chǎn)價(jià)值Table 1 Value of biomass production by different restoration approaches yuan?hm-2?a-1

表2 不同恢復(fù)模式土壤保持價(jià)值Table 2 Value of soil conservation by different restoration approaches yuan?hm-2?a-1

2.3 不同恢復(fù)模式下營養(yǎng)物質(zhì)循環(huán)的價(jià)值估算

由表3可知，4種生態(tài)恢復(fù)模式下N營養(yǎng)元素積累的價(jià)值排序?yàn)?FG（51.10 yuan?hm-2?a-1）＞UG（43.69 yuan?hm-2?a-1）＞MG（38.18 yuan?hm-2?a-1）＞CK（4.48 yuan?hm-2?a-1），與撂荒草地相比，防護(hù)林圍草地、樟子松疏林草地、榆樹疏林草N營養(yǎng)元素積累價(jià)值的增幅分別為0.47%、0.34%和0.39%；4種生態(tài)恢復(fù)模式下K營養(yǎng)元素積累的價(jià)值與N營養(yǎng)元素積累價(jià)值的變化趨勢一致，3種人工恢復(fù)方式K積累價(jià)值增幅范圍為0.32%～0.63%；4種生態(tài)恢復(fù)模式下 P營養(yǎng)元素積累的價(jià)值排序?yàn)?FG（8.44 yuan?hm-2?a-1）＞MG（3.50 yuan?hm-2?a-1）＞UG（3.28 yuan?hm-2?a-1）＞CK（0.75 yuan?hm-2?a-1），與撂荒草地相比較， 防護(hù)林圍草地、樟子松疏林草地、榆樹疏林草 P營養(yǎng)元素積累價(jià)值的增幅分別為0.08%、0.03%和0.03%。與撂荒草地相比，防護(hù)林圍草地、樟子松疏林草地、榆樹疏林草地均有較高的生態(tài)系統(tǒng)營養(yǎng)物質(zhì)積累價(jià)值，其中防護(hù)林圍草地營養(yǎng)元素積累價(jià)值最高，為 125.93 yuan?hm-2?a-1，增幅為 1.17%，其次分別是榆樹疏林草地（84.66 yuan?hm-2?a-1，增幅為 0.76%）和樟子松疏林草地（77.04 yuan?hm-2?a-1，增幅為 0.69%）。

2.4 不同恢復(fù)模式下生態(tài)系統(tǒng)碳貯存的價(jià)值估算

生態(tài)系統(tǒng)的總碳貯存量由植物、枯落物和土壤構(gòu)成。由表4可知，與撂荒草地相比，防護(hù)林圍草地、樟子松疏林草地、榆樹疏林草地均有較高的生態(tài)系統(tǒng)碳貯存價(jià)值，增幅分別為 51.42%、50.55%和43.65%。3種草地生態(tài)系統(tǒng)碳貯存價(jià)值之間有顯著差異，其中防護(hù)林圍草地的生態(tài)系統(tǒng)碳貯存價(jià)值最高，為 6717.50 yuan?hm-2?a-1，其次分別是樟子松疏林草地（6631.84 yuan?hm-2?a-1）和榆樹疏林草地（5914.34 yuan?hm-2?a-1）。

2.5 不同恢復(fù)模式下四項(xiàng)服務(wù)總價(jià)值估算

不同生態(tài)恢復(fù)模式下有機(jī)質(zhì)生產(chǎn)、保持土壤、營養(yǎng)物質(zhì)積累、碳貯存四項(xiàng)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的總價(jià)值分別是：防護(hù)林圍草地 8109.78 yuan?hm-2?a-1，樟子松疏林草地 7774.52 yuan?hm-2?a-1，榆樹疏林草地7171.65 yuan?hm-2?a-1， 撂 荒 草 地 1893.46 yuan?hm-2?a-1，由圖1可知，防護(hù)林圍草地、樟子松疏林草地、榆樹疏林草地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能價(jià)值均顯著高于撂荒草地（P＜0.05）。與撂荒地相比，防護(hù)林圍草地、樟子松疏林草地、榆樹疏林草地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)經(jīng)濟(jì)價(jià)值增幅分別為 62.16%、58.81%和52.78%。

圖1 不同恢復(fù)模式生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值Fig. 1 Ecosystem service value of different grassland restoration model

