刘延斌，张典业，张永超，石明明，尚振艳，贺 磊，宗文杰，傅 华，牛得草



不同管理措施下高寒退化草地恢复效果评估

刘延斌1，张典业1，张永超1，石明明1，尚振艳1，贺 磊1，宗文杰2，傅 华1，牛得草1※

（1. 草地农业生态系统国家重点实验室，兰州大学草地农业科技学院兰州 730020； 2. 甘肃省玛曲县畜牧兽医局，玛曲 747300）

为了科学评估不同管理措施下退化高寒草地生态治理的综合成效，该研究采用VOR及CVOR生态系统健康评价模型，对甘肃省玛曲退化高寒草甸实施2a的围封、划破、施肥、补播和综合措施等五种不同生态恢复措施，以及自由放牧下的草地生态系统健康状况进行了评估。根据两种模型测算结果，用VOR指数评价综合生态恢复措施的效果大致为：综合措施、施肥>划破、补播、围封>放牧，用CVOR指数评价综合生态恢复措施的效果：综合措施>划破>施肥、补播、围封>放牧。综合措施在2种评价体系下均显著优于各单一处理措施，实施2a后其CVOR数值处于健康范围，高达0.917，且放牧导致高寒草甸生态系统健康趋于警戒水平，健康指数值为0.572。结果表明，VOR及CVOR指数模型应用于生态恢复管理措施的效果评价，可反映出不同措施实施后的具体量化效果，可进行更广泛适用。在退化严重亟需生态恢复的草地，可通过综合生态恢复措施的实施，以达到全面迅速恢复草地生态系统健康的目的。此外，需具体考量每种措施的经济学和生态学双重效益，利用更全面的CVOR指数模型评价草地健康状况，因地制宜地制定和实施管理措施。

生态；模型；土地利用；健康评价；VOR综合指数；CVOR综合指数；高寒草甸

0 引 言

草地是面积最大的陆地生态系统，是全球自然生态系统的重要组成部分，对发展畜牧业、保护生物多样性和维护生态平衡具有重要的作用[1-2]。高寒草甸主要位于中国青藏高原和各山系的高山带，其总面积约6 372万hm2，占全国总草地面积的16.22%[3]。位于青藏高原东缘的甘肃省玛曲县是黄河径流重要的汇集区和黄河上游生态系统的绿色生态屏障[4]。近年来，由于气候变化、工农业的破坏及过度放牧等综合因素导致高寒草地急剧退化，鼠害频发，水土流失加剧，土壤侵蚀日愈严重，进而导致生态系统稳定性降低[5-6]。政府先后采取了围封、施肥、补播、划破等多种生态治理的管理措施[7]，使局部植被盖度和生产力显著提高，土壤肥力得以恢复[8]。然而，关于退化草地治理后的效果还缺少定量的综合分析，诸如哪种工程或管理措施治理效果最好和何种状态的草地为健康草地等问题，仅从单一的植被及土壤肥力的指标变化中，还无法回答。因此，急迫需要构建科学的方法与评估体系，对生态系统的健康进行科学地定量评估，以此直观反映治理草地退化的综合成效[9]。

由于生态系统自身的复杂性和基于人们对生态系统结构与功能的认识深度及广度的提升，在过去数十年中，科学家已先后创建了单因子罗列法、单因子复合法、功能评价法、VOR综合指数法、CVOR综合指数法等生态系统健康评价的方法[10]。其中VOR综合指数法于1999年被国际生态系统健康大会接受为生态系统健康诊断指标，并在实践中得到了一定的运用[11]。VOR综合指数评价体系最早是由Rapport等[12]基于活力（vigor, V）、组织力（organization, O）和恢复力（resilience, R）构建，其首先对活力、组织力和恢复力各单项指标进行计算，然后将各指标值直接相乘获得生态系统健康指数，改进了单因子方法中指标量化缺乏齐整性和容易重复评价的缺陷[10-13]。但VOR评价体系更多反映的是植被状况，未考虑到环境因素，且各单项指标的尺度尚不统一，导致各项指标相乘的整合方法极易放大或缩小某一单项指标的作用，从而制约着VOR评价方法的适用性[10,14]。CVOR综合指数法是在VOR指数基础之上，由任继周等[9]依据草地系统的界面理论提出并加以完善，将植被评价与地境评价结合，在VOR原有构架中新引入草地基况（condition, C）的概念，用土壤有机碳（soil organic carbon, SOC）含量测算，以反映生态系统的大气、土地与位点等因子的综合特征，且在对各单项指标的衡量过程中，引入了参照系统，修正完善了VOR评价体系。另外，该法关于生态系统健康指数的算法上并非直接将各单项指标值相乘，而是在根据专家咨询法确定了各单项指标的权重后，对各单项指标进行加权求和获得，以此建立了植物与气候因子关系的综合评价模型来对草地生态系统健康进行评价[14-15]。CVOR综合指数可以在相同尺度和起点上比较不同类型草地的健康状况，能较全面地反映出草地健康信息，且各单项指标的衡量更加简便易于操作，具有较大的适用范围[16]。

