• <tr id="yyy80"></tr>
  • <sup id="yyy80"></sup>
  • <tfoot id="yyy80"><noscript id="yyy80"></noscript></tfoot>
  • 99热精品在线国产_美女午夜性视频免费_国产精品国产高清国产av_av欧美777_自拍偷自拍亚洲精品老妇_亚洲熟女精品中文字幕_www日本黄色视频网_国产精品野战在线观看 ?

    北方農(nóng)牧交錯帶人工封育區(qū)植被特征

    2013-12-31 00:00:00李一凡等
    湖北農(nóng)業(yè)科學(xué) 2013年19期

    摘要:人工封育是恢復(fù)退化草場的重要措施之一。為了研究北方農(nóng)牧交錯帶不同封育時間與不同封育措施對植被的結(jié)構(gòu)特征與多樣性的影響,研究選取寧夏鹽池柳楊堡人工封育地區(qū),采用樣方調(diào)查法對封育區(qū)植被生長狀況進(jìn)行調(diào)查。結(jié)果表明,長期封育初期對草場植被的生物多樣性與生產(chǎn)力產(chǎn)生有益效果,但隨著封育年限的增加,長期的完全封育不利于改善半干旱沙地草場植被的生產(chǎn)力及其放牧功能。樣方中主要種群的重要值呈先增加后降低趨勢;邊緣區(qū)的豐富度指數(shù)(R)和綜合多樣性指數(shù)D、H的最大值分別為18、9.62、2.44,外圍區(qū)的分別為18、9.74、2.48。封育區(qū)植被的蓋度和生物量都是外圍區(qū)最大,說明適當(dāng)?shù)睦檬怯欣诓輬鲋脖换謴?fù)的。帶狀翻耕明顯是不適合的,不能起到很好的作用,建議進(jìn)行適當(dāng)?shù)姆拍粱蜇赘睢?/p>

    關(guān)鍵詞:退化草場;封育時間;封育措施;植物特征值;重要值;多樣性指數(shù)

    中圖分類號:Q948.15+6;X176 文獻(xiàn)標(biāo)識碼:A 文章編號:0439-8114(2013)19-4619-04

    多年來干旱半干旱草場與牲畜之間是一種非平衡的動態(tài)反饋關(guān)系,通常形成了一種自然或半自然生態(tài)系統(tǒng),這種系統(tǒng)的干擾形式主要是放牧[1]。對于干旱草場的可持續(xù)經(jīng)營,這種關(guān)系的維持十分重要[2]。近年來干旱草場已經(jīng)發(fā)生了嚴(yán)重退化,這與快速增長的牲畜數(shù)量有關(guān)。

    人工封育即是把草場劃分成若干小區(qū),使圍起來的退化草地因牲畜壓力的消除而自然恢復(fù)[3]。作為恢復(fù)退化草場的重要措施之一,人工封育主要有投資少、見效快的優(yōu)點[4]。關(guān)于封育措施國內(nèi)外已經(jīng)進(jìn)行了大量研究,很多國內(nèi)開展的關(guān)于封育措施對草場植被影響的研究表明,通過封育,草場的生產(chǎn)力得到了明顯提升,草場生態(tài)系統(tǒng)的生物多樣性得到了明顯增加[5,6],即草場生態(tài)系統(tǒng)的恢復(fù)是建立在減少或是排除牲畜對其影響并依靠自身彈性基礎(chǔ)上的。研究選取的區(qū)域是寧夏鹽池柳楊堡地區(qū),其地處北方農(nóng)牧交錯帶,并且是全國荒漠化定位監(jiān)測點。因此,結(jié)合國家的荒漠化定位監(jiān)測項目,通過分析該地區(qū)多年來的固定樣地調(diào)查資料,分析不同封育時間與不同封育措施下植被的結(jié)構(gòu)特征,探討植被恢復(fù)中封育圍欄的作用、人工封育的最佳時長,從而對全面禁牧與輪牧政策的制定提供科學(xué)依據(jù)。

    1 研究區(qū)概況

    鹽池縣地處寧夏回族自治區(qū)東部,位于北緯 37°04′-38°10′,東經(jīng) 106°30′-107°41′。該地區(qū)在地理位置上是一個從南向北的過渡性地帶,其北與毛烏素沙地相連,南靠黃土高原,即南高北低,海拔為1 295~1 951 m。從而造成了半干旱區(qū)向干旱區(qū)過渡氣候與干旱草原向荒漠化過渡的植被特征。鹽池縣主要是剝蝕的準(zhǔn)平原地形,屬于典型的中溫帶大陸性氣候,年平均氣溫為8.1 ℃,多年平均最高氣溫是34.9 ℃,多年平均最低氣溫是-24.2 ℃,年降水量為250~350 mm,年均無霜期為165 d。土壤類型以灰鈣土為主,其次是黑壚土和風(fēng)沙土,此外有黃土,還有少量的鹽土、白漿土等。植被類型有灌叢、草原、草甸、沙地植被和荒漠植被,其中灌叢、草原、沙地植被數(shù)量較大,分布也廣。鹽池縣內(nèi)沒有天然森林,只有大面積的灌木林和少量的人工喬木林,其中有小葉錦雞兒(Caragana microphylla)灌叢和北沙柳(Salixpsammophilia)灌叢。草原類型為干旱草原和荒漠草原,因而其常見植物種類以旱生和中旱生類型為主,典型草原植被包括百里香(Thymusserphyllum var. mongolicus)、大針茅(Stipa grandis)、長芒草(Stipa bungeana)等類型,荒漠植被包括鹽爪爪(Kalidiu foliatum)、貓頭剌(Oxytro pisaciphylla)、西伯利亞白刺(Nitraria sibirica) 和川青錦雞兒(Caraganatibetica)[7]。

