京津風沙源治理工程不同恢復措施對草地恢復過程的差異性影響

李愈哲, 樊江文*, 于海玲

(1.中國科學院地理科學與資源研究所陸地表層格局與模擬重點實驗室，北京100101；2.華僑大學化工學院，福建 廈門 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]。中國的草原面積為3.55×108hm2，約占國土面積的41.7%，是世界草地總面積的6%～8%,居世界第二[2-3]。受人類活動和氣候變化的共同脅迫，中國北方草地在過去的30年間快速退化，產生草地生產力退化、土地沙漠化、土壤流失和沙塵暴等一系列生態、環境問題[4-5]。研究顯示近年來內蒙古草地退化最為明顯區域主要分布在錫林郭勒草原的西部地區[4]。這一快速退化的脆弱區域位于北京西北方向約600 km，是影響北京、天津等中國核心城市群沙塵天氣的最主要沙源地。為建設有效的生態屏障，中國政府發起并實施了京津風沙源治理工程、三北防護林工程和退耕還林還草工程等系列生態恢復工程，以改善區域環境條件恢復區域生態。

截至目前，全國生態工程總投資達數萬億，其中，三北、退耕還林還草、三江源、京津風沙源治理工程等全國性重大生態工程已投入4078億元[6]。掌握重大生態工程實施的恢復效果及存在問題，以便科學優化生態工程實施方案、保障工程實施效果，使后續生態工程部署更具科學性和針對性，不僅是國家的重大迫切需求,也將促進恢復生態學研究實踐和經驗總結。錫林郭勒草原位于內蒙古自治區中部，地帶性植被類型為典型溫性草原，該草原類型約占到內蒙古天然草地總面積的1/3[7]。草原是自然環境嚴苛、生態系統穩定性相對脆弱的典型區域之一，不合理的人為活動已使該區50%左右的草原處于不同程度的退化之中[8]。當地自2002年開始實施京津風沙源治理工程，是工程恢復時間較長，實施的工程恢復措施及其組合最為多樣的地區。因此適合作為典型區域，深入比較分析不同恢復措施對生態系統的差異性影響。

21世紀以來，國內外對生態工程效果實施后評價及恢復措施優選提升的重視程度不斷上升。在國際上，美國農業部2002年發起生態保護效果評估計劃(Conservation Effects Assessment Project, CEAP)，分為國家尺度和區域尺度對包括濕地保護區計劃、野生動物棲息地激勵計劃在內的7大生態保護工程采用工程區內外、工程前后和有無恢復措施對比等手段，進行工程效果評價，使用的技術方法多樣全面[9]，其評估理念、方法在世界范圍內產生了較大的影響。如在具體工程實施流域，Brinson等[10]、Fennessy等[11]采用工程區內外對比的方式量化濕地保護計劃對不同流域生態服務的提升。在工程區內多種恢復措施獨自或組合實施的區域，采用量化不同恢復措施及其組合的效果再相互對比的方式，優選出刈割留茬超過30 cm對艾草榛雞(Centrocercusurophasianus)的種群恢復效果最為明顯[12-13]。此外，國際林業研究中心(CIFOR)亦基于工程區內外對比，對15個國家的森林保護項目REDD+的實施效果進行了對比，評估了工程實施對生態系統碳蓄積的作用和貢獻[14]。歐盟實施的沙漠化防治評估計劃(PRACTICE)，則采用參與式評價的方式，對12個國家防沙治沙具體措施的有效性進行了分級評價[15]。盡管存在多樣的對比方式和技術手段，工程區內外對比法有著易于操作實現、排除了氣候變化等自然因素影響等優勢，是最為常見和通用的量化工程實施效果的辦法。

國內已有研究分析過區域性生態工程的補償投入與產生的生態服務價值[16]，這類研究主要通過計算生態服務物質量增量，進而換算價值量以評估工程的合理性。物種多樣性提高對應的經濟價值增長因為難以量化為貨幣，往往不被列入計算。生產力的變化因為缺乏地面調查數據及受所應用模型結構的限制，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力精細組分的演變[5]。然而，物種多樣性和生產力的組成及比例，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]，群落中生產力組成和多樣性的改變也極大影響生態系統功能[19-20]和提供的服務[21-22]。更為重要的是，國內以往研究評估工程效益往往只著眼工程區范圍內外、工程前后的改變，對具體恢復措施及其組合的差別性影響關注較少，因而評估的精細程度存在一定的不足。中國北方草原區域的退化草地恢復生態工程實施多年，應用措施豐富多樣，其現存狀態和恢復效果受到廣泛地關注。深入解析不同恢復措施恢復效果的差異將有助于準確優選出區域內更為有效的恢復措施。總結歸納生態工程實施的區域差異性、有效性和適宜性，可以幫助后續實施工程提升管理水平和投入成效。

