李愈哲, 樊江文*, 于海玲

(1.中國(guó)科學(xué)院地理科學(xué)與資源研究所陸地表層格局與模擬重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京100101；2.華僑大學(xué)化工學(xué)院，福建 廈門(mén) 361021)

草地是世界最廣布的植被類型之一,面積約占全球陸地總面積的1/5[1]。中國(guó)的草原面積為3.55×108hm2，約占國(guó)土面積的41.7%，是世界草地總面積的6%～8%,居世界第二[2-3]。受人類活動(dòng)和氣候變化的共同脅迫，中國(guó)北方草地在過(guò)去的30年間快速退化，產(chǎn)生草地生產(chǎn)力退化、土地沙漠化、土壤流失和沙塵暴等一系列生態(tài)、環(huán)境問(wèn)題[4-5]。研究顯示近年來(lái)內(nèi)蒙古草地退化最為明顯區(qū)域主要分布在錫林郭勒草原的西部地區(qū)[4]。這一快速退化的脆弱區(qū)域位于北京西北方向約600 km，是影響北京、天津等中國(guó)核心城市群沙塵天氣的最主要沙源地。為建設(shè)有效的生態(tài)屏障，中國(guó)政府發(fā)起并實(shí)施了京津風(fēng)沙源治理工程、三北防護(hù)林工程和退耕還林還草工程等系列生態(tài)恢復(fù)工程，以改善區(qū)域環(huán)境條件恢復(fù)區(qū)域生態(tài)。

截至目前，全國(guó)生態(tài)工程總投資達(dá)數(shù)萬(wàn)億，其中，三北、退耕還林還草、三江源、京津風(fēng)沙源治理工程等全國(guó)性重大生態(tài)工程已投入4078億元[6]。掌握重大生態(tài)工程實(shí)施的恢復(fù)效果及存在問(wèn)題，以便科學(xué)優(yōu)化生態(tài)工程實(shí)施方案、保障工程實(shí)施效果，使后續(xù)生態(tài)工程部署更具科學(xué)性和針對(duì)性，不僅是國(guó)家的重大迫切需求,也將促進(jìn)恢復(fù)生態(tài)學(xué)研究實(shí)踐和經(jīng)驗(yàn)總結(jié)。錫林郭勒草原位于內(nèi)蒙古自治區(qū)中部，地帶性植被類型為典型溫性草原，該草原類型約占到內(nèi)蒙古天然草地總面積的1/3[7]。草原是自然環(huán)境嚴(yán)苛、生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定性相對(duì)脆弱的典型區(qū)域之一，不合理的人為活動(dòng)已使該區(qū)50%左右的草原處于不同程度的退化之中[8]。當(dāng)?shù)刈?002年開(kāi)始實(shí)施京津風(fēng)沙源治理工程，是工程恢復(fù)時(shí)間較長(zhǎng)，實(shí)施的工程恢復(fù)措施及其組合最為多樣的地區(qū)。因此適合作為典型區(qū)域，深入比較分析不同恢復(fù)措施對(duì)生態(tài)系統(tǒng)的差異性影響。

21世紀(jì)以來(lái)，國(guó)內(nèi)外對(duì)生態(tài)工程效果實(shí)施后評(píng)價(jià)及恢復(fù)措施優(yōu)選提升的重視程度不斷上升。在國(guó)際上，美國(guó)農(nóng)業(yè)部2002年發(fā)起生態(tài)保護(hù)效果評(píng)估計(jì)劃(Conservation Effects Assessment Project, CEAP)，分為國(guó)家尺度和區(qū)域尺度對(duì)包括濕地保護(hù)區(qū)計(jì)劃、野生動(dòng)物棲息地激勵(lì)計(jì)劃在內(nèi)的7大生態(tài)保護(hù)工程采用工程區(qū)內(nèi)外、工程前后和有無(wú)恢復(fù)措施對(duì)比等手段，進(jìn)行工程效果評(píng)價(jià)，使用的技術(shù)方法多樣全面[9]，其評(píng)估理念、方法在世界范圍內(nèi)產(chǎn)生了較大的影響。如在具體工程實(shí)施流域，Brinson等[10]、Fennessy等[11]采用工程區(qū)內(nèi)外對(duì)比的方式量化濕地保護(hù)計(jì)劃對(duì)不同流域生態(tài)服務(wù)的提升。在工程區(qū)內(nèi)多種恢復(fù)措施獨(dú)自或組合實(shí)施的區(qū)域，采用量化不同恢復(fù)措施及其組合的效果再相互對(duì)比的方式，優(yōu)選出刈割留茬超過(guò)30 cm對(duì)艾草榛雞(Centrocercusurophasianus)的種群恢復(fù)效果最為明顯[12-13]。此外，國(guó)際林業(yè)研究中心(CIFOR)亦基于工程區(qū)內(nèi)外對(duì)比，對(duì)15個(gè)國(guó)家的森林保護(hù)項(xiàng)目REDD+的實(shí)施效果進(jìn)行了對(duì)比，評(píng)估了工程實(shí)施對(duì)生態(tài)系統(tǒng)碳蓄積的作用和貢獻(xiàn)[14]。歐盟實(shí)施的沙漠化防治評(píng)估計(jì)劃(PRACTICE)，則采用參與式評(píng)價(jià)的方式，對(duì)12個(gè)國(guó)家防沙治沙具體措施的有效性進(jìn)行了分級(jí)評(píng)價(jià)[15]。盡管存在多樣的對(duì)比方式和技術(shù)手段，工程區(qū)內(nèi)外對(duì)比法有著易于操作實(shí)現(xiàn)、排除了氣候變化等自然因素影響等優(yōu)勢(shì)，是最為常見(jiàn)和通用的量化工程實(shí)施效果的辦法。

國(guó)內(nèi)已有研究分析過(guò)區(qū)域性生態(tài)工程的補(bǔ)償投入與產(chǎn)生的生態(tài)服務(wù)價(jià)值[16]，這類研究主要通過(guò)計(jì)算生態(tài)服務(wù)物質(zhì)量增量，進(jìn)而換算價(jià)值量以評(píng)估工程的合理性。物種多樣性提高對(duì)應(yīng)的經(jīng)濟(jì)價(jià)值增長(zhǎng)因?yàn)殡y以量化為貨幣，往往不被列入計(jì)算。生產(chǎn)力的變化因?yàn)槿狈Φ孛嬲{(diào)查數(shù)據(jù)及受所應(yīng)用模型結(jié)構(gòu)的限制，多不能精確描述功能群組成改變、地上地下部分比例變化等生產(chǎn)力精細(xì)組分的演變[5]。然而，物種多樣性和生產(chǎn)力的組成及比例，往往受到人類土地利用方式和草地管理措施的極大影響[17-18]，群落中生產(chǎn)力組成和多樣性的改變也極大影響生態(tài)系統(tǒng)功能[19-20]和提供的服務(wù)[21-22]。更為重要的是，國(guó)內(nèi)以往研究評(píng)估工程效益往往只著眼工程區(qū)范圍內(nèi)外、工程前后的改變，對(duì)具體恢復(fù)措施及其組合的差別性影響關(guān)注較少，因而評(píng)估的精細(xì)程度存在一定的不足。中國(guó)北方草原區(qū)域的退化草地恢復(fù)生態(tài)工程實(shí)施多年，應(yīng)用措施豐富多樣，其現(xiàn)存狀態(tài)和恢復(fù)效果受到廣泛地關(guān)注。深入解析不同恢復(fù)措施恢復(fù)效果的差異將有助于準(zhǔn)確優(yōu)選出區(qū)域內(nèi)更為有效的恢復(fù)措施。總結(jié)歸納生態(tài)工程實(shí)施的區(qū)域差異性、有效性和適宜性，可以幫助后續(xù)實(shí)施工程提升管理水平和投入成效。