    2 研究方法

    2.1 樣地布設(shè)

    結(jié)合國家荒漠化定位監(jiān)測項目,依據(jù)當(dāng)?shù)刂饕恋乩妙愋秃椭饕哪卫砉こ谭N類,采用GPS進(jìn)行監(jiān)測定位,選擇有代表性地段分別設(shè)置固定樣地。選取距離鹽池縣城20 km的柳楊堡人工封育區(qū)為研究地點。封育方法為設(shè)置核心區(qū)(E)、邊緣區(qū)(E1)和外圍區(qū)(E2)。其中核心區(qū)作為全國第一批防沙治沙試驗示范區(qū),使用了完全排除野生動物與家畜影響的鐵絲網(wǎng)圍欄的方法;邊緣區(qū)與外圍區(qū)都于2002年采取封育措施,但是外圍區(qū)依然會受到放牧等人為干擾。3個封育區(qū)相接且按照從東北向西南的方向處于一條直線上,因此自然條件相似。

    2.2 野外調(diào)查方法

    調(diào)查方法為設(shè)置樣方,分別調(diào)查樣方內(nèi)的植物名稱、種數(shù)、株數(shù)、蓋度、高度、生物量等。從E開始沿著樣帶隨機(jī)布設(shè)樣方,在E、E1、E2內(nèi)分別均勻布設(shè)10個樣方。調(diào)查時間為2008~2012年。

    2.3 數(shù)據(jù)分析處理

    2.3.1 重要值計算 重要值的計算方法如下[8]:

    3 結(jié)果與分析

    3.1 封育時間對植物物種重要值的影響

    各封育年度植物物種的重要值變化如表1。從表1可以看出,不同年份主要建群種像絲葉山苦荬的重要值呈現(xiàn)先增加后降低的趨勢,在2010年達(dá)到最大,為13.91,從2008年到2009年其重要值從6.38增加到8.20,從2011年到2012年其重要值從10.05降低到6.62。有類似變化規(guī)律的物種有刺沙蓬、中華隱子草、草木樨狀黃芪等,但也有部分物種因受降雨量影響,表現(xiàn)其他趨勢。

    3.2 封育時間對植物物種多樣性的影響

    豐富度指數(shù)反映了樣地植物物種的豐富程度,而樣地植物物種豐富程度主要取決于各種生態(tài)、非生態(tài)因子,如土壤養(yǎng)分狀況、土壤含水量、生境梯度、地形地貌、人為活動等。在研究區(qū)里植物生長的主要限制因子是土壤水分。如表2所示,隨著封育年限的延長,邊緣區(qū)和外圍區(qū)的豐富度指數(shù)總體上都出現(xiàn)先增大的情況,邊緣區(qū)隨后降低,而外圍區(qū)則呈穩(wěn)定后繼續(xù)增大的趨勢。邊緣區(qū)的R從2008年到2011年持續(xù)增加,從12增加到最大值18,隨后下降,在2012年降為16;外圍區(qū)的R從2008年到2010年大幅度增加,由8增加至15,隨后穩(wěn)定至2011年,在2012年增加至18。豐富度指數(shù)先升高是因為封育措施減少了放牧等人畜的影響,恢復(fù)了草場的植被,增加了草場物種的多樣性。邊緣區(qū)達(dá)到最大值后開始降低是因為隨著封育年限的延長,封育區(qū)的優(yōu)勢種占據(jù)了大量的資源空間,使其他物種逐漸喪失生存空間直到消失;外圍區(qū)出現(xiàn)平穩(wěn)后增加的情況則是由于2012年降雨量增多。

    綜合多樣性指數(shù)受豐富度指數(shù)和均勻度指數(shù)雙重影響,綜合反映了區(qū)域植被的特征、植物物種的多樣性。從表2可以看出,綜合多樣性指數(shù)的變化不明顯,邊緣區(qū)D、H呈現(xiàn)先增后降再增的趨勢,外圍區(qū)D呈增加趨勢,H呈現(xiàn)先增后降再增的趨勢,并都于2012年達(dá)到最大值??紤]到2012年降雨增多的因素,這種趨勢與豐富度的變化情況基本一致。綜合多樣性指數(shù)的變化總體上說明了封育增加了植物的多樣性。