表3 不同恢復(fù)模式下營養(yǎng)物質(zhì)積累價(jià)值Table 3 Value of nutrient accumulation by different restoration approaches yuan?hm-2?a-1

表4 不同恢復(fù)模式下生態(tài)系統(tǒng)碳貯存服務(wù)價(jià)值Table 4 Value of ecosystem carbon storage by different restoration approaches yuan?hm-2?a-1

不同生態(tài)恢復(fù)模式下四項(xiàng)服務(wù)價(jià)值占其總服務(wù)價(jià)值的范圍分別是：有機(jī)質(zhì)生產(chǎn)價(jià)值 2.32%～2.83%，保持土壤價(jià)值 11.38%～12.78%，營養(yǎng)物質(zhì)積累 0.45%～1.55%，生態(tài)系統(tǒng)碳貯存 82.30%～83.28%。由此可知，保持土壤和生態(tài)系統(tǒng)碳貯存服務(wù)價(jià)值是4種生態(tài)恢復(fù)模式生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的主要部分。

3 討論

全球變化與不合理的社會(huì)經(jīng)濟(jì)活動(dòng)引起草地生態(tài)系統(tǒng)沙質(zhì)荒漠化，沙化導(dǎo)致草地生態(tài)功能整體退化甚至喪失，如王樹力等（2008）研究了土地荒漠化對生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值的影響，結(jié)果表明，土地荒漠化使赤峰市生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值總量每年減少79.9241億元。為此，中國自20世紀(jì)50年代批準(zhǔn)和實(shí)施了大批生態(tài)恢復(fù)工程，關(guān)于生態(tài)恢復(fù)對生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的影響，有學(xué)者發(fā)現(xiàn)人工林營造前后的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值相差3～6倍（楊柳春等，2003；趙凌美等，2012）。Liu et al.（2008）評估中國生態(tài)恢復(fù)工程對生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)在生態(tài)社會(huì)經(jīng)濟(jì)方面的影響，結(jié)果顯示，張家界在實(shí)施退耕還林項(xiàng)目4年后，生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)經(jīng)濟(jì)價(jià)值為428萬元，是實(shí)施前當(dāng)?shù)刂苯邮杖氲?11倍。張華等（2007）研究了科爾沁沙地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值的變化，得出由于大面積沙荒地得到有效治理，科爾沁沙地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值從 1995年的 1463.67億元增加到 2000年的1467.36，凈增加值為 3.69億元，增幅為 0.25%。于憶東（2009）對內(nèi)蒙古自治區(qū)京津風(fēng)沙源治理工程區(qū)林業(yè)項(xiàng)目生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能價(jià)值進(jìn)行評估，發(fā)現(xiàn)防風(fēng)固沙林保護(hù)改良沙化土地效益值增加18242.96萬元，保持水土效益值增加127077.85萬元，固碳和供氧的價(jià)值為1.58億元。Dodds et al.（2008）對美國本土生態(tài)恢復(fù)效果的評估表明，實(shí)施恢復(fù)措施 10年間生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)提高幅度在31%～93%之間。Rey Benayas et al.（2009）運(yùn)用META分析研究了全球89個(gè)生態(tài)恢復(fù)案例，結(jié)果顯示生態(tài)恢復(fù)與生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值呈正相關(guān)關(guān)系，恢復(fù)措施能促使生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值恢復(fù) 25%。高新中等（2010）研究發(fā)現(xiàn)京津風(fēng)沙源治理工程總計(jì)可為山西省產(chǎn)生 2.338×109yuan?a-1的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值。