本研究以退化的高寒草甸为研究对象，实施了围封、划破、补播、施肥以及综合5种管理治理措施，并以自由放牧地为对照处理，调查草地植被与土壤的变化特征，利用VOR及CVOR综合评价模型定量评估生态恢复的效果和草地生态系统的健康状况，比较2种模型的适用程度，旨在探讨最优的草地生态恢复措施、效果及生态恢复效果评价手段，进而为玛曲退化高寒草甸的生态改良恢复、农牧区的经济环境可持续发展提供技术指导和理论依据。

1 试验区域概况与研究方法

1.1 区域概况

研究区位于甘肃省甘南藏族自治州的玛曲县，地理坐标为101°31′N，33°24′E，海拔3 585 m，属于典型的高原大陆性季风气候。该区年平均温度在1.2 ℃左右，1月平均温度在−10 ℃左右，7月平均温度在11.7 ℃上下。其年降水量为615.5 mm，且主要集中在5—9月，年蒸发量1 353 mm，该地区太阳辐射强，全年日照时数在2 613.9 h左右，年霜期在270 d以上，无绝对无霜期，气候寒冷且长冬无夏[17]。土壤类型为高山草甸土，群落中植物以莎草科的禾叶嵩草（）和禾本科的披碱草属（）、早熟禾属（）、剪股颖属（）的一些种，以及菊科的风毛菊属（）、橐吾属（），毛茛科的银莲花属（）和玄参科的马先蒿属（）等毒杂草为主，并伴有其他类杂草如米口袋（）、鹅绒委陵菜（）、珠芽蓼（）、兰石草（）等[18]。

1.2 样地设置及试验数据采集

在选定研究区域内，选择退化程度均一且地势平坦的退化草地，于2010年5月进行围栏，围栏内草地共设置5种管理恢复措施，并以放牧措施作为对照，共计6种处理（表1）。每种措施设5个重复小区，小区面积为15 m×10 m，随机排列。在此基础上，同时针对放牧处理小区进一步围栏，并设有牧道与试验样地大围栏外的自由放牧地连通，放牧强度为牦牛2～2.5头/hm2。

表1 试验样地设置

2010至2012年间，每年8月在各处理不同的试验小区内，随机设置1个0.5 m×0.5 m的样方进行植被调查，记录各样方物种数以及各物种高度、盖度、密度。然后，将样方内的植物分物种齐地面剪下装入信封，带回实验室于65 ℃温度下烘干至恒重，以计算各物种生物量。同时，在每一小区的中心设置一条15 m长的固定样线，以3 m间隔，用土钻采集0～10 cm土层的土壤样品，每条样线的样品充分混匀制备成一个混合土壤样品，实验室内风干，过0.5 mm筛子，用重铬酸钾氧化法测定土壤有机碳含量[19]。

1.3 VOR模型和CVOR模型及测算方法

1.3.1 参照系统的确立

确定参照系统是评价草地健康的首要前提。为了方便，一般生态系统评价研究常常把一个完全健康的生态系统作为对照。本研究选择距离我们试验样地约2 km的1999年“天保工程”围封至今的封育样地作为参照系统[20]。

1.3.2 模型测算方法

基况指数（）[14]=SOC1/SOCCK，其中SOC为管理措施实施样地1的SOC含量，SOCCK是玛曲的高寒草甸中对照样地土壤的0～10 cm土层中的有机碳含量，以作对照。∈[0,1]，如>1，则取=1。

活力指数（）[14]=B2/CK，其中B2为管理措施实施样地的植物群落生物量，BCK为对照样地植物群落生物量。活力指生态系统的能量或活动性，本研究凭借群落地上生物产量来表征生态系统的活力状况。∈[0,1]，如>1，则取=1。

组织力指数（）表示生态系统物种组成结构及其物种间的相互关系，本研究利用修正的Gordon稳定性测定方法[21]计算，结果反映出群落中某类植物（%）占有累计生物量（%）的比例，即生产力的种间分布格局。具体指数步骤：将累计生物量（轴）与植物种类百分数（轴）一一对应画出散点图，用平滑曲线方程拟合，求出该拟合方程与直线方程=1−的交点（0≤≤0.5，0.5≤≤1），交点处物种的百分数与累积生物量的比值即为群落稳定性的值，该值越接近于理想的稳定点（0.2，0.8），表示群落越稳定。用各样地的交点距稳定点的距离（）定量样地群落稳定性的大小。