本研究選取京津風(fēng)沙源治理工程的草原治理區(qū)作為研究區(qū)域，采用野外調(diào)查、取樣測(cè)定等群落學(xué)調(diào)查方法。選取工程治理中廣泛應(yīng)用的恢復(fù)措施及其組合，包括圍封禁牧、補(bǔ)播草種、小流域綜合治理和人工種草4種典型工程恢復(fù)方式，對(duì)其工程區(qū)內(nèi)外群落物種及生物量構(gòu)成，群落物種多樣性進(jìn)行調(diào)查和比較。通過(guò)量化分析不同恢復(fù)措施的恢復(fù)效果異同，為優(yōu)選更為高效、適宜的恢復(fù)措施，促進(jìn)未來(lái)生態(tài)工程科學(xué)部署提供一定參考。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域概況

京津風(fēng)沙源治理工程區(qū)西起內(nèi)蒙古達(dá)茂旗，東至內(nèi)蒙古阿魯科爾沁旗，南起山西代縣，北至內(nèi)蒙古東烏珠穆沁旗，涉及北京、天津、河北、山西及內(nèi)蒙古五省(區(qū)、市)的75個(gè)縣(旗)[5]。區(qū)域范圍N 38°50′-46°40′，E 109°30′-119°20′，工程區(qū)域面積約4.58×105km2(圖1)。工程區(qū)域廣闊，覆蓋了平原、山地和草地等多種不同地貌地形。因?qū)嵤﹨^(qū)域和針對(duì)問(wèn)題的差異，恢復(fù)措施亦涵蓋林地建設(shè)、草地恢復(fù)、水利建設(shè)和生態(tài)移民等多類項(xiàng)目?jī)?nèi)容和措施。本研究主要關(guān)注草原區(qū)域不同草地恢復(fù)措施對(duì)草地生態(tài)系統(tǒng)的影響。京津風(fēng)沙源治理工程草地治理面積中，2000-2009年間，實(shí)施草地工程恢復(fù)面積共計(jì)374.6萬(wàn)hm2，其中圍欄封育禁牧面積最大，達(dá)到295.8萬(wàn)hm2，其次為人工草地(36.7萬(wàn)hm2)，基本草場(chǎng)建設(shè)(23.8萬(wàn)hm2)，補(bǔ)播牧草(15.6萬(wàn)hm2)[23-24]，此外在全工程區(qū)實(shí)施的水源保護(hù)措施組合小流域綜合治理234.45萬(wàn)hm2[25]，其中相當(dāng)一部分實(shí)施面積分布于所調(diào)查的草原區(qū)域。本研究于2013年實(shí)施的樣帶調(diào)查中，主要系統(tǒng)調(diào)查了錫林郭勒草原區(qū)域10個(gè)工程實(shí)施旗(縣)內(nèi)包括圍封禁牧(fenced & grazing exclusion, FG)、補(bǔ)播草種(replenishment seed, RS)、小流域綜合治理(small watershed conservation, SW)和基本草牧場(chǎng)建設(shè)(basic ranch, BR)4種恢復(fù)措施對(duì)退化草地恢復(fù)的影響。

研究區(qū)域海拔1000～1400 m,屬內(nèi)蒙古高原中部，中緯度西風(fēng)帶半干旱，干旱季風(fēng)性氣候。年均氣溫-0.4 ℃，1月和7月平均氣溫分別為-23 ℃和17.9 ℃，年均降水量350 mm，主要集中在6-8月，全年以大風(fēng)干燥天氣為主[26]。土壤類型以栗鈣土為主[27]。

當(dāng)?shù)刂饕貛詺夂蝽敿?jí)植被為典型溫性草原，如大針茅群落(Form.Stipagrandis)、克氏針茅群落(Form.Stipasareptanavar.krylovii)等，因地形差異及草地退化局部亦存有區(qū)域性草甸草原及荒漠化草原。自然群落主要建群植物為大針茅(Stipagrandis)、羊草(Leymuschinensis)、糙隱子草(Cleistogenessquarrosa)、克氏針茅(Stipasareptanavar.krylovii)、冷蒿(Artemisiafrigida)等，常見(jiàn)優(yōu)勢(shì)種還包括小葉錦雞兒(Caraganamicrophylla)、羽茅(Achnatherumsibiricum)、冰草(Agropyroncristatum)、米氏冰草(Agropyronmichnoi)、芨芨草(Achnatherumsplendens)等。

1.2 研究方法

1.2.1樣地設(shè)置 野外調(diào)查于2013年8月(全年群落生物量最大)開(kāi)展。依據(jù)內(nèi)蒙古農(nóng)業(yè)大學(xué)提供的各旗(縣)工程實(shí)施區(qū)域分布圖，結(jié)合調(diào)查區(qū)域附近牧民的問(wèn)卷調(diào)查結(jié)果，本研究在京津風(fēng)沙源治理工程實(shí)施范圍內(nèi)的10個(gè)旗(縣)選取設(shè)置了28個(gè)恢復(fù)措施及對(duì)照觀測(cè)點(diǎn)(圖1)。每個(gè)地點(diǎn)設(shè)置3個(gè)生物量調(diào)查樣地，以及 10個(gè)隨機(jī)拋框用于記錄測(cè)定群落物種組成、群落物種頻度。每個(gè)生物量調(diào)查樣地內(nèi)設(shè)置3個(gè)生物量調(diào)查刈割樣方，用于調(diào)查群落結(jié)構(gòu)及生物量組成。28個(gè)觀測(cè)點(diǎn)中包含4種具有代表性的工程恢復(fù)措施，其中圍封禁牧站點(diǎn)6個(gè)，補(bǔ)播草種的觀測(cè)點(diǎn)3個(gè)，小流域綜合治理觀測(cè)點(diǎn)3個(gè)，基本草牧場(chǎng)建設(shè)觀測(cè)點(diǎn)2個(gè)。本研究在每個(gè)工程觀測(cè)點(diǎn)圍欄外毗鄰地形環(huán)境一致的自由放牧區(qū)域(距離恢復(fù)措施圍欄最近約400 m左右)都設(shè)置有一個(gè)對(duì)照觀測(cè)點(diǎn)用來(lái)配對(duì)比較，共計(jì)14個(gè)對(duì)照觀測(cè)點(diǎn)以量化準(zhǔn)確評(píng)估恢復(fù)措施對(duì)草地生態(tài)系統(tǒng)的改變和影響。

圖1 研究區(qū)與采樣點(diǎn)分布Fig.1 Study area and survey site distribution

所有恢復(fù)措施站點(diǎn)位置在空間上相互遠(yuǎn)離交錯(cuò)，避免個(gè)別工程實(shí)施區(qū)域受到區(qū)域特殊地形、小氣候等自然因素及個(gè)案性管護(hù)條件帶來(lái)的影響，從而減少因取樣點(diǎn)選擇造成恢復(fù)措施效果評(píng)價(jià)偏差。