本研究選取京津風沙源治理工程的草原治理區作為研究區域，采用野外調查、取樣測定等群落學調查方法。選取工程治理中廣泛應用的恢復措施及其組合，包括圍封禁牧、補播草種、小流域綜合治理和人工種草4種典型工程恢復方式，對其工程區內外群落物種及生物量構成，群落物種多樣性進行調查和比較。通過量化分析不同恢復措施的恢復效果異同，為優選更為高效、適宜的恢復措施，促進未來生態工程科學部署提供一定參考。

1 材料與方法

1.1 研究區域概況

京津風沙源治理工程區西起內蒙古達茂旗，東至內蒙古阿魯科爾沁旗，南起山西代縣，北至內蒙古東烏珠穆沁旗，涉及北京、天津、河北、山西及內蒙古五省(區、市)的75個縣(旗)[5]。區域范圍N 38°50′-46°40′，E 109°30′-119°20′，工程區域面積約4.58×105km2(圖1)。工程區域廣闊，覆蓋了平原、山地和草地等多種不同地貌地形。因實施區域和針對問題的差異，恢復措施亦涵蓋林地建設、草地恢復、水利建設和生態移民等多類項目內容和措施。本研究主要關注草原區域不同草地恢復措施對草地生態系統的影響。京津風沙源治理工程草地治理面積中，2000-2009年間，實施草地工程恢復面積共計374.6萬hm2，其中圍欄封育禁牧面積最大，達到295.8萬hm2，其次為人工草地(36.7萬hm2)，基本草場建設(23.8萬hm2)，補播牧草(15.6萬hm2)[23-24]，此外在全工程區實施的水源保護措施組合小流域綜合治理234.45萬hm2[25]，其中相當一部分實施面積分布于所調查的草原區域。本研究于2013年實施的樣帶調查中，主要系統調查了錫林郭勒草原區域10個工程實施旗(縣)內包括圍封禁牧(fenced & grazing exclusion, FG)、補播草種(replenishment seed, RS)、小流域綜合治理(small watershed conservation, SW)和基本草牧場建設(basic ranch, BR)4種恢復措施對退化草地恢復的影響。

研究區域海拔1000～1400 m,屬內蒙古高原中部，中緯度西風帶半干旱，干旱季風性氣候。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，全年以大風干燥天氣為主[26]。土壤類型以栗鈣土為主[27]。

當地主要地帶性氣候頂級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，常見優勢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樣地設置 野外調查于2013年8月(全年群落生物量最大)開展。依據內蒙古農業大學提供的各旗(縣)工程實施區域分布圖，結合調查區域附近牧民的問卷調查結果，本研究在京津風沙源治理工程實施范圍內的10個旗(縣)選取設置了28個恢復措施及對照觀測點(圖1)。每個地點設置3個生物量調查樣地，以及 10個隨機拋框用于記錄測定群落物種組成、群落物種頻度。每個生物量調查樣地內設置3個生物量調查刈割樣方，用于調查群落結構及生物量組成。28個觀測點中包含4種具有代表性的工程恢復措施，其中圍封禁牧站點6個，補播草種的觀測點3個，小流域綜合治理觀測點3個，基本草牧場建設觀測點2個。本研究在每個工程觀測點圍欄外毗鄰地形環境一致的自由放牧區域(距離恢復措施圍欄最近約400 m左右)都設置有一個對照觀測點用來配對比較，共計14個對照觀測點以量化準確評估恢復措施對草地生態系統的改變和影響。

圖1 研究區與采樣點分布Fig.1 Study area and survey site distribution

所有恢復措施站點位置在空間上相互遠離交錯，避免個別工程實施區域受到區域特殊地形、小氣候等自然因素及個案性管護條件帶來的影響，從而減少因取樣點選擇造成恢復措施效果評價偏差。