（1）

交点与稳定点的关系有3种：

恢复力指数（2）

S3（3）

其中L为物种的寿命，I为物种的相对生物量，为物种数目。为相对盖度或活力，反映生产力恢复能力，S3是草地群落结构恢复能力的量化值。健康草地的SCK=400[22]，CK是健康草地群落结构恢复能力的量化值。∈[0,1]，如＞1，则取=1。

植被健康评价（VOR）综合指数为[14]

VOR=w·V+w·+w·（4）

w+w+w=1，w、w、w≥0 （5）

其中w、w、w分别是、、各个单项指数的权重系数，反映各单项因素的重要性，同时避免或减轻由于数据背景不确定性、自然空间不均匀性或时间波动性造成的结果误差[21]。由于本研究中因参照样地已知，故w=w=w=1/3。

生态系统健康评价（CVOR）综合指数为[14]

CVOR=·VOR （6）

采用CVOR指数的方法进行数据的分析比较时，采用四分法将试验数据结果划分为4个健康等级（表2）。

表2 草地健康评价健康指数及等级[16]

CVOR指数中的基况是反映地境和牧草界面的耦合程度的参数，而地境又是生态系统的根基，给生物提供生存必要的气候和养分条件[10,14]。据Hutchinson的多维生态位概念，地境变量是多维的，植物的生态位是超体积生态位，可以用地境（个因子，表示热量、水分、光照、地形、位点、土壤肥力等）对植物需求的满足程度来度量，用草地地境要素与最适地境要素之间的贴近度计算。牧草生长有关的个地境要素的量化指标分别记作1,2,…,d,，则={1,2, …,d}表示可供植物利用的地境资源，d的最适值d构成的D={1a,2a, …,d}就是某一区域植物的最适地境。通常而言，地境要素间具有明确定量关系，如气候因子和SOC、SOC和土壤氮含量等，数学表达形式为或(,=1, 2, …,)。通过简单的变量代换，经数据标准化后，地境中的许多参数可以映射到一个或少数几个重要的标准化参数上。土壤有机质为植物养分的供应物和土壤微生物代谢打下了基础，该指标与大气、植被和土壤肥力指标有着直观而紧密的定量关系，它们的关系可以通过线性相互转化，在健康梯度上具有稳定的变化趋势。因此，土壤有机质在某种意义上可以代表其他参数的动态，记作草地基况具有一定的代表性。在土壤化学分析中，由于土壤有机质含量一般通过土壤有机碳（SOC）含量乘以常数1.724计算，所以，本研究中草地基况选用SOC含量表示[14,16]。SOC替代土壤有机质的方法用于CVOR健康评价体系，简单实用。

1.4 统计分析

植被物种多样性分析采用Shannon-Weiner物种多样性指数，其计算公式如下[20]

Shannon-Weiner指数（）（7）

式中P为样方中第种植物的密度在群落总密度中所占的比例。

采用Excel 2007和IBM SPSS 20.0软件进行数据统计和方差分析，单因子方差分析（ANOVA）和最小显著差数法（LSD）用于不同管理措施下各指标的比较和差异显著性检验，显著性水平为0.05，并用SigmaPlot 12.5进行绘图制作。

2 结果与讨论

2.1 实施不同管理措施后草地生态状况基本指标的变化

2.1.1 草地生产力及多样性

从2010年到2012年间，除划破外，其他5种处理下草地地上生物量均表现为先升高后下降的趋势（图1）。三年中5种恢复措施下草地地上生物量均高于放牧，在2011年补播、施肥和综合措施实施样地的地上生物量显著高于其他措施（<0.05），随着恢复措施实施时间的增长，2012年5种恢复措施下地上生物量都显著高于放牧，其中划破、补播、施肥和综合措施对于提高草地地上生物量的效果显著优于围封处理。在2011年施肥和综合措施下相应样地的地上生物量分别达到了525.5和526.3 g/m2，是由于施用有机肥增加了植物可以直接利用的速效养分，使其在短的时间内达到较大的生物量，但于次年2种措施下的生物量均有所下降，可能归因于养分的消耗、地表流失和淋溶[23]。补播处理中补播了垂穗披碱草种子，相当于增加了垂穗披碱草在群落中的多度，由于禾本科草具有高资源利用、高竞争的能力，其群落生物量的增加可能源于垂穗披碱草生物量的增加，但2012年较2011年补播措施下的生物量有所下降，可能由于补播植物在第2年的存活量下降，加上各植物物种间的竞争作用，导致总地上生物量下降[24]。综合措施提高了草地地上生物量可能是由于划破、补播、施肥之间存在互作效应，即划破后更利于补播种子的萌发，施肥又给植物生长提供了充足养分支持，进而使得植物群落生物量迅速增加[23,25]。划破措施对草地地上生物量的影响表现为先降低后增加的趋势（图1），这种短暂的降低可能是由于划破改变了土壤通透性等理化性质导致短期内土壤性质突变后，植物和土壤微生物的不适应，植物体生长受阻和速效养分释放不够充分[26]。