1.2.2恢復(fù)措施 研究所選取的恢復(fù)措施中，圍封禁牧措施是通過(guò)圍欄設(shè)施阻止牛羊等家養(yǎng)牲畜進(jìn)入草地，完全排除了牲畜對(duì)草地的踐踏和采食影響，以恢復(fù)草地狀態(tài)和功能的一種工程恢復(fù)措施。在本研究中，各觀測(cè)點(diǎn)的禁牧?xí)r間有所不同，一般為3～8年。補(bǔ)播草種措施是在春季人工補(bǔ)充播撒牧草種子，依據(jù)退化程度及區(qū)域差別，補(bǔ)播的牧草種類有所差別。在京津風(fēng)沙源治理工程本研究調(diào)查涉及實(shí)施區(qū)，補(bǔ)播的牧草種類主要包括羊草、垂穗披堿草(Elymusnutans)等飼用價(jià)值較高的當(dāng)?shù)靥烊荒敛?。本研究中調(diào)查的基本草牧場(chǎng)建設(shè)區(qū)域?qū)嵤┑幕謴?fù)措施為翻耕后人工種植牧草。京津風(fēng)沙源治理工程中小流域治理是以30 km2以上，最大不超過(guò)50 km2的小流域?yàn)閱卧侠泶_定流域內(nèi)每一個(gè)地塊的土地利用方向及水土保持技術(shù)措施，做到互相協(xié)調(diào)，互相配合，形成綜合的以防治水土流失為主要目標(biāo)的措施體系。其具體措施包括打壩淤地、坡面截流溝、補(bǔ)播灌草恢復(fù)植被、攔沙壩、草方格等。

1.2.3群落特征和物種組成 每個(gè)調(diào)查地點(diǎn)(包括各恢復(fù)措施地點(diǎn)和對(duì)照點(diǎn))隨機(jī)拋取頻度調(diào)查樣方(1 m×1 m)10個(gè)，僅記錄所有拋框內(nèi)植物物種出現(xiàn)次數(shù)。同時(shí)記錄群落地形、地貌特征和土壤質(zhì)地，GPS定位樣地經(jīng)緯度和海拔。每個(gè)調(diào)查地點(diǎn)選取3個(gè)地形條件一致，同時(shí)能較好代表群落整體狀態(tài)的25 m×25 m樣地，按照對(duì)角線取樣法在其中設(shè)置3個(gè)1 m×1 m的樣方，采用草地群落學(xué)調(diào)查方法，測(cè)定記錄樣方內(nèi)所有物種組成，群落最大高度、平均高度，群落總蓋度，并分種測(cè)量最大高度、平均高度，估計(jì)各物種分蓋度。

1.2.4地上及地下生物量測(cè)定 利用收獲法測(cè)定樣方地上生物量，在每個(gè)樣地的3個(gè)1 m×1 m樣方重復(fù)里齊地面刈割樣方內(nèi)植物，并分種放入信封，在烘箱中恒溫65 ℃烘干48 h至恒重后稱重記錄[28]。地下生物量的測(cè)定采用土鉆法(直徑70 mm)[29-31]，在地上部分刈割完畢的每個(gè)樣方內(nèi)，按照對(duì)角線取土鉆3鉆，每鉆分3層各取10 cm土柱(0～10 cm, 10～20 cm, 20～30 cm)。同樣方同層的3份鉆樣混合作為一個(gè)地下生物量樣品放入自封袋，即每樣地類型分3層取樣，每層樣品重復(fù)為3個(gè)。樣品放入0.3 mm的網(wǎng)袋，水洗分離土壤和根系，隨后用0.3 mm網(wǎng)篩分離石礫等非根雜質(zhì)，在65 ℃的烘箱內(nèi)烘干48 h至恒重并稱重。

1.2.5物種多樣性測(cè)定與計(jì)算方法 1)物種豐富度:

S=調(diào)查中出現(xiàn)在樣地內(nèi)的物種總數(shù)

2)多樣性指數(shù)

Gleason指數(shù)：dGl=S/lnA

Shannon-Wiener指數(shù)：H′=-∑PilnPi

3)均勻度指數(shù)

Pielou指數(shù)：J=H′/lnS[32]

式中：S為物種種數(shù)；A為樣方面積(m2)；Pi為種i的重要值,重要值(IV)的計(jì)算公式[33]為：

IV=(相對(duì)高度+相對(duì)蓋度+相對(duì)頻度)/3

1.2.6工程恢復(fù)方式影響計(jì)算方法 因樣點(diǎn)設(shè)置采用了內(nèi)外對(duì)比法。根據(jù)配對(duì)的工程恢復(fù)站點(diǎn)及其對(duì)應(yīng)對(duì)照站點(diǎn)的狀態(tài)數(shù)據(jù)和相關(guān)計(jì)算指數(shù)，根據(jù)下式估算工程恢復(fù)措施實(shí)施對(duì)群落原有狀態(tài)的影響程度。

工程恢復(fù)影響：I=(Ip-Ick)/Ick×100%

式中：I為測(cè)算的工程恢復(fù)措施實(shí)施造成的影響程度；Ip為工程恢復(fù)區(qū)域內(nèi)站點(diǎn)生態(tài)系統(tǒng)的測(cè)定狀態(tài)及相關(guān)計(jì)算指數(shù)；Ick為對(duì)應(yīng)的對(duì)照站點(diǎn)的生態(tài)系統(tǒng)的測(cè)定狀態(tài)及相關(guān)計(jì)算指數(shù)。

1.3 數(shù)據(jù)分析

使用Excel進(jìn)行數(shù)據(jù)初步整理，采用Origin 8.0作圖，采用SPSS 12.0進(jìn)行數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析。不同恢復(fù)措施及對(duì)照組間植被特征、生物量及其組成和物種多樣性特征差異使用單因素方差分析(one-way ANOVA)進(jìn)行比較，采用Turkey檢驗(yàn)。各工程恢復(fù)措施與其對(duì)照間差異采用配對(duì)T檢驗(yàn)(PairedT-test)。不同工程恢復(fù)方式對(duì)生物量及其組成和多樣性指標(biāo)的影響差異采用單因素方差分析進(jìn)行比較，采用Turkey檢驗(yàn)。

2 結(jié)果與分析

2.1 恢復(fù)措施對(duì)群落結(jié)構(gòu)特征與物種組成的影響

本研究將調(diào)查的28個(gè)站點(diǎn)，依據(jù)工程實(shí)施狀態(tài)和實(shí)施恢復(fù)措施歸納為4種工程恢復(fù)方式及相應(yīng)的4組對(duì)照共計(jì)8類群落(表1)。分析結(jié)果表明，與各自對(duì)照相比4種工程恢復(fù)方式都趨向增加群落蓋度，其中圍封禁牧的蓋度增加達(dá)到顯著水平(表1，P<0.05)，增幅約50%。4種工程恢復(fù)方式都趨向增加群落高度，其中圍封禁牧、補(bǔ)播草種和基本草牧建設(shè)對(duì)群落高度的增加達(dá)到顯著水平，在增加最為明顯的基本草牧場(chǎng)建設(shè)區(qū)域內(nèi)，群落高度平均增長(zhǎng)3.1倍。各站點(diǎn)的建群種和優(yōu)勢(shì)種(群落中3個(gè)IV最大的物種)被列于表1中，同組不同站點(diǎn)間重復(fù)物種進(jìn)行了歸并。