1.2.2恢復措施 研究所選取的恢復措施中，圍封禁牧措施是通過圍欄設施阻止牛羊等家養牲畜進入草地，完全排除了牲畜對草地的踐踏和采食影響，以恢復草地狀態和功能的一種工程恢復措施。在本研究中，各觀測點的禁牧時間有所不同，一般為3～8年。補播草種措施是在春季人工補充播撒牧草種子，依據退化程度及區域差別，補播的牧草種類有所差別。在京津風沙源治理工程本研究調查涉及實施區，補播的牧草種類主要包括羊草、垂穗披堿草(Elymusnutans)等飼用價值較高的當地天然牧草。本研究中調查的基本草牧場建設區域實施的恢復措施為翻耕后人工種植牧草。京津風沙源治理工程中小流域治理是以30 km2以上，最大不超過50 km2的小流域為單元，合理確定流域內每一個地塊的土地利用方向及水土保持技術措施，做到互相協調，互相配合，形成綜合的以防治水土流失為主要目標的措施體系。其具體措施包括打壩淤地、坡面截流溝、補播灌草恢復植被、攔沙壩、草方格等。

1.2.3群落特征和物種組成 每個調查地點(包括各恢復措施地點和對照點)隨機拋取頻度調查樣方(1 m×1 m)10個，僅記錄所有拋框內植物物種出現次數。同時記錄群落地形、地貌特征和土壤質地，GPS定位樣地經緯度和海拔。每個調查地點選取3個地形條件一致，同時能較好代表群落整體狀態的25 m×25 m樣地，按照對角線取樣法在其中設置3個1 m×1 m的樣方，采用草地群落學調查方法，測定記錄樣方內所有物種組成，群落最大高度、平均高度，群落總蓋度，并分種測量最大高度、平均高度，估計各物種分蓋度。

1.2.4地上及地下生物量測定 利用收獲法測定樣方地上生物量，在每個樣地的3個1 m×1 m樣方重復里齊地面刈割樣方內植物，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]。地下生物量的測定采用土鉆法(直徑70 mm)[29-31]，在地上部分刈割完畢的每個樣方內，按照對角線取土鉆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，每層樣品重復為3個。樣品放入0.3 mm的網袋，水洗分離土壤和根系，隨后用0.3 mm網篩分離石礫等非根雜質，在65 ℃的烘箱內烘干48 h至恒重并稱重。

1.2.5物種多樣性測定與計算方法 1)物種豐富度:

S=調查中出現在樣地內的物種總數

2)多樣性指數

Gleason指數：dGl=S/lnA

Shannon-Wiener指數：H′=-∑PilnPi

3)均勻度指數

Pielou指數：J=H′/lnS[32]

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

IV=(相對高度+相對蓋度+相對頻度)/3

1.2.6工程恢復方式影響計算方法 因樣點設置采用了內外對比法。根據配對的工程恢復站點及其對應對照站點的狀態數據和相關計算指數，根據下式估算工程恢復措施實施對群落原有狀態的影響程度。

工程恢復影響：I=(Ip-Ick)/Ick×100%

式中：I為測算的工程恢復措施實施造成的影響程度；Ip為工程恢復區域內站點生態系統的測定狀態及相關計算指數；Ick為對應的對照站點的生態系統的測定狀態及相關計算指數。

1.3 數據分析

使用Excel進行數據初步整理，采用Origin 8.0作圖，采用SPSS 12.0進行數據統計分析。不同恢復措施及對照組間植被特征、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)進行比較，采用Turkey檢驗。各工程恢復措施與其對照間差異采用配對T檢驗(PairedT-test)。不同工程恢復方式對生物量及其組成和多樣性指標的影響差異采用單因素方差分析進行比較，采用Turkey檢驗。

2 結果與分析

2.1 恢復措施對群落結構特征與物種組成的影響

本研究將調查的28個站點，依據工程實施狀態和實施恢復措施歸納為4種工程恢復方式及相應的4組對照共計8類群落(表1)。分析結果表明，與各自對照相比4種工程恢復方式都趨向增加群落蓋度，其中圍封禁牧的蓋度增加達到顯著水平(表1，P<0.05)，增幅約50%。4種工程恢復方式都趨向增加群落高度，其中圍封禁牧、補播草種和基本草牧建設對群落高度的增加達到顯著水平，在增加最為明顯的基本草牧場建設區域內，群落高度平均增長3.1倍。各站點的建群種和優勢種(群落中3個IV最大的物種)被列于表1中，同組不同站點間重復物種進行了歸并。