生物群落中生物种类的增多代表了群落的复杂程度增高。由图1b可知，划破措施下的Shannon-Wiener多样性指数呈逐渐上升趋势，围封、补播和综合措施下数值先降低后升高，施肥下的多样性指数则呈逐年递减趋势。划破措施能在显著提高地上生物量的同时（<0.05），还能保证物种多样性显著高于对照处理（<0.05）。划破改善了土壤通透性、加快了养分的矿化速率，为种子的萌发创造了条件，进而可逐年增加物种多样性[26]。施肥措施下多样性指数逐年降低可能是因为随着土壤养分的增加，植物个体增大而密度减小，可能导致低竞争能力的物种消失，从而使群落物种多样性降低[27]，进而导致施肥和综合措施在2011年的指数数值显著低于除补播外其他3种处理，在2012年显著低于围封和划破，且施肥措施的指数数值在2012年下降到所有措施中的最低值2.523（图1）。与张春花[28]发现在玛曲高寒草甸进行施肥能够使得植物群落物种多样性下降的结果相一致。补播垂穗披碱草增加了其多度，使其在群落中占据的生态位空间增加，对于养分、光资源的竞争能力强[29-30]，因此致使补播处理在2011、2012年多样性指数值显著低于围封和划破。综合措施下多样性的年际变动可能是由于第1年施肥效应明显，而次年划破的效果显现，多种措施互作后呈现先降后升的趋势[26]。

2.1.2 草地植物功能群及经济类群生物量比例

各功能群组分的比例在实施措施后具明显的变化，且对不同措施的响应具有时间上的差异，见图2。在2010年，各处理下莎草、禾草和杂草类比例变化没有2011和2012年明显，围封处理下莎草类比例显著低于其他处理（<0.05）。2011年补播、施肥和综合措施处理下禾草类比例显著高于其他处理，杂类草比例显著低于其他处理。2012年放牧处理下莎草和禾草比例显著低于其他处理，杂草类比例显著高于其他处理，围封和施肥下杂草类比例显著低于其他处理。在放牧处理下禾草类比例则呈逐年下降趋势，杂草类比例呈上升趋势。补播、施肥和综合措施禾草类比例呈先上升后下降的趋势，杂草类比例在补播和综合措施措施下呈先下降后上升的趋势。连续放牧会显著增加牧草中杂草类的含量，围封和划破措施则使得杂草类比例逐年降低。围封措施可逐年降低杂草类比例，同时莎草类比例逐年增加，这可能是由于围栏封育后，退化草地上莎草类植物在生态恢复期占优势地位，其对于养分和空间的竞争作用导致其他草类的比例下降[26,29]。植物功能群比例的改变也影响到可食性草类与毒草类的比例，在2012年围封措施下可食性草类比例显著高于其余措施（<0.05），且达90%以上，毒草比例降低至10%左右，本研究结果与张伟华等[26]得出围封能显著提升可食性草类占比的结果相一致。这可能是由于围封不仅可避免输出性养分损失，给可食性牧草的生长提供了足够的养分储备，还能够消除牲畜采食的压力，大量保留可食牧草种类的同时，提高其群落的竞争优势，从而降低了毒草比例[31]。

2.2 草地生态系统的健康评价

2.2.1 评价模型的各单项测算指数

由表3可知在2010年度各措施的基况指数间无显著差异（>0.05），说明各个样地的初始土壤基况十分相似。补播样地的组织力指数显著高于其余措施（<0.05），综合措施样地的恢复力指数显著高于其余措施。在2011年度，放牧和划破的活力指数显著低于其余措施，放牧的组织力指数显著低于除划破和补播外的其余措施，而放牧和围封的恢复力指数则显著高于除去划破外的的其余措施。在2012年度，综合措施和划破的基况指数显著高于除去补播外的其余措施，施肥的活力指数显著高于其余措施，放牧的活力指数则显著低于其余措施，各措施的组织力指数间无显著差异，放牧的恢复力指数显著低于除去围封、施肥外的其余措施。此外，由表3，放牧处理下基况指数逐年递减，这是由于家畜采食后植被恢复时消耗了土壤中的养分，从而导致基况指数降低[15]。围封和划破措施下，组织力指数和恢复力指数呈逐年递增趋势，与围封和划破可提高植被地上生物量和多样性（图1）的现象一致，施肥措施能逐年提高活力、组织力和恢复力指数，但其基况指数则呈先下降后上升的趋势（表3）。在补播和综合措施下，活力指数先升高后降低的趋势。这是因为补播垂穗披碱草在短时间内，提高了群落的生物量，随着时间的增长，补播效应将减弱，群落中低矮植物种的竞争也会增强，这由垂穗披碱草引起群落生物量增加的作用也随之下降，导致2012年的活力指数降低[32-33]。