2.2 恢復(fù)措施對(duì)群落生物量的影響

2.2.1群落地上生物量的構(gòu)成和差異 與各自對(duì)照組相比，各工程恢復(fù)方式均趨向增加群落的地上生物量(圖2)，其中長(zhǎng)期圍封禁牧、草種補(bǔ)播和基本草牧場(chǎng)建設(shè)的增加達(dá)到顯著水平(P<0.05)。在4種不同恢復(fù)措施中，基本草牧場(chǎng)建設(shè)的地上生物量最高，平均為690.0 g·m-2, 顯著高于其他恢復(fù)方式。相比其對(duì)照，生物量增幅為235%，遠(yuǎn)高于其他3種恢復(fù)方式。另外3種恢復(fù)方式(圍封禁牧、草種補(bǔ)播和小流域治理)地上生物量均在200.0 g·m-2左右，彼此間差異不顯著。4種不同恢復(fù)方式的對(duì)照組之間亦無(wú)顯著差異。

表 1 不同管理方式下群落特征及物種組成Table 1 Community characteristics and species composition in different grassland manage types

在植物類群功能群方面，不同的工程恢復(fù)方式都趨向增加群落中的禾本科植物比例，同時(shí)降低群落的雜類草比例(圖3a)。其中補(bǔ)播草種區(qū)域與對(duì)照相比，雜類草占比下降了82%。而莎草科、豆科和菊科植物的地上生物量比例沒(méi)有明顯的規(guī)律性變化。與對(duì)照群落相比，不同工程恢復(fù)方式還趨于增加群落中的C3植物比例(圖3b)。其中圍封禁牧和補(bǔ)播草種對(duì)C3植物比例的增加更為可觀，相比各自對(duì)照，前者增加40%，后者增加29%。小流域治理和基本草牧場(chǎng)建設(shè)對(duì)群落C3植物比例的增加幅度很小。

2.2.2群落地下生物量的組成和差異 各群落的地下部分生物量均大幅高于地上生物量，基本草牧場(chǎng)建設(shè)區(qū)域的地下生物量較低，平均為1500 g·m-2左右，而最高的補(bǔ)播草種恢復(fù)區(qū)域群落地下生物量平均達(dá)3200 g·m-2左右，約為前者的兩倍。不同的工程恢復(fù)方式和具體管理措施對(duì)群落地下生物量的影響呈現(xiàn)極大的差異性。其中，圍封禁牧能顯著提高群落的地下生物量(圖4，P<0.05)，而基本草牧場(chǎng)建設(shè)則顯著降低群落的地下生物量(P<0.05)。補(bǔ)播草種趨向于增加群落的地下生物量，但增加未達(dá)顯著水平(P>0.05)。小流域治理與其對(duì)照組的地下生物量彼此間差異很小(P>0.05)，恢復(fù)措施對(duì)群落地下生物量幾乎無(wú)改變。

圖2 不同工程恢復(fù)方式及其對(duì)照的總地上生物量Fig.2 Aboveground biomass in different managepatterns and their controls

2.2.3群落的總生物量和地上地下比 各工程恢復(fù)區(qū)域中，平均總生物量最高的是補(bǔ)播草種區(qū)域，為2966 g·m-2,最低的是基本草牧場(chǎng)建設(shè)區(qū)域，平均為2156 g·m-2，4種工程恢復(fù)方式間沒(méi)有顯著差異。各對(duì)照區(qū)域中，最高的是基本草牧場(chǎng)對(duì)照區(qū)域，總生物量平均為2979 g·m-2，顯著高于最低的圍封禁牧對(duì)照區(qū)域(圖5，P<0.05)，而與其余兩工程方式的對(duì)照區(qū)域差異不顯著(P>0.05)。相比各自的對(duì)照區(qū)域，圍封禁牧顯著增加群落的總生物量(P<0.05),小流域治理和補(bǔ)播草種趨向于增加群落的總生物量，但增加不顯著(P>0.05)?；静菽翀?chǎng)建設(shè)區(qū)域的總生物量趨向于減少，變化未達(dá)顯著水平(P>0.05)。除基本草牧場(chǎng)建設(shè)區(qū)域外，群落的地上、地下部分比例彼此間差異不大，各工程恢復(fù)方式多趨向于增加地上部分所占比例，降低地下部分所占比例。除基本草牧場(chǎng)外，各組群落的地下部分比例均高于90%，而地上部分低于10%。在基本草牧場(chǎng)建設(shè)區(qū)域，群落的地上部分比例顯著增加至(32.3±2.5)%，而地下部分比例則下降至(67.8±2.5)%(圖5，P<0.05)。

圖3 不同工程恢復(fù)方式及其對(duì)照的地上生物量植物功能群組成Fig.3 The plant functional group compositions of aboveground biomass in different manage patterns of the conservation project and their controls

圖4 不同工程恢復(fù)方式及其對(duì)照群落地下生物量及其分層構(gòu)成的影響Fig.4 The below ground biomass in different manage patterns also their controls of the conservation project and the composition of below ground biomass in three depth layers

圖5 不同工程恢復(fù)方式及其對(duì)照的群落總生物量及地上、地下生物量所占比例Fig.5 Total biomass in different manage patterns also their controls of the conservation project and the percentage of above/below ground biomass of communities

2.3 恢復(fù)措施對(duì)物種多樣性的影響

物種豐富度是群落的重要特征[34]，在各組樣地中，圍封禁牧物種豐富度最高，而基本草牧場(chǎng)對(duì)照群落物種豐富度最低。不同工程恢復(fù)方式相比各自的對(duì)照群落，除補(bǔ)播外，其他3種恢復(fù)措施都趨向于增加群落的物種豐富度，其中基本草牧場(chǎng)建設(shè)區(qū)域的增加達(dá)到顯著水平(表2，P<0.05)。

物種多樣性和均勻度水平一定程度反映了群落的穩(wěn)定性和發(fā)育階段。本研究測(cè)算的兩種物種多樣性指數(shù)(Gleason指數(shù)和Shannon-Wiener指數(shù))：dGl在各組群落間變化情形與物種豐富度相近，但變化并不顯著(P>0.05)。而H′顯示，各工程恢復(fù)措施的應(yīng)用均趨向于降低群落的物種多樣性，其中在補(bǔ)播草種和基本草牧場(chǎng)建設(shè)區(qū)域的下降達(dá)到顯著水平(表2，P<0.05)。不同工程恢復(fù)方式與其各自對(duì)照組相比，群落的均勻度均趨向于下降，其中補(bǔ)播草種和基本草牧場(chǎng)建設(shè)下降最為明顯(P<0.05)，而圍封禁牧對(duì)群落均勻度的影響最小(P>0.05)。

2.4 工程恢復(fù)方式對(duì)群落的差異性影響

各工程恢復(fù)方式均有助于群落的地上生物量恢復(fù)，其中圍封禁牧、補(bǔ)播草種和基本草牧場(chǎng)建設(shè)區(qū)域的地上生物量均顯著增加。且基本草牧場(chǎng)建設(shè)和圍封禁牧對(duì)群落地上生物量的增加顯著高于其他兩種恢復(fù)方式(圖6，P<0.05)。不同工程恢復(fù)方式對(duì)群落地下生物量的影響存在明顯差異，其中圍封禁牧和補(bǔ)播牧場(chǎng)均趨向增加群落的地下生物量，圍封禁牧管理方式對(duì)地下生物量的增加達(dá)到顯著水平(58%，P<0.05)。小流域治理和基本草牧場(chǎng)建設(shè)趨向降低群落的地下生物量，其中基本草牧場(chǎng)建設(shè)對(duì)群落地下生物量的降低達(dá)到顯著水平(49%，P<0.05)。不同工程恢復(fù)方式對(duì)群落總生物量的影響情形與地下生物量更為接近。圍封禁牧顯著增加群落總生物量(87%，P<0.05)，基本草牧場(chǎng)建設(shè)顯著降低群落總生物量(29%，P<0.05)，補(bǔ)播草種和小流域治理增加群落的總生物量，但不顯著(P>0.05)。