2.2 恢復措施對群落生物量的影響

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

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，不同的工程恢復方式都趨向增加群落中的禾本科植物比例，同時降低群落的雜類草比例(圖3a)。其中補播草種區域與對照相比，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有明顯的規律性變化。與對照群落相比，不同工程恢復方式還趨于增加群落中的C3植物比例(圖3b)。其中圍封禁牧和補播草種對C3植物比例的增加更為可觀，相比各自對照，前者增加40%，后者增加29%。小流域治理和基本草牧場建設對群落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，基本草牧場建設區域的地下生物量較低，平均為1500 g·m-2左右，而最高的補播草種恢復區域群落地下生物量平均達3200 g·m-2左右，約為前者的兩倍。不同的工程恢復方式和具體管理措施對群落地下生物量的影響呈現極大的差異性。其中，圍封禁牧能顯著提高群落的地下生物量(圖4，P<0.05)，而基本草牧場建設則顯著降低群落的地下生物量(P<0.05)。補播草種趨向于增加群落的地下生物量，但增加未達顯著水平(P>0.05)。小流域治理與其對照組的地下生物量彼此間差異很小(P>0.05)，恢復措施對群落地下生物量幾乎無改變。

圖2 不同工程恢復方式及其對照的總地上生物量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 各工程恢復區域中，平均總生物量最高的是補播草種區域，為2966 g·m-2,最低的是基本草牧場建設區域，平均為2156 g·m-2，4種工程恢復方式間沒有顯著差異。各對照區域中，最高的是基本草牧場對照區域，總生物量平均為2979 g·m-2，顯著高于最低的圍封禁牧對照區域(圖5，P<0.05)，而與其余兩工程方式的對照區域差異不顯著(P>0.05)。相比各自的對照區域，圍封禁牧顯著增加群落的總生物量(P<0.05),小流域治理和補播草種趨向于增加群落的總生物量，但增加不顯著(P>0.05)。基本草牧場建設區域的總生物量趨向于減少，變化未達顯著水平(P>0.05)。除基本草牧場建設區域外，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%。在基本草牧場建設區域，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 不同工程恢復方式及其對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 不同工程恢復方式及其對照群落地下生物量及其分層構成的影響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 不同工程恢復方式及其對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 恢復措施對物種多樣性的影響

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，而基本草牧場對照群落物種豐富度最低。不同工程恢復方式相比各自的對照群落，除補播外，其他3種恢復措施都趨向于增加群落的物種豐富度，其中基本草牧場建設區域的增加達到顯著水平(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定性和發育階段。本研究測算的兩種物種多樣性指數(Gleason指數和Shannon-Wiener指數)：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，各工程恢復措施的應用均趨向于降低群落的物種多樣性，其中在補播草種和基本草牧場建設區域的下降達到顯著水平(表2，P<0.05)。不同工程恢復方式與其各自對照組相比，群落的均勻度均趨向于下降，其中補播草種和基本草牧場建設下降最為明顯(P<0.05)，而圍封禁牧對群落均勻度的影響最小(P>0.05)。

2.4 工程恢復方式對群落的差異性影響

各工程恢復方式均有助于群落的地上生物量恢復，其中圍封禁牧、補播草種和基本草牧場建設區域的地上生物量均顯著增加。且基本草牧場建設和圍封禁牧對群落地上生物量的增加顯著高于其他兩種恢復方式(圖6，P<0.05)。不同工程恢復方式對群落地下生物量的影響存在明顯差異，其中圍封禁牧和補播牧場均趨向增加群落的地下生物量，圍封禁牧管理方式對地下生物量的增加達到顯著水平(58%，P<0.05)。小流域治理和基本草牧場建設趨向降低群落的地下生物量，其中基本草牧場建設對群落地下生物量的降低達到顯著水平(49%，P<0.05)。不同工程恢復方式對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)，基本草牧場建設顯著降低群落總生物量(29%，P<0.05)，補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 不同工程恢復方式及其對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 不同工程恢復方式對群落總生物量、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