表3 不同管理管理措施下评价模型的各单项测算指数

注：表中不同小写字母表示同一年份不同恢复措施间差异显著（<0.05）。

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

2.2.2 草地生态系统VOR及CVOR健康指数的模型评价

从图3a可得VOR指数作为考量标准时，2010年除去围封和划破样地的VOR值在“警戒”（0.50～0.75）区间内，其余各措施的值均属“健康”（0.75～1.00）区间，其中补播和综合措施的VOR值显著高于放牧（<0.05），说明补播和综合措施可以更加快速地恢复植被状况。2011年所有处理的VOR指数较上一年均有所上升，围封的为当年最高值，达到0.911，且显著高于放牧、划破和补播措施的VOR值，与施肥及综合措施的VOR值差异不显著（>0.05）。2012年放牧样地的VOR值显著低于其他处理措施，数值低至0.696，已跌入生态系统健康的“警戒”区间内，虽其余各措施的VOR值都在“健康”的区间内，但围封的VOR值较2011年有所下降。草地管理措施实施后草地生态健康程度大致为：综合措施、施肥>划破、补播、围封>放牧。与王长庭等[27]发现的施肥和综合恢复措施可能间接使得草地土壤养分含量增大、生态系统健康状况提升的结论相一致。放牧和围封措施的VOR值随年份呈先升后降的趋势，但围封的健康指数显著高于放牧，说明围封措施有一定的生态健康恢复效果，划破、补播、施肥和综合措施的VOR值则随年份保持逐渐增高的趋势（图3a），说明在实施措施后短时期内，划破、补播、施肥和综合措施能够持续有效地恢复退化草甸的生态健康水平，其中施肥和综合措施下VOR指数值高于其他措施并以5%～9%的增幅逐年递增，因此施肥和综合措施是在VOR评价体系下较优的生态恢复措施。

用CVOR指数作为考量标准时（图3b），2010年综合措施和补播处理后的样地CVOR值处于生态系统“健康”区间，其余各措施的数值均处在“警戒”区间内，综合措施的值最高，且显著高于除去补播外的其余各处理的数值（<0.05）。2011年综合措施的CVOR值显著高于其余各处理的数值，且处在生态系统“健康”区间内，其余各措施的CVOR值均处在“警戒”区间内。2012年综合措施的CVOR值显著高于其余各处理，数值达0.917，放牧样地的CVOR值则显著低于其余各措施，数值低至0.572，接近生态系统“不健康”区间（0.25～0.50）的边缘，说明随着年限的增长，5种恢复管理措施在植被和土壤恢复方面都起到了一定的效果，草地生态健康程度大致为：综合措施>划破>施肥、补播、围封>放牧。除围封外各处理的CVOR值大体上表现出先降后升的趋势，围封则逐年小幅递增（图3），说明围封在没有肥料添加和草种补播等人为措施的干预下促进生态恢复的速度不如其他措施快。而划破和综合措施的数值在2012年的提升幅度大于其他措施（图3），但划破的末年数值显著低于综合措施（<0.05）。由于引入了基况的考量，因此在CVOR指数的评价体系中综合措施的优势得以体现，其健康评价数值在各年份均为最高值。综合了围封、划破、施肥和补播4种恢复措施的综合措施，不仅能够显著提升草地生产力和植被盖度，同时还能持续恢复土壤养分状况，为后续生态系统的自我修复作用打下基础。综合措施中，划破为施肥和补播提供预先的物理性处理，其后施肥的养分添加效果和补播的改良植被群落结构效果又相互叠加，加上围封后排除了牲畜和人为的大量干扰，多种互补作用叠加[34]。因此综合措施可从恢复植被健康和恢复土体健康2方面同时发挥作用，继而成为CVOR指数的评价体系下的最优生态恢复措施。此外，由于关注了基况对于草地生态系统健康的关键影响，CVOR指数包涵着VOR指数不能完全反映的草地健康的信息，CVOR指数的结果显示出各个管理措施的差异较为明显，加入非生物因素（地境）的考量，把生态恢复的评价从单一关注“草”系统扩大到考虑“土”系统的响应，从而把各种措施在土壤改造方面的效果通过一定量化的指标显示出来，再加之原有的植被评价体系，借此CVOR指数能够揭示出一些VOR指数反映不出的信息[35]。因此如需着重考虑植被恢复状况，VOR指数生态系统健康评价法具有较好的适用性；如需着重考虑地境和植被的综合恢复效果，CVOR指数生态系统综合健康评价法可更为全面和可靠地反映出各种管理措施对整体恢复生态系统健康方面的效益。