表2 不同工程恢復(fù)方式及其對(duì)照的群落物種多樣性特征Table 2 Community species diversity in different manage patterns also their controls of the conservation project

圖6 不同工程恢復(fù)方式對(duì)群落總生物量、地上和地下生物量的影響差異Fig.6 Comparison of different restoration practices effect on community total biomass, above and below ground biomass

基本草牧場(chǎng)建設(shè)顯著增加群落的物種豐富度(圖7，P<0.05),而補(bǔ)播草種則顯著降低群落的物種豐富度(P<0.05),其余兩種工程恢復(fù)方式趨向增加群落物種豐富度，但工程方式之間對(duì)物種豐富度影響差異并不顯著(P>0.05)。各工程恢復(fù)方式對(duì)群落Gleason指數(shù)的影響均未達(dá)顯著水平,恢復(fù)方式之間影響無(wú)顯著差別(P>0.05)。不同工程恢復(fù)方式對(duì)群落Shannon-Wiener指數(shù)和Pielou均勻度指數(shù)的影響相似，都趨向于增加。其中Shannon-Wiener指數(shù)和Pielou均勻度指數(shù)在基本草牧場(chǎng)建設(shè)和補(bǔ)播草種措施區(qū)域的減少達(dá)到了顯著水平。補(bǔ)播草種對(duì)群落H′影響最為明顯，平均下降35%，影響顯著高于小流域治理和圍封禁牧?；静菽翀?chǎng)建設(shè)對(duì)物種多樣性的抑制也明顯強(qiáng)于圍封禁牧(P<0.05)。基本草牧場(chǎng)建設(shè)對(duì)J影響最為明顯，平均下降37%，與小流域治理和圍封禁牧產(chǎn)生的影響存在明顯差異(P<0.05)。

圖7 不同工程恢復(fù)方式對(duì)群落植物物種多樣性特征的影響差異Fig.7 Comparison of different restoration practices effect on the plant community species diversity indices

3 討論

3.1 工程恢復(fù)措施實(shí)施對(duì)草地群落特征、物種組成的影響

草地利用和管理方式的轉(zhuǎn)變常直接影響地表的植被覆蓋狀況和群落的組成[35]。工程恢復(fù)措施作為一類以恢復(fù)為目的的管理方式，其造成的地表植被的改變往往具體表現(xiàn)為群落物種結(jié)構(gòu)組成、生物多樣性水平和生產(chǎn)力水平變化等群落改變[36]。本研究中，4種不同工程恢復(fù)措施均不同程度增加了草地植被蓋度(30%～52%)，其中圍封禁牧的增加達(dá)到了顯著水平，增加幅度達(dá)到52%(表1)。這與Wu 等[5]利用遙感方法觀測(cè)到的增加趨勢(shì)相吻合，盡管比其結(jié)果11.8%增加幅度更高，這一差異應(yīng)歸因于遙感研究中不能準(zhǔn)確地區(qū)分識(shí)別工程和非工程實(shí)施區(qū)，而工程區(qū)域的植被恢復(fù)才是全區(qū)域植被覆蓋增加的主要貢獻(xiàn)者。以往研究將工程恢復(fù)區(qū)植被生產(chǎn)力的增長(zhǎng)80%歸因人類活動(dòng)，特別是大規(guī)模生態(tài)工程的恢復(fù)作用[37]。與其結(jié)論相應(yīng)證，本研究觀察到各工程恢復(fù)方式明顯地增加了植被的群落高度，在4種恢復(fù)方式中除小流域治理外，其他3種方式的植被高度增加均達(dá)到顯著水平(P<0.05),冠層高度大致是放牧對(duì)照區(qū)域的3倍(表1)。牲畜采食減少致使的生物量積累是植被平均高度增加的最主要原因。草地植被高度和蓋度的增加無(wú)疑有效加強(qiáng)了植被生物量的增長(zhǎng)和累積，也將幫助地表土壤保持對(duì)抗風(fēng)蝕水蝕，還幫助區(qū)域植被碳庫(kù)的建立、恢復(fù)，通過(guò)對(duì)碳循環(huán)的影響有助于緩解氣候變化。

圍封禁牧、補(bǔ)播牧草和小流域治理這3種恢復(fù)方式與其對(duì)照區(qū)域相比，如表1所示，群落建群種由冰草、冷蒿、糙隱子草、百里香、委陵菜等較為低矮的植物轉(zhuǎn)變?yōu)檠虿?、大針茅、羽茅等較高大的多年生草本植物。甚至相比大針茅更為低矮[38]的克氏針茅的群落重要值在補(bǔ)播草種措施的影響下也明顯下降。這一現(xiàn)象可能由兩方面原因共同驅(qū)動(dòng)。羊草的適口性和營(yíng)養(yǎng)價(jià)值高于百里香、委陵菜和冷蒿等有特殊氣味的雜類草[39]，對(duì)照區(qū)域的采食強(qiáng)度相比工程恢復(fù)區(qū)更大，因此采食減少有助于這些優(yōu)良牧草物種的增加和恢復(fù)。此外，因?yàn)榛謴?fù)措施對(duì)植被高度和蓋度的恢復(fù)，更為高大的羊草、羽毛和大針茅相比低矮物種具有更強(qiáng)的光競(jìng)爭(zhēng)優(yōu)勢(shì)[17]，其高強(qiáng)度的遮蓋效應(yīng)會(huì)抑制和限制低矮植物的生長(zhǎng)[17,19]，逐漸取代其建群種地位。群落中重新確立及重要值大幅增加的建群種都是多年生較高禾本科植物，其更為強(qiáng)大和多年保持的根系有助于降低區(qū)域土壤的可蝕性，土壤中有機(jī)物的更多積累還將改善生態(tài)系統(tǒng)的土壤團(tuán)粒結(jié)構(gòu)，正反饋于植物的生長(zhǎng)、沙塵的固定。更高建群種的確立還會(huì)通過(guò)消光系數(shù)的調(diào)節(jié)影響群落內(nèi)光照條件和能量分配，尤其是地下層植物可獲取的光照大幅減少，將對(duì)植物群落物種組成和多樣性產(chǎn)生系列后果。

橋本氏甲狀腺病是一種自身免疫性甲狀腺疾病，臨床上可以按照甲狀腺功能水平，分為甲亢期、甲減期和恢復(fù)期，本文所討論的是，橋本氏甲狀腺病甲減期病例，藥物治療是這類疾病有效的治療方式[1] 。而除了常規(guī)的西藥治療外，中藥治療的加入，有利于更好的改善橋本氏甲狀腺功能減退患者的臨床癥狀，本文就兩種不同的用藥方式所取得的效果，進(jìn)行討論分析。研究樣本群體選自我院的42例患者，以下為詳細(xì)研究過(guò)程匯報(bào)。

3.2 不同工程恢復(fù)措施對(duì)草地生產(chǎn)力的差異性影響

盡管已有研究通常認(rèn)為中國(guó)生態(tài)工程的實(shí)施增加了區(qū)域的生產(chǎn)力[37]和生物量[5]，這與國(guó)外實(shí)施的系列生態(tài)工程效果評(píng)估結(jié)果相似[10,14]。但這些研究大都只反映了區(qū)域植被地上部分的明顯恢復(fù)。然而需要注意到，植物地上部分即地上生物量增加，不能反映其群落物種構(gòu)成變化造成的生物量組成質(zhì)量的改變，也不體現(xiàn)占比約90%的草原地下生物量的變化情形[18]。

