西北半干旱区不同治理措施下的植被恢复对比分析

王海星，张克斌，边 振，卢晓杰，王黎黎

（水土保持与荒漠化防治教育部重点实验室，北京林业大学水土保持学院，北京 100083）

近年来，随着人口数量的增长和经济快速发展，高强度人类活动及其导致的全球气候变化已深刻地改变了荒漠生态系统的结构及其生物学过程，降低了荒漠生态系统的稳定性及其整体生态服务功能水平，这突出表现在：荒漠区植被退化，生物多样性锐减；地表风蚀过程加强，风沙灾害日趋严重，荒漠化土地面积呈现快速扩展态势。荒漠生态系统的退化已严重制约了荒漠地区社会经济的持续发展，使这类地区成为我国经济，社会发展落后和生态环境最脆弱的区域。寻求有效维护，改善和恢复荒漠生态系统的结构，功能及其稳定性的技术途径和管理模式，对于遏制荒漠化的发展，保护和维持生物多样性，确保我国北方的生态安全，实现我国全面建设小康社会的战略目标，具有重要的科学意义和现实意义。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

西北干旱半干旱地区包括新疆全境，青海，甘肃，宁夏的大部分和陕西西北部。盐池县位于宁夏回族自治区东部、毛乌素沙漠的南缘，属于陕、甘、宁、蒙四省（区）交界地带，坐标为北纬37°04′～38°10′，东经106°30′～107°41′。全县南北长110 km，东西宽66 km，辖区总面积8 661.3 km2，是宁夏面积最大的县，占全区总面积的16.7%。盐池县内地势南高北低，海拔高度在1 295～1 951 m之间，南部为黄土丘陵区，中部为鄂尔多斯缓坡丘陵区。该县属于典型中温带大陆性气候，年均气温为8.1℃，极端最高温为34.9℃，极端最低温为－24.2℃，年均无霜期为165 d；年降水仅250～350 mm，从南向北，从东南向西北递减。盐池县因干旱少雨，风大沙多，蒸发强烈，日照充足，决定了该县的自然景观为温带草原和荒漠草原。地形主要为剥蚀的准平原地形，土壤类型以灰钙土为主，其次是黑垆土和风沙土，此外还有黄土，少量的盐土、白浆土等。

在研究区内，选取了盐池县的沟沿和上滩村的退耕还林区（自2001年国家退耕还林工程的实施以及自2002年11月1日全县范围内禁牧等荒漠化治理措施的实行的退耕还林）、沟沿的撂荒地和柳杨堡的人工封育区3种不同的治理措施进行植被调查。进一步分析以及在人工封育区中：1991年封育的老封育区、2003年封育的新封育区和一直半封育的对照区的3种封育措施之间的对比。

1.2 研究方法

1.2.1 野外调查方法 布设样线结合《国家荒漠化定位监测》项目，依据当地主要土地利用类型和主要荒漠化治理工程种类，按照典型性、代表性和科学性的设置原则。采用GPS对固定样地进行定位，并于2005～2009年每年7月份进行了外业调查，调查内容是：植物种类、数量、盖度、高度、生物量（鲜重）等。调查方法采用样方法和样线法，样线内每隔50 m取一个样方（或根据实际情况来定样方）。样方的大小取1 m×1 m。

1.2.2 内业数据整理及计算公式（1）植被重要值计算[1]。根据调查的当地的生境特征在重要值的计算中加入相对生物量，内业整理计算出相对多度、相对高度、相对盖度、相对频度和相对生物量[2]，并通过5个因素计算出重要值，重要值公式如下：

（2）群落结构特征指标的测度[6-11]。采用EXCEL构建年度调查植物种/样方二维数据库；运用多元统计软件计算软件等对种群格局指数、群落结构等指标进行计算。群落组成结构的测定可以通过以下3个方面指标来进行。