鉴于现实情况中玛曲高寒草甸上放牧家畜数量远大于最大载畜量，过度放牧现象严重，用多种健康评价手段评价玛曲高寒草甸，其很大部分的区域处于生态健康“警戒”甚至接近“不健康”范畴[18,34-35]。在大面积退化的玛曲高寒草甸上进行生态恢复治理，虽然CVOR指数生态系统综合健康评价法显示综合措施为最优生态恢复措施，但利用汲取多种恢复方法的综合措施耗费治理成本很高，且不易大面积实施。在这种情况下，需要具体评估每种措施的经济学和生态学双重效益，因地制宜选出最适恢复措施，确保生态治理能有效且保障草地农业生态系统长期可持续发展[36]。

3 结 论

1）据两种模型测算，VOR指数评价结果施肥及综合措施的效果最佳，CVOR指数评价结果，综合生态恢复措施的效果显著优于各单一处理措施，且持续超载放牧则导致高寒草甸生态系统的健康趋于“警戒”水平。

2）在生态恢复管理措施的效果评价中使用VOR和CVOR指数模型，均可反映出不同措施实施后的具体量化效果，但实际应用中可优先选择更全面的CVOR指数作为评价标准。

3）在退化严重区域，亟需生态恢复的草地上可通过综合多项生态恢复措施的实施，以达到全面迅速恢复草地生态系统健康的目的，但实践中由于综合措施耗费治理成本很高，因此，需要具体评估每种措施的经济学和生态学双重效益，才能因地制宜选出最适恢复措施。

致谢：感谢张卫国教授在野外植物鉴定分类方面给予的帮助，及袁晓波博士在论文撰写方面的指导。

[1] Wen Lu, Dong Shikui, Li Yuanyuan, et al. The impact of land degradation on the C pools in alpine grasslands of the Qinghai-Tibet Plateau[J]. Plant and Soil, 2012, 368(1/2): 329－340.

[2] Li X R, Jia X H, Dong G R. Influence of desertification on vegetation pattern variations in the cold semi-arid grasslands of Qinghai-Tibet Plateau, North-west China[J]. Journal of Arid Environments, 2006, 64(3): 505－522.

[3] 任继周. 草原调查与规划[M]. 北京：中国农业出版社, 1985.

[4] 叶鑫，周华坤，赵新全，等. 草地生态系统健康研究述评[J]. 草业科学，2011，28(4)：549－560.

Ye Xin, Zhou Huakun, Zhao Xinquan, et al. Review on grassland ecosystem health[J]. Pratacultural Science, 2011, 28(4): 549－560. (in Chinese with English abstract)

[5] Zhou Huakun, Zhou Li, Zhao Xinquan, et al. Stability of alpine meadow ecosystem on the Qinghai-Tibetan Plateau[J]. Chinese Science Bulletin, 2006, 51(3): 320－327.

[6] Harris, R B. Rangeland degradation on the Qinghai-Tibetan plateau: A review of the evidence of its magnitude and causes[J]. Journal of Arid Environments, 2010, 74(1): 1－12.

[7] 武高林，杜国祯. 青藏高原退化高寒草地生态系统恢复和可持续发展探讨[J]. 自然杂志，2007，29(3)：159－164.

Wu Gaolin, Du Guozhen. Discussion on ecological construction and sustainable development of degraded alpine grassland ecosystem of the Qinghai-Tibetan Plateau [J]. Chinese Journal of Nature, 2007, 29(3): 159－164. (in Chinese with English abstract)

[8] Li X L, Gao J, Brierley G, et al. Rangeland degradation on the Qinghai-Tibetan Plateau: Implications for rehabilitation[J]. Land Degradation & Development, 2013, 24(1): 72－80.

[9] 任继周，南志标，郝敦元. 草业系统中的界面论[J]. 草业学报，2000，9(1)：1－8.

Ren Jizhou, Nan Zhibiao, Hao Dunyuan. The three major interfaces within pratacultural system[J]. Acta Prataculturae Sinica, 2000, 9(1): 1－8. (in Chinese with English abstract)

[10] 侯扶江，徐磊. 生态系统健康的研究历史与现状[J]. 草业学报，2009，18(6)：210－215.

Hou Fujiang, Xu Lei. History and current situation of ecosystem health research[J]. Acta Prataculturae Sinica, 2009, 18(6): 210－215. (in Chinese with English abstract)

[11] Li Yuanyuan, Dong Shikui, Wen Lu, et al. Three-dimensional [J]. EcoHealth, 2013, 10(4): 423－433.