本研究調(diào)查結(jié)果顯示，在植物的科屬組成上，最一致而明顯的改變是各工程恢復(fù)方式均提升了群落中禾本科植物生物量占比，莎草科植物比例趨向于小比例增長(zhǎng)，而豆科、菊科和雜類草生物量占比趨向于下降(圖3a)。這反映了亞歐典型溫性草原地帶性頂級(jí)的建群種主要是針茅屬或其他高大禾本科植物，恢復(fù)措施使建群種重新確立及重要值上升的過(guò)程，必然增加群落中禾本科植物生物量的比重。而草原中豆科、菊科和雜類草一般較前者低矮，在光競(jìng)爭(zhēng)中處于劣勢(shì)，在群落中比重因此不斷下降。這一變化使得群落中可食和優(yōu)良牧草的比例上升，有助于退化草地在生產(chǎn)性能上的恢復(fù)。在C3和C4植物構(gòu)成方面，圍封禁牧和補(bǔ)播草種均趨向于增加群落中的C3植物生物量比例(圖3b)，降低C4植物比例。一般認(rèn)為草地中C4植物往往是水分利用效率更高，更為耐旱的物種[20]。因此恢復(fù)措施的實(shí)施有促使群落由旱生向中生演變的趨勢(shì)，在演替理論中氣候頂級(jí)有著群落在當(dāng)?shù)丨h(huán)境條件允許下可達(dá)到的最大中生性，因此這一變化符合恢復(fù)演替理論，側(cè)面反映了群落組成朝氣候頂級(jí)的恢復(fù)性演變。C3植物總量和比例上升增加群落耗水，增加的水分消耗可能貢獻(xiàn)自植被恢復(fù)后對(duì)降水更好的截留和攔蓄作用。同時(shí)，除基本草牧場(chǎng)建設(shè)以外，其余3個(gè)工程恢復(fù)措施下群落中多年生草本植物比例的增加和一年生草本植物的下降(圖3c)也證實(shí)了群落組成的恢復(fù)性演替過(guò)程。而基本草牧場(chǎng)建設(shè)中多年生植物被一年生植物取代完全是人工翻耕種植一年生飼草的結(jié)果，不具普遍意義。

只有掌握群落地下生物量對(duì)不同恢復(fù)措施的響應(yīng)[3]，才能準(zhǔn)確把握群落總生物量積累對(duì)不同恢復(fù)措施及其組合的差異性響應(yīng)。調(diào)查中，盡管各恢復(fù)措施均明顯增加群落的地上生物量，不同工程方式對(duì)地下生物量的影響卻呈現(xiàn)很大分歧，補(bǔ)播草種和圍封禁牧趨向增加地下生物量，其中圍封禁牧達(dá)到顯著水平，而基本草牧場(chǎng)建設(shè)中的人工種草措施則顯著降低地下生物量(圖4，6)。研究發(fā)現(xiàn)并非以往關(guān)注的地上生物量[5, 37]，而是地下生物量在不同恢復(fù)措施影響下的差異性改變主導(dǎo)了群落總生物量的變化趨勢(shì)。研究結(jié)果顯示結(jié)合地下生物量后，只有圍封禁牧、補(bǔ)播草種和小流域綜合治理趨向于增加群落的總生物量，其中只有圍封禁牧的增加(58%)達(dá)到顯著水平(圖5，6)，而基本草牧場(chǎng)中的人工種草措施反而顯著降低群落的總生物量(P<0.05)。這主要是由于人工種植飼草作物多為一年生植物，與其他恢復(fù)方式中植物群落相比，其損失了多年生植物長(zhǎng)時(shí)間積累的地下根系。盡管其地上生物量在4種恢復(fù)方式增加幅度最大(超過(guò)2倍，圖2)，能最大程度優(yōu)化草地的飼草供應(yīng)功能，但其減少草地碳庫(kù)，削弱生態(tài)系統(tǒng)碳匯功能將產(chǎn)生負(fù)面的環(huán)境影響。

3.3 不同工程恢復(fù)措施對(duì)植物群落物種多樣性的差異性影響

以往研究認(rèn)為短期的禁牧，尤其是對(duì)退化草地，不僅恢復(fù)牧草產(chǎn)量，還不同程度增加群落的物種多樣性[18-19]。物種多樣性在全球尺度上，也被廣泛認(rèn)為與生產(chǎn)力存在正相關(guān)關(guān)系。然而本研究中，盡管群落的地上生物量普遍增加(圖2)，但多樣性卻呈現(xiàn)出更為復(fù)雜的變化情形(表2，圖7)。盡管各工程恢復(fù)方式下群落Gleason指數(shù)的變化并不一致且均不顯著，但Shannon-Wiener多樣性指數(shù)在不同工程恢復(fù)措施下均趨向下降，其中基本草牧場(chǎng)建設(shè)和補(bǔ)播草種恢復(fù)方式下達(dá)到了顯著水平(P<0.05)。盡管生態(tài)工程能夠較好的恢復(fù)地表植被覆蓋和生產(chǎn)力(表1，圖6)，幫助恢復(fù)生態(tài)系統(tǒng)固定沙源、提供飼用牧草和調(diào)節(jié)碳匯等重要生態(tài)功能，但其對(duì)群落植物物種多樣性的影響可能并不符合工程實(shí)施最初的預(yù)期。對(duì)于不同工程恢復(fù)措施普遍趨向降低草地植物群落物種多樣性的現(xiàn)象，猜測(cè)了如下可能原因，并分析了降低過(guò)程、機(jī)制。群落中生產(chǎn)力增加而多樣性下降的現(xiàn)象，在以往的氮素添加實(shí)驗(yàn)中被廣泛報(bào)道[17,40-42]，為解釋這一現(xiàn)象而提出的光競(jìng)爭(zhēng)假說(shuō)[43]和凋落物積累假說(shuō)[44]亦可部分適用于工程恢復(fù)措施造成的影響。比照光競(jìng)爭(zhēng)理論，工程恢復(fù)措施不同程度減少了牲畜對(duì)草地植被的采食、踐踏壓力，工程恢復(fù)區(qū)域那些被牲畜偏好的高大優(yōu)良牧草在恢復(fù)措施作用下快速恢復(fù)，在高度、蓋度上占得優(yōu)勢(shì)，蔭蔽一些耐踐踏、牲畜不喜食、生長(zhǎng)較慢或矮小的物種(表1)?；謴?fù)措施使得群落中物種原本依靠對(duì)采食和踐踏的耐受和負(fù)選擇獲取的優(yōu)勢(shì)轉(zhuǎn)變?yōu)樵诠飧?jìng)爭(zhēng)中的劣勢(shì)，部分生物量較小的低矮物種可能因此消失。此外，在恢復(fù)措施影響下，隨著植物生產(chǎn)力提高，凋落物積累量也將增加，阻止了一些種子的萌發(fā)和幼苗生長(zhǎng)，不利于一年生植物而有利于多年生植物。這部分解釋了觀察到的群落功能群組成改變(圖3c)。由此群落更新過(guò)程和格局的改變也可能是群落物種組成和多樣性降低的可能原因。