基本草牧場建設顯著增加群落的物種豐富度(圖7，P<0.05),而補播草種則顯著降低群落的物種豐富度(P<0.05),其余兩種工程恢復方式趨向增加群落物種豐富度，但工程方式之間對物種豐富度影響差異并不顯著(P>0.05)。各工程恢復方式對群落Gleason指數的影響均未達顯著水平,恢復方式之間影響無顯著差別(P>0.05)。不同工程恢復方式對群落Shannon-Wiener指數和Pielou均勻度指數的影響相似，都趨向于增加。其中Shannon-Wiener指數和Pielou均勻度指數在基本草牧場建設和補播草種措施區域的減少達到了顯著水平。補播草種對群落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。基本草牧場建設對物種多樣性的抑制也明顯強于圍封禁牧(P<0.05)。基本草牧場建設對J影響最為明顯，平均下降37%，與小流域治理和圍封禁牧產生的影響存在明顯差異(P<0.05)。

圖7 不同工程恢復方式對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 工程恢復措施實施對草地群落特征、物種組成的影響

草地利用和管理方式的轉變常直接影響地表的植被覆蓋狀況和群落的組成[35]。工程恢復措施作為一類以恢復為目的的管理方式，其造成的地表植被的改變往往具體表現為群落物種結構組成、生物多樣性水平和生產力水平變化等群落改變[36]。本研究中，4種不同工程恢復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到了顯著水平，增加幅度達到52%(表1)。這與Wu 等[5]利用遙感方法觀測到的增加趨勢相吻合，盡管比其結果11.8%增加幅度更高，這一差異應歸因于遙感研究中不能準確地區分識別工程和非工程實施區，而工程區域的植被恢復才是全區域植被覆蓋增加的主要貢獻者。以往研究將工程恢復區植被生產力的增長80%歸因人類活動，特別是大規模生態工程的恢復作用[37]。與其結論相應證，本研究觀察到各工程恢復方式明顯地增加了植被的群落高度，在4種恢復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到顯著水平(P<0.05),冠層高度大致是放牧對照區域的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疑有效加強了植被生物量的增長和累積，也將幫助地表土壤保持對抗風蝕水蝕，還幫助區域植被碳庫的建立、恢復，通過對碳循環的影響有助于緩解氣候變化。

圍封禁牧、補播牧草和小流域治理這3種恢復方式與其對照區域相比，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變為羊草、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播草種措施的影響下也明顯下降。這一現象可能由兩方面原因共同驅動。羊草的適口性和營養價值高于百里香、委陵菜和冷蒿等有特殊氣味的雜類草[39]，對照區域的采食強度相比工程恢復區更大，因此采食減少有助于這些優良牧草物種的增加和恢復。此外，因為恢復措施對植被高度和蓋度的恢復，更為高大的羊草、羽毛和大針茅相比低矮物種具有更強的光競爭優勢[17]，其高強度的遮蓋效應會抑制和限制低矮植物的生長[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，其更為強大和多年保持的根系有助于降低區域土壤的可蝕性，土壤中有機物的更多積累還將改善生態系統的土壤團粒結構，正反饋于植物的生長、沙塵的固定。更高建群種的確立還會通過消光系數的調節影響群落內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，將對植物群落物種組成和多樣性產生系列后果。

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，以下為詳細研究過程匯報。

3.2 不同工程恢復措施對草地生產力的差異性影響

盡管已有研究通常認為中國生態工程的實施增加了區域的生產力[37]和生物量[5]，這與國外實施的系列生態工程效果評估結果相似[10,14]。但這些研究大都只反映了區域植被地上部分的明顯恢復。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成變化造成的生物量組成質量的改變，也不體現占比約90%的草原地下生物量的變化情形[18]。

本研究調查結果顯示，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，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的建群種主要是針茅屬或其他高大禾本科植物，恢復措施使建群種重新確立及重要值上升的過程，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，在光競爭中處于劣勢，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良牧草的比例上升，有助于退化草地在生產性能上的恢復。在C3和C4植物構成方面，圍封禁牧和補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]。因此恢復措施的實施有促使群落由旱生向中生演變的趨勢，在演替理論中氣候頂級有著群落在當地環境條件允許下可達到的最大中生性，因此這一變化符合恢復演替理論，側面反映了群落組成朝氣候頂級的恢復性演變。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自植被恢復后對降水更好的截留和攔蓄作用。同時，除基本草牧場建設以外，其余3個工程恢復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)也證實了群落組成的恢復性演替過程。而基本草牧場建設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果，不具普遍意義。