[12] Rapport D J, Costanza R, Mcmichael A J. Assessing ecosystem health-Reply[J]. Trends in Ecology & Evolution, 1998, 13(10): 397－402.

[13] Sullivan C A, Skeffington M S, Gormally M J. The ecological status of grasslands on lowland farmlands in western Ireland and implications for grassland classification and nature value assessment[J]. Biological Conservation, 2010, 143(6): 1529－1539.

[14] 侯扶江，于应文，傅华，等. 阿拉善草地健康评价的CVOR指数[J]. 草业学报，2004，13(4)：117－126.

Hou Fujiang, Yu Yingwen, Fu Hua, et al. CVOR index for health evaluation of Alashan grazing land[J]. Acta Prataculturae Sinica, 2004, 13(4): 117－126. (in Chinese with English abstract)

[15] 侯扶江，李广，常生华. 放牧草地健康管理的生理指标[J].应用生态学报，2002，13(8)：1049－1053.

Hou Fujiang, Li Guang, Chang Shenghua. Physiological indices of grazed grassland under health management[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2002, 13(8): 1049－1053. (in Chinese with English abstract)

[16] 单贵莲，陈功，刘钟龄，等. 典型草原健康评价的VOR和CVOR指数[J]. 草地学报，2012(5)：401－406.

Shan Guilian, Chen Gong, Liu Zhongling, et al. VOR and CVOR index for health evaluation of typical steppe in Inner Mongolia[J]. Acta Agrestia Sinica, 2012(5): 401－406. (in Chinese with English abstract)

[17] 中华人民共和国农业部畜牧兽医司，中国农业科学院草原研究所，中国科学院自然资源综合考察委员会. 中国草地资源数据[M]. 北京：中国农业科技出版社，1994：68－69.

[18] 牛亚菲. 青藏高原生态环境问题研究[J]. 地理科学进展，1999，18(2)：163－171.

Niu Yafei. The study of environment in the Plateau of Qin-Tibet[J]. Progress in Geography, 1999, 18(2): 163－171. (in Chinese with English abstract)

[19] 鲍士旦. 土壤农化分析[M]. 北京：中国农业出版社，2000.

[20] 王向涛，张世虎，陈懂懂，等. 不同放牧强度下高寒草甸植被特征和土壤养分变化研究[J]. 草地学报，2010，18(4)：510－516.

Wang Xiangtao, Zhang Shihu, Chen Dongdong, et al. The effects of natural grazing intensity on plant community and soil nutrients in alpine meadow[J]. Acta Agrestia Sinica, 2010, 18(4): 510－516. (in Chinese with English abstract)

[21] 郑元润. 森林群落稳定性研究方法初探[J]. 林业科学，2000，36(5)：28－32.

Zheng Yuanrun. Comparison of methods for studying stability[J]. Scientia Silvae Sinicae, 2000, 36(5): 28－32. (in Chinese with English abstract)

[22] 李文，曹文侠，魏巍，等. 培育措施对高寒草甸草原植物多样性和生产力的影响[J]. 草地学报，2015，23(3)：457－462.

Li Wen, Cao Wenxia, Wei Wei, et al. Effect of glassland cultivation mearsures on plant diversity and productivity in alpine meadow-steppe[J]. Acta Agrestia Sinica, 2015, 23(3): 457－462. (in Chinese with English abstract)

[23] Hong Jiangtao, Wang Xiaodan, Wu Jianbo. Effects of soil fertility on the N: P stoichiometry of herbaceous plants on a nutrient-limited alpine steppe on the northern Tibetan Plateau[J]. Plant & Soil, 2015, 391(1/2): 179－194.

[24] 张永超，牛得草，韩潼，等. 补播对高寒草甸生产力和植物多样性的影响[J]. 草业学报，2012，21(2)：305－309.

Zhang Yongchao, Niu Decao, Han Tong, et al. Effect of reseeding on productivity and plant diversity on alpine meadows[J]. Acta Prataculturae Sinica, 2012, 21(2): 305－309. (in Chinese with English abstract)

[25] 宗宁，石培礼，蒋婧，等. 浅耕对西藏高原退化草甸土壤和植物群落特征的影响[J]. 草业科学，2014，31(1)：8－14.

Zong Ning, Shi Peili, Jiang Jing, et al. Effect of shallow plowing on soil plant community of degraded alpine meadow in Tibetan Plateau[J]. Pratacultural Science, 2014, 31(1): 8－14. (in Chinese with English abstract)

[26] 张伟华，关世英，李跃进，等. 不同恢复措施对退化草地土壤水分和养分的影响[J]. 内蒙古农业大学学报，2000，21(4)：31－35.