光競(jìng)爭(zhēng)加強(qiáng)將導(dǎo)致群落中物種重要值的極化，生物量多、高大的物種將獲取更多的光資源而愈發(fā)增強(qiáng)其群落優(yōu)勢(shì)，劣勢(shì)物種愈發(fā)受到抑制，群落內(nèi)物種構(gòu)成變得極不均衡。本研究中Pielou均勻度指數(shù)在各恢復(fù)措施群落中均趨向下降，部分措施降低幅度接近40%(P<0.05,圖7)。盡管群落中植物種的種數(shù)在不同措施下并沒(méi)有顯著減少。但物種多樣性是把物種豐富度與物種均勻度結(jié)合起來(lái)考慮的。因此在群落均勻度出現(xiàn)嚴(yán)重下降的情況下，各工程方式又不能顯著增加群落中的物種種類數(shù)，H′在各恢復(fù)措施一致趨向降低就是必然的結(jié)果。而放牧的對(duì)照組草地凋落物積累量較少，采食和踐踏降低了植被高度和蓋度，幫助光照到達(dá)下層植被，緩解物種間光競(jìng)爭(zhēng)，因而有助于維持群落的物種多樣性。更有研究指出適度地干擾如放牧和刈割可以提高物種豐富度，改善種群的生態(tài)位配置以最大限度地利用環(huán)境資源，更符合中度干擾理論中群落達(dá)到最大物種多樣性的條件。

4 結(jié)論

京津風(fēng)沙源治理工程4種代表性工程恢復(fù)措施及措施組合均能不同程度恢復(fù)植被的地上生物量，有利于區(qū)域沙塵固定和草地生產(chǎn)功能恢復(fù)。群落物種和功能群構(gòu)成整體趨向中生性頂級(jí)演變。雖然種植人工飼草的基本草牧場(chǎng)能最大程度增加群落的地上生物量，快速恢復(fù)草地生產(chǎn)功能，但群落地下生物量大幅下降，降低了群落總生物量，造成草地生物質(zhì)碳庫(kù)流失。工程恢復(fù)措施并不能大幅改變?nèi)郝涞奈锓N豐富度，而人工飼草種植和補(bǔ)播草種工程措施由于大幅降低群落均勻度，能顯著降低植物群落的物種多樣性(Shannon-Wiener多樣性指數(shù))，而長(zhǎng)期圍封禁牧措施對(duì)草地物種多樣性的抑制作用相對(duì)更小。

參考文獻(xiàn)References：

[1] Scurlock J, Hall D. The global carbon sink: a grassland perspective. Global Change Biology, 1998, 4(2): 229-233.

[2] Hu Z M, Fan J W, Zhong H P,etal. Progress on grassland underground biomass researches in China. Chinese Journal of Ecology, 2005, 24(9): 1095-1101.

胡中民, 樊江文, 鐘華平, 等. 中國(guó)草地地下生物量研究進(jìn)展. 生態(tài)學(xué)雜志, 2005, 24(9): 1095-1101.

[3] Fan J, Zhong H, Harris W,etal. Carbon storage in the grasslands of China based on field measurements of above-and below-ground biomass. Climatic Change, 2008, 86(3): 375-396.

[4] Zhang Q Y, Wu S H, Zhao D S,etal.Temporal-spatial changes in Inner Mongolia grassland degradation during past three decades. Agricultural Science & Technology, 2013, 4: 676-683.

張清雨, 吳紹洪, 趙東升, 等. 30 年來(lái)內(nèi)蒙古草地退化時(shí)空變化研究. 農(nóng)業(yè)科學(xué)與技術(shù), 2013, 4: 676-683.

[5] Wu Z, Wu J, He B,etal. Drought offset ecological restoration program-induced increase in vegetation activity in the Beijing-Tianjin Sand Source Region, China. Environmental Science & Technology, 2014, 48(20): 12108-12117.

[6] Ouyang Z Y, Wang Q, Zhen H,etal. National remote sensing survey and assessment of ecological and environmental change (2000-2010). Beijing: Science Press, 2014.

歐陽(yáng)志云, 王橋, 鄭華, 等. 全國(guó)生態(tài)環(huán)境十年變化(2000-2010年)遙感調(diào)查與評(píng)估. 北京： 科學(xué)出版社, 2014.

[7] Hugejiletu,Yang J, Baoyintaogetao,etal. Effects of different disturbances on species diversity and biomass of community in the typical steppe. Acta Prataculturae Sinica, 2009, 18(3): 6-11.

呼格吉勒?qǐng)D, 楊劼, 寶音陶格濤, 等. 不同干擾對(duì)典型草原群落物種多樣性和生物量的影響. 草業(yè)學(xué)報(bào), 2009, 18(3): 6-11.

[8] Li B.The rangeland degradation in North China and its preventive strategy. Scientia Agricultura Sinica, 1997, 30(6): 1-9.

李博. 中國(guó)北方草地退化及其防治對(duì)策. 中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué), 1997, 30(6): 1-9.

[9] Mausbach M J, Dedrick A R. The length we go. Journal of Soil and Water Conservation, 2004, 59(5): 96.

[10] Brinson M M, Eckles S D. US department of agriculture conservation program and practice effects on wetland ecosystem services: a synthesis. Ecological Applications, 2011, 21(supple 1): 116-127.

[11] Fennessy S, Craft C. Agricultural conservation practices increase wetland ecosystem services in the Glaciated Interior Plains. Ecological Applications, 2011, 21(supple 1): 49-64.

[12] Rodgers R D, Hoffman R W. Prairie grouse population response to conservation reserve program grasslands: an overview// Proceedings of the conservation reserve program national conference, planting for the future, fort collins. CO: United States Department of the Interior and United States Geological Survey, F, 2004.

[13] Schroeder M A, Vander Haegen W M. Response of greater sage-grouse to the conservation reserve program in Washington State. Studies in Avian Biology, 2011, 38: 517-529.

[14] B?rner J, Baylis K, Corbera E,etal. Emerging evidence on the effectiveness of tropical forest conservation. PloS one, 2016, 11(11): e0159152.

[15] Rojo L, Bautista S, Orr B J,etal. Prevention and restoration actions to combat desertification. An integrated assessment: The PRACTICE Project. Sécheresse, 2012, 23(3): 219-226.

[16] Zheng H, Robinson B E, Liang Y C,etal. Benefits, costs, and livelihood implications of a regional payment for ecosystem service program. Proceedings of the National Academy of Sciences, 2013, 110(41): 16681-16686.

[17] Zhao J, Li W, Jin G H,etal. Responces of species diversity and aboveground biomass to nitrogen addition in fenced and grazed grassland on the Loess Plateau. Acta Prataculturae Sinica, 2017, 26(8): 54-64.

趙潔, 李偉, 井光花, 等. 黃土區(qū)封育和放牧草地物種多樣性和地上生物量對(duì)氮素添加的響應(yīng). 草業(yè)學(xué)報(bào), 2017, 26(8): 54-64.

[18] Li Y Z, Fan J W, Zhang L X,etal. The impact of different land use and management on community composition, species diversity and productivity in a typical temperate grassland. Acta Prataculturae Sinica, 2013, 22(1): 1-9.

李愈哲, 樊江文, 張良俠, 等. 不同土地利用方式對(duì)典型溫性草原群落物種組成和多樣性以及生產(chǎn)力的影響. 草業(yè)學(xué)報(bào), 2013, 22(1): 1-9.

[19] Li Y, Fan J, Hu Z,etal. Comparison of evapotranspiration components and water-use efficiency among different land use patterns of temperate steppe in the Northern China pastoral-farming ecotone. International Journal of Biometeorology, 2016, 60(6): 827-841.

[20] Li Y, Fan J, Hu Z,etal. Influence of land use patterns on evapotranspiration and its components in a temperate grassland ecosystem. Advances in Meteorology, 2015, (2015): 1-12.