式中SP为Simpson指数，Pi为重要值比例。

Shannon-Wiener多样性指数：

其中：Pi＝Ni/N

式中SW为Shannon-Wiener多样性指数，N为一定区域植物重要值总和；Ni样方中第i种植物的重要值，Pi为重要值比例，S为样带的植物物种数。

式中E为均匀度指数，SW为Shannon-Wiener多样性指数，S为样带的植物物种数。

2 结果与分析

2.1 退耕还林区植被群落结构

盐池县自2002年11月1日全县实行退耕还林以来，植被退化得到有效控制。从表1可看出，2005～2009年，群落生态优势度指数呈波动的趋势。2005年群落的生态优势度、多样性指数和均匀度指数较高，主要受年降水量及降水滞后效应的影响。其他年份的植被恢复的情况稳定。

表1 退耕地2005～2009年植被群落结构

2.2 撂荒地植被群落结构

从表2可看出，2007年的生态优势度指数和多样性指数都是最高的，分别为：19.722、3.226。2006年和2008年的各项指数下降幅度最大，降幅为13.404。是5 a来最低的一年。分析2006年和2008年撂荒地群落生态优势度指数和多样性指数均较低的主要原因：自撂荒以来未再耕作，使植被得到有效恢复。随着撂荒时间的延长，部分农田杂草优势逐渐突显，如刺沙蓬等，占据了大量的资源空间，尤其在植物生长季节和降水较为丰富的年份，使多年生草本植物生长受到抑制，导致群落总体优势度水平降低。

表2 撂荒地2005～2009年植被群落结构

2.3 人工封育区植被群落结构

以2005～2009年为例，计算并分析每年的老封育区、新封育区和对照区的群落结构特征指标（见表3、表4）。从表中可以看出，不同年限封育的植被群落特征存在较大差异。多样性指数SW受生态优势度指数和均匀度指数双重影响，综合反映了区域植被群落特征、群落物种多样性。从人工封育措施群落多样性指数SW计量结果来看，老封育区的年平均多样性指数SW是所有样地类型中最高的，为2.553，其次是新封育区和对照区，分别为2.265和1.910。同SW指数一样，老封育区年平均生态优势度指数SP仍然是所有样地类型中最高的。新封育区的年平均群落均匀度指数是最大的，为0.780，而之后是老封育区和对照区，分别是0.730、0.719。

表3 老封育区2005～2009年植被群落结构

表4 新封育区2005～2009年植被群落结构

表5 对照区2005～2009年植被群落结构

2.4 对比与分析

（1）不同保护措施下植被群落恢复结构特征。从图1可见，人工封育区和退耕还林地植被群落生态优势度、多样性指数及群落均匀度指数在2006年、2008年和2009年均高于较撂荒地，表明这人工封育和退耕还林是行之有效的[12]，2005年撂荒地的各项指数均大于人工封育区，是因为盐池县的封育区是1991年封育的老封育区、2003年封育的新封育区，老封育区随着封育年限的增加，植被种类先增加后又呈下降趋势，而新封育区仅2 a，所以2005年封育区的植被的各项指数都较低。2007年撂荒地的各项指数均大于退耕还林，是因为2007年降雨量是最多，作为撂荒地，以一年生和多年生草本植物居多，这些种群受生长期降水量影响较大，因此2007年撂荒地的各项指数较高。

图1 不同保护措施下植被群落恢复与结构特征值

（2）人工封育不同年份植被恢复特征。2003年封育的人工封育草地封育2～3 a之间，为新封育区，群落各项指标均较高，到2007年，封育区群落生态优势度、群落均匀度等指标均达到最大值，成为老封育区，此后呈现下降趋势，而封育4～5 a后各项群落结构指标出现不同程度的下降，表明封育对植被恢复并不是呈简单的线性关系。老封育区则主要是随封育时间的延长（1991年底封育），黑沙蒿逐渐发展壮大，占据了大量的资源空间，限制了其它物种的生长，甚至从封育区消失，从而导致老封育区群落均匀性指数较低。人工封育草地在完全封育无人为干扰的情况下群落均匀度指数较小，表明长期完全人工封育对区域植被恢复并不一定能起到较好的效果。