Zhang Weihua, Guan Shiying, Li Yuejin, et al. Effect of different restoration measure on the moisture an nature of soil of degradated glassland[J]. Journal of Inner Mongola Institute of Agriculture and Animal Husbandry, 2000, 21(4): 31－35. (in Chinese with English abstract)

[27] 王长庭，王根绪，刘伟，等. 施肥梯度对高寒草甸群落结构、功能和土壤质量的影响[J]. 生态学报，2013，33(10)：3103－3113.

Wang Changting, Wang Genxu, Liu Wei, et al. Effects of fertilization gradients on plant community structure and soil characteristics in alpine meadow[J]. Acta Ecologica Sinica, 2013, 33(10): 3103－3113. (in Chinese with English abstract)

[28] 张春花. 放牧方式和施肥梯度对高寒草甸群落生产力和物种丰富度的影响[J]. 草业科学，2015，31(12)：2293－2300.

Zhang Chunhua. Effects of grazing and fertilization on community productivity and species richness in eastern alpine meadow of Tibetan Plateau[J]. Pratacultural Science, 2015, 31(12): 2293－2300. (in Chinese with English abstract)

[29] 肖玉，贾婷婷，赵旭，等. 青藏高原腹地退化青藏苔草草原植物生态位的特征[J]. 中国草地学报，2015，37(1)：30－37.

Xiao Yu, Jia Tingting, Zhao Xu, et al. Plant niche of degradedsteppe in the Hinterland region of Qinghai-Tibetan plateau[J]. Chinese Journal of Grassland, 2015, 37(1): 30－37. (in Chinese with English abstract)

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

[31] 闫玉春，唐海萍，辛晓平，等. 围封对草地的影响研究进展[J]. 生态学报，2009，29(9)：5039－5046.

Yan Yuchun, Tang Haiping, Xin Xiaoping, et al. Advances in research on the effects of enclosure on glasslands[J]. Acta Ecologica Sinica, 2009, 29(9): 5039－5046. (in Chinese with English abstract)

[32] 焦菊英，马祥华，白文娟，等. 黄土丘陵沟壑区退耕地植物群落与土壤环境因子的对应分析[J]. 土壤学报，2005，42(5)：744－752.

Jiao Juying, Ma Xianghua, Bai Wenjuan, et al. Correspondence analysis of vegetation communities and soil environmental factors on abandoned cropland on Hilly-Gullied loess plateau[J]. Acta Pedologica Sinica, 2005, 42(5): 744－752. (in Chinese with English abstract)

[33] 刘兵. 草场管理措施和草场退化对高寒草地土壤养分元素分布的影响[D]. 成都：中国科学院成都生物研究所，2005.

Liu Bin. Characteristics of Soil Element Distributions of High-altitude Meadow Ecosystems under Different Managements and Degradation[D]. Chengdu: Institute of Biology, the Chi nese Academy of Sciences, 2005. (in Chinese with English abstract)

[34] 尹剑慧，卢欣石. 中国草原生态功能评价指标体系[J]. 生态学报，2009，29(5)：2622－2630.

Yin Jianhui, Lu Xinshi. Construction of evaluation in dicator system of China grassland ecological function[J]. Acta Ecologica Sinica , 2009, 29(5): 2622－2630. (in Chinese with English abstract)

[35] 赵同谦，欧阳志云，郑华，等. 草地生态系统服务功能分析及其评价指标体系[J]. 生态学杂志，2004，23(6)：155－160.

Zhao Tongqian, Ouyang Zhiyun, Zheng Hua, et al. Analyses on grassland ecosystem services and its indexes for assessment[J]. Chinese Journal of Ecology, 2004, 23(6): 155－160. (in Chinese with English abstract)

[36] 李媛媛，董世魁，朱磊，等. 青藏高原高寒草甸退化与人工恢复过程中植物群落的繁殖适应对策[J]. 生态学报，2013，33(15)：4683－4691.

Li Yuanyuan, Dong Shikui, Zhu Lei, et al. Adaptation strategies of reproduction of plant community in response to grassland degradation and artificial restoration[J]. Acta Ecologica Sinica, 2013, 33(15): 4683－4691. (in Chinese with English abstract)

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

公益性行业（农业）科研专项经费（201203041）；国家重点基础研究发展计划项目（973计划）（2014CB138703）；“长江学者和创新团队发展计划（IRT13019）”；国家自然科学基金（31572458，41671106）资助。

刘延斌，主要从事草地养分循环过程的研究。兰州兰州大学草地农业科技学院，730020。Email：liuyb15@lzu.edu.cn

牛得草，副教授，博士，主要从事草地生态学和草地营养生物学研究。兰州草地农业生态系统国家重点实验室、兰州大学草地农业科技学院，730020。Email：xiaocao0373@163.com