[21] Liu J, Li S, Ouyang Z,etal. Ecological and socioeconomic effects of China’s policies for ecosystem services. Proceedings of the National Academy of Sciences, 2008, 105(28): 9477-9482.

[22] Ouyang Z, Zheng H, Xiao Y,etal. Improvements in ecosystem services from investments in natural capital. Science, 2016, 352(6292): 1455-1459.

[23] Shi S, Zou X Y, Zhang C L. Investigation of vegetation restoration in the area of Beijing and Tianjin sand storm source control project. Science of Soil and Water Conservation, 2009, 7(2): 86-92.

石莎, 鄒學(xué)勇, 張春來(lái). 京津風(fēng)沙源治理工程區(qū)植被恢復(fù)效果調(diào)查. 中國(guó)水土保持科學(xué), 2009, 7(2): 86-92.

[24] Zhang L, Cao W, Fan J. Soil organic carbon dynamics in Xilingol grassland of northern China induced by the Beijing-Tianjin Sand Source Control Program. Frontiers of Earth Science, 2017, 11(2): 407-415.

[25] Li M Z, Zhang X P. Problems and countermeasures in implementing sandustorm source control project in and around Beijing and Tianjin. Journal of Beijing Forestry University (Social Sciences Edition), 2004, 3(3): 76-79.

李明志, 張學(xué)培. 實(shí)施京津風(fēng)沙源治理工程的問(wèn)題及對(duì)策. 北京林業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)(社會(huì)科學(xué)版), 2004, 3(3): 76-79.

[26] Zhao X Y, Wang S P. Responses of the anatomical characteristics of plant leaf to long-term grazing under different stocking rates in Inner Mongolia steppe. Acta Ecologica Sinica, 2009, 29(6): 2906-2918.

趙雪艷, 汪詩(shī)平. 不同放牧率對(duì)內(nèi)蒙古典型草原植物葉片解剖結(jié)構(gòu)的影響. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2009, 29(6): 2906-2918.

[27] Wang Y F, Chen Z Z, Tieszen L T. Distribution of soil organic carbon in the major grasslands of Xilinguole, Inner Mongolia, China. Acta Phytoecologica Sinica, 1998, 22(6): 545-551.

王艷芬, 陳佐忠, Tieszen L T. 人類活動(dòng)對(duì)錫林郭勒地區(qū)主要草原土壤有機(jī)碳分布的影響. 植物生態(tài)學(xué)報(bào), 1998, 22(6): 545-551.

[28] Fan J W, Du Z C, Zhong H P. Red clover and cocksfoot biomass and spatio-temporal structure of their leaf area. Acta Agrestia Sinica, 2004, 12(3): 204-208.

樊江文, 杜占池, 鐘華平. 紅三葉, 鴨茅生物量和葉面積時(shí)空結(jié)構(gòu)特征. 草地學(xué)報(bào), 2004, 12(3): 204-208.

[29] Yu W T, Yu Y Q. Advances in the research of underground biomass. Chinese Journal of Applied Ecology, 2001, 12(6): 927-932.

宇萬(wàn)太, 于永強(qiáng). 植物地下生物量研究進(jìn)展. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2001, 12(6): 927-932.

[30] Song L L, Fan J W, Zhong H P,etal. Changes of biomass and species richness of grassland community along an altitude gradient in Hongchiba, Chongqing. Acta Agrestia Sinica, 2010, 18(2): 160-166.

宋璐璐, 樊江文, 鐘華平, 等. 重慶紅池壩地區(qū)草地群落生物量及物種豐富度沿海拔梯度格局變化. 草地學(xué)報(bào), 2010, 18(2): 160-166.

[31] Liu F S, Zhou Z B, Hu S J,etal. Influence of different soil coring methods on estimation of root distribution characteristics. Acta Prataculturae Sinica, 2012, 21(2): 294-299.

劉鳳山, 周智彬, 胡順軍, 等. 根鉆不同取樣法對(duì)估算根系分布特征的影響. 草業(yè)學(xué)報(bào), 2012, 21(2): 294-299.

[32] Magurran A E. Ecological diversity and its measurement. NJ: Princeton University Press Princeton, 1988.

[33] Sun J, Li X Z, Hu Y M,etal. Classification, species diversity, and species distribution gradient of perma frost wetland plant communities in Great Xing an Mountains valleys of Northeast China. Chinese Journal of Applied Ecology, 2009, 20(9): 2049-2056.

孫菊, 李秀珍, 胡遠(yuǎn)滿, 等.大興安嶺溝谷凍土濕地植物群落分類, 物種多樣性和物種分布梯度. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2009, 20(9): 2049-2056.

[34] Wang S P, Li Y H. Influence of different stocking rates on plant diversity ofArtemisiafrigidacommunity in Inner Mongolia steppe. Acta Botanica Sinica, 2001, 43(1): 89-96.

汪詩(shī)平, 李永宏. 不同放牧率對(duì)內(nèi)蒙古冷蒿草原植物多樣性的影響. 植物學(xué)報(bào), 2001, 43(1): 89-96.

[35] Miao F H, Guo Y J, Miu P F,etal. Influence of enclosure on community characteristics of alpine meadow in the northeastern edge region of the Qinghai-Tibetan Plateau. Acta Prataculturae Sinica, 2012, 21(3): 11-16.

苗福泓, 郭雅婧, 繆鵬飛, 等. 青藏高原東北邊緣地區(qū)高寒草甸群落特征對(duì)封育的響應(yīng). 草業(yè)學(xué)報(bào), 2012, 21(3): 11-16.

[36] Li X B. A review of the international researches on land use/land cover change. Acta Geogrphica Sinica, 1996, 51(6): 553-558.

李秀彬. 全球環(huán)境變化研究的核心領(lǐng)域. 地理學(xué)報(bào), 1996, 51(6): 553-558.

[37] Mu S, Zhou S, Chen Y,etal. Assessing the impact of restoration-induced land conversion and management alternatives on net primary productivity in Inner Mongolia grassland, China. Global and Planetary Change, 2013, 108: 29-41.

[38] Chen S, Bai Y, Zhang L,etal. Comparing physiological responses of two dominant grass species to nitrogen addition in Xilin River Basin of China. Environmental and Experimental Botany, 2005, 53(1): 65-75.

[39] Chen S, Chen J, Lin G,etal. Energy balance and partition in Inner Mongolia steppe ecosystems with different land use types. Agricultural and Forest Meteorology, 2009, 149(11): 1800-1809.

[40] Borer E T, Seabloom E W, Gruner D S,etal. Herbivores and nutrients control grassland plant diversity via light limitation. Nature, 2014, 508(7497): 517-520.

[41] Shi Y, Wang Z Q, Zhang X Y,etal. Effects of nitrogen and phosphorus addition on soil microbial community composition in temperate typical grassland in Inner Mongolia. Acta Ecologica Sinica, 2014, 34(17): 4943-4949.

施瑤, 王忠強(qiáng), 張心昱, 等. 氮磷添加對(duì)內(nèi)蒙古溫帶典型草原土壤微生物群落結(jié)構(gòu)的影響. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2014, 34(17): 4943-4949.

[42] Stevens M H, Carson W P. Plant density determines species richness along an experimental fertility gradient. Ecology, 1999, 80(2): 455-465.

[43] Hautier Y, Niklaus P A, Hector A. Competition for light causes plant biodiversity loss after eutrophication. Science, 2009, 324(5927): 636-638.

[44] Clark C M, Tilman D. Recovery of plant diversity following N cessation: effects of recruitment, litter, and elevated N cycling. Ecology, 2010, 91(12): 3620-3630.