本研究對科爾沁沙地4種典型植被恢復(fù)方式的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能經(jīng)濟(jì)價(jià)值進(jìn)行了估算，也得出相似的結(jié)果，4種不同生態(tài)恢復(fù)模式下營養(yǎng)元素積累價(jià)值（8.5～125.93 yuan?hm-2?a-1）為四項(xiàng)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值中變化最小的一項(xiàng)，增幅為1.17%～0.69%，其中N營養(yǎng)元素平均增幅為0.4%，P營養(yǎng)元素增幅最小，可能是由于人工純林的營造導(dǎo)致N營養(yǎng)元素增加，而P營養(yǎng)元素變化主要受生物地球化學(xué)循環(huán)的影響。土壤保持價(jià)值（259.31～1036.75 yuan?hm-2?a-1）以及生態(tài)系統(tǒng)碳貯存價(jià)值（1576.80～6717.50 yuan?hm-2?a-1）兩項(xiàng)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的間接價(jià)值高于有機(jī)質(zhì)生產(chǎn)等生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的直接價(jià)值。這一結(jié)果表明，草地周圍營造防護(hù)林和種植稀疏純林可有效降低草本層風(fēng)速，進(jìn)而減少土壤風(fēng)蝕，有利于植被與土壤的演化，從而增加生態(tài)系統(tǒng)生物量與碳的貯存。同時(shí)也表明，生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的間接價(jià)值雖不表現(xiàn)在國家的核算體制上，但它們的價(jià)值可能遠(yuǎn)遠(yuǎn)超過直接價(jià)值，而直接價(jià)值常常源于間接價(jià)值。與撂荒地相比，防護(hù)林純草地、樟子松疏林草地、榆樹疏林草地均有較高的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值，其中防護(hù)林圍草地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值增幅最大（62.16%），這可能是由于北京楊生物量較高。

本研究中，由于受到現(xiàn)有科學(xué)技術(shù)水平、計(jì)量方法和研究手段等因素的限制，未對保護(hù)生物多樣性、涵養(yǎng)水源以及娛樂與文化等價(jià)值進(jìn)行估算，研究結(jié)果仍是不完全的估算。另外本研究以閔慶文等研究結(jié)果估算 4種不同生態(tài)恢復(fù)模式下土壤保持量，估算方法存在一定缺陷，有待通過實(shí)際觀測進(jìn)一步提高估算結(jié)果的可靠性和準(zhǔn)確性。同樣，基于生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值變化的靜態(tài)比較顯然不符合市場經(jīng)濟(jì)的經(jīng)濟(jì)規(guī)律，造成評估結(jié)果與社會(huì)經(jīng)濟(jì)生活脫節(jié)，及時(shí)調(diào)整生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值評估的相關(guān)參數(shù)，生態(tài)恢復(fù)工程的效益分析才具有經(jīng)濟(jì)上的時(shí)效性（魏圓云等，2015）。盡管如此，本研究結(jié)果讓我們認(rèn)識(shí)到中國在退化草地實(shí)施的一系列生態(tài)建設(shè)項(xiàng)目與工程，制定的退化生態(tài)系統(tǒng)綜合治理對策與技術(shù)在區(qū)域生命支持系統(tǒng)中所起的重要作用。

本研究中3種恢復(fù)模式的特點(diǎn)在于利用高大喬木樹種營造純林鑲嵌景觀，其結(jié)構(gòu)不同于森林結(jié)構(gòu)的復(fù)雜性，也不同于草原結(jié)構(gòu)的單一性，這類群落結(jié)構(gòu)具有良好的防風(fēng)功能，有效降低了草本層的風(fēng)速，進(jìn)而減少土壤風(fēng)蝕，保護(hù)和提高了土壤肥力，改善了沙地土壤質(zhì)量，支撐了植被的生長，是適合有效水分及土壤有效營養(yǎng)元素相對不足的半干旱區(qū)沙地的植被恢復(fù)模式。

4 結(jié)論

在中國科爾沁沙地東南緣，中度沙化草地通過營造防護(hù)林，稀疏植樹的植被恢復(fù)模式顯著提升了生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值，防護(hù)林圍草地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)經(jīng)濟(jì)價(jià)值最高，3種植被恢復(fù)模式平均增幅為57.92%。不同樹種導(dǎo)致了三類植被恢復(fù)模式有機(jī)質(zhì)生產(chǎn)、土壤保持、營養(yǎng)物質(zhì)循環(huán)和生態(tài)系統(tǒng)碳貯存生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值有所不同。土壤保持價(jià)值和生態(tài)系統(tǒng)碳貯存價(jià)值兩項(xiàng)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的間接價(jià)值高于生態(tài)系統(tǒng)有機(jī)質(zhì)生產(chǎn)的直接價(jià)值。本研究結(jié)果顯示3種植被恢復(fù)模式利用高大喬木營造純林鑲嵌景觀，能有效降低草本層風(fēng)速，保護(hù)和增加土壤肥力，顯著恢復(fù)了沙地植被，是較適合于科爾沁東南緣降水不足和土壤有效營養(yǎng)元素缺乏的植被恢復(fù)模式。

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