只有掌握群落地下生物量對不同恢復措施的響應[3]，才能準確把握群落總生物量積累對不同恢復措施及其組合的差異性響應。調查中，盡管各恢復措施均明顯增加群落的地上生物量，不同工程方式對地下生物量的影響卻呈現很大分歧，補播草種和圍封禁牧趨向增加地下生物量，其中圍封禁牧達到顯著水平，而基本草牧場建設中的人工種草措施則顯著降低地下生物量(圖4，6)。研究發現并非以往關注的地上生物量[5, 37]，而是地下生物量在不同恢復措施影響下的差異性改變主導了群落總生物量的變化趨勢。研究結果顯示結合地下生物量后，只有圍封禁牧、補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%)達到顯著水平(圖5，6)，而基本草牧場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，與其他恢復方式中植物群落相比，其損失了多年生植物長時間積累的地下根系。盡管其地上生物量在4種恢復方式增加幅度最大(超過2倍，圖2)，能最大程度優化草地的飼草供應功能，但其減少草地碳庫，削弱生態系統碳匯功能將產生負面的環境影響。

3.3 不同工程恢復措施對植物群落物種多樣性的差異性影響

以往研究認為短期的禁牧，尤其是對退化草地，不僅恢復牧草產量，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，也被廣泛認為與生產力存在正相關關系。然而本研究中，盡管群落的地上生物量普遍增加(圖2)，但多樣性卻呈現出更為復雜的變化情形(表2，圖7)。盡管各工程恢復方式下群落Gleason指數的變化并不一致且均不顯著，但Shannon-Wiener多樣性指數在不同工程恢復措施下均趨向下降，其中基本草牧場建設和補播草種恢復方式下達到了顯著水平(P<0.05)。盡管生態工程能夠較好的恢復地表植被覆蓋和生產力(表1，圖6)，幫助恢復生態系統固定沙源、提供飼用牧草和調節碳匯等重要生態功能，但其對群落植物物種多樣性的影響可能并不符合工程實施最初的預期。對于不同工程恢復措施普遍趨向降低草地植物群落物種多樣性的現象，猜測了如下可能原因，并分析了降低過程、機制。群落中生產力增加而多樣性下降的現象，在以往的氮素添加實驗中被廣泛報道[17,40-42]，為解釋這一現象而提出的光競爭假說[43]和凋落物積累假說[44]亦可部分適用于工程恢復措施造成的影響。比照光競爭理論，工程恢復措施不同程度減少了牲畜對草地植被的采食、踐踏壓力，工程恢復區域那些被牲畜偏好的高大優良牧草在恢復措施作用下快速恢復，在高度、蓋度上占得優勢，蔭蔽一些耐踐踏、牲畜不喜食、生長較慢或矮小的物種(表1)。恢復措施使得群落中物種原本依靠對采食和踐踏的耐受和負選擇獲取的優勢轉變為在光競爭中的劣勢，部分生物量較小的低矮物種可能因此消失。此外，在恢復措施影響下，隨著植物生產力提高，凋落物積累量也將增加，阻止了一些種子的萌發和幼苗生長，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。

光競爭加強將導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增強其群落優勢，劣勢物種愈發受到抑制，群落內物種構成變得極不均衡。本研究中Pielou均勻度指數在各恢復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在不同措施下并沒有顯著減少。但物種多樣性是把物種豐富度與物種均勻度結合起來考慮的。因此在群落均勻度出現嚴重下降的情況下，各工程方式又不能顯著增加群落中的物種種類數，H′在各恢復措施一致趨向降低就是必然的結果。而放牧的對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，幫助光照到達下層植被，緩解物種間光競爭，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，改善種群的生態位配置以最大限度地利用環境資源，更符合中度干擾理論中群落達到最大物種多樣性的條件。

4 結論

京津風沙源治理工程4種代表性工程恢復措施及措施組合均能不同程度恢復植被的地上生物量，有利于區域沙塵固定和草地生產功能恢復。群落物種和功能群構成整體趨向中生性頂級演變。雖然種植人工飼草的基本草牧場能最大程度增加群落的地上生物量，快速恢復草地生產功能，但群落地下生物量大幅下降，降低了群落總生物量，造成草地生物質碳庫流失。工程恢復措施并不能大幅改變群落的物種豐富度，而人工飼草種植和補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)，而長期圍封禁牧措施對草地物種多樣性的抑制作用相對更小。

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