3 结论

在3种不同保护措施与植被恢复中情况不同，撂荒地群落各项指标均是最低，表明撂荒地的植被恢复效果不及人工封育和退耕还林。经过多年的治理，各种措施下的植被状况有了一定的恢复，人工封育和退耕还林措施的效果较好，适合当地的实际情况。但从固沙角度讲，随着封育时间的延长，土壤表面形成结皮并逐渐变厚，使固沙效果明显得到加强[12]，国内外对干旱区草场长期动态监测的结果同样表明，长期封育并不能提高草场的植被覆盖度及生物量[13-18]。故该地区封育周期以2～3 a为宜，以2～3 a为封育周期进行轮牧或刈割，这样一方面可以使结皮松动，有利于有限的降水被植物充分利用；另一方面可抑制优势种的扩展，使伴生种、特化种获得生存空间，从而增加物种多样性和植物特征值，使生产力得到提升。

[1] 李 瑞，张克斌，刘云芳，等.西北半干旱区湿地生态系统植物群落空间分布特征研究[J].北京林业大学学报，2008（1）：6-13.

[2] Greig-Smith P.Quantitative Plant Ecology[M].Oxford:Blackwell Science Publications,1983:105-112.

[3] Peltzer D A,Bast M L,Willson S D,et al.Plant diversity and tree responses following contrasting disturbances in boreal forest[J].Forest Ecology and Management,2000,127:191-203.

[4] Jenins M A,Parker G R.Composition and diversity of woody vegetation in silvicultural openings of southern Indiana forests[J].Forest Ecology and Management,1998,109:57-74.

[5] Aiba S,Hill D A,Agetsuma N.Comparison between old-growth stands and secondary stands regenerating after clear-felling in warn-temperate forests of Yakushima,southern Japan[J].Forest Ecology and Management,2001,140:163-175.

[6] 王 琳，张金屯，上官铁梁，等.历山山地草甸的物种多样性及其与土壤理化性质的关系[J].应用与环境生物学报，2004，10（1）：18-22.

[7] 周国英，陈桂琛，赵以莲，等.青海湖地区芨芨草群落特征及其物种多样性研究[J].西北植物学报，2003，23（11）：1956-1962.

[8] 常学礼，邬建国.科尔沁沙地沙漠化过程中的物种多样性[J].应用生态学报，1997，8（2）：151-156.

[9] 杨子松，黎云祥，王中国.岷江上游干旱河谷荒坡主要植物群落结构及物种多样性[J].广东农业科学，2009，（9）：177-179.

[10]郑云普，赵建成，张丙昌，等.新疆古尔班通古特沙漠生物结皮层藓类物种多样性及适应性研究[J].安徽农业科学，2009，37（1）：316-319.

[11]Peet R E.Measurement of species diversity[M].Ann Rev Ecol－Syst，1974，5:285-307

[12]张自和，郭正刚，吴素琴.西部高寒地区草业面临的问题与可持续发展[J].草业学报，2002，11（3）：29-33.

[13]闫德仁，杨俊平，安晓亮，等.荒漠藻固沙结皮试验研究初报[J].干旱区资源与环境，2004，18（5）：147-150.

[14]Hiernaux P.Effects of grazing on plant species composition and spatial distribution in rangelands of the Sahel[J].Plant Ecology,1998,138:191-202

[15]Omar S.Dynamics of range plants following 10 years of protection in arid rangelands of Kuwait[J].Journal of Arid Environments,1991,21:99-111.

[16]Turner M D.Long-term effects of daily grazing orbits on nutrient availability in Sahelian West Africa:1.Gradients in the chemical composition of rangeland soils and vegetation[J].Journal of Biogeography,1998,25:669-682.

[17]Greig SP.Quantitative Plant Ecology[M].Oxford:Blackwell Science Publications,1983,105-112.

[18]Hector A,Schmidt B,Beierkuhnlein C,et al.Plant diversity and productivity experiment in European grasslands.Science,1999,286:1123-1127.