    均勻度指數(shù)反映了植物空間分布的均勻程度。均勻度指數(shù)越大,植物的空間分布越均勻,反之,植物分布越集中。群落均勻度和群落優(yōu)勢度是兩個相反的概念,群落優(yōu)勢度越高說明群落優(yōu)勢種明顯,優(yōu)勢種的個體數(shù)和蓋度明顯高于一般種而群落均勻度降低[10]。從表2可以看出,各年份的均勻度指數(shù)變化不明顯。

    3.3 封育時間對植被蓋度的影響

    由表3可知,邊緣區(qū)與外圍區(qū)的植被蓋度最大值均出現(xiàn)在2010年,邊緣區(qū)達(dá)到了50.50%,外圍區(qū)達(dá)到了45.50%,之后的2011年下降,到2012年稍有回升,這主要是因為隨著封育年限的增加,地表出現(xiàn)了土壤與生物的結(jié)皮,限制了土壤水分的入滲,從而使植被蓋度的增加呈現(xiàn)減緩趨勢,王曉云等[11]、李新榮等[12]關(guān)于毛烏素沙地的研究也有類似的結(jié)論。

    3.4 封育時間對植被生物量的影響

    3.5 不同封育措施對植被生長的影響

    3.5.1 不同封育措施對植被蓋度的影響 如圖1所示,各年份植被蓋度除2010與2011年外其余年份均是外圍區(qū)最大,其次是邊緣區(qū),除了2008、2011年外邊緣區(qū)植被蓋度大于或等于核心區(qū),核心區(qū)植被蓋度2008與2009年大于新翻區(qū),2010、2011與2012年新翻區(qū)大于核心區(qū)。總體上植被蓋度大小順序為外圍區(qū)、邊緣區(qū)、新翻區(qū)、核心區(qū)。出現(xiàn)這種情況主要是因為隨著封育時間的延長,核心區(qū)和邊緣區(qū)均出現(xiàn)了地表結(jié)皮,對水分的入滲產(chǎn)生了較大影響,而外圍區(qū)雖然也產(chǎn)生地表結(jié)皮,但由于經(jīng)常有人畜活動而被破壞,促進(jìn)了水分入滲,新翻區(qū)由于翻動土壤,雖然并未產(chǎn)生地表結(jié)皮,但土壤結(jié)構(gòu)被破壞,種子翻到他地,植被蓋度并未增加。

    3.5.2 不同封育措施對植被生物量的影響 如圖2所示,不同的封育措施下,外圍區(qū)的植被生物量除2010與2011年外其余年份均最大,而核心區(qū)的植被生物量在各年份里均最小,其原因與封育措施對植被蓋度影響的原因類似,新翻區(qū)的植被生物量要高于核心區(qū),比邊緣區(qū)低,這主要是因為新翻區(qū)土壤結(jié)構(gòu)遭到破壞,保水能力較差,較低的土壤水分含量影響了植物生長。

    4 結(jié)論與討論

    1)不同封育年限植物優(yōu)勢種的重要值大多呈現(xiàn)先升高再降低的趨勢。

    2)不同封育年限里,植物的豐富度指數(shù)邊緣區(qū)呈現(xiàn)先增加隨后下降的趨勢,外圍區(qū)呈現(xiàn)先增加后穩(wěn)定再上升的趨勢;邊緣區(qū)D、H呈現(xiàn)先增后降再增的趨勢,外圍區(qū)D呈增加趨勢,H呈現(xiàn)先增后降再增的趨勢;均勻度指數(shù)變化不大。說明封育對物種多樣性的增加有一定幫助。

    3)不同封育措施中,植被的蓋度和生物量均是外圍區(qū)最大,說明對草場進(jìn)行有計劃的利用有利于提高草場植物的多樣性與生產(chǎn)力,一味地長期封育并不可取。

    4)雖然封育初期對草場植物的多樣性與生產(chǎn)力提高有一定的效果,但隨著封育年限的增加,效果并不明顯,說明長期的完全封育并不能明顯改善半干旱沙地草場植被的生產(chǎn)力及放牧功能。根據(jù)草地生態(tài)系統(tǒng)的可持續(xù)原理,草地圍欄封育不應(yīng)該是無限制的,長期的封育會產(chǎn)生枯草與結(jié)皮,抑制了植物的生長與幼苗的形成,對草場植物的正常生長與繁殖更新有害。因此,為了保持草場生態(tài)系統(tǒng)能量流動與物質(zhì)循環(huán)良好的狀態(tài),進(jìn)而維持草場的生態(tài)系統(tǒng)平衡,草場應(yīng)該在封育一段時間以后適當(dāng)利用。封育時間的長短應(yīng)該根據(jù)草地退化與草地恢復(fù)情況而定[13-15]。就本研究而言,建議每隔4年或5年允許適當(dāng)放牧或刈割。在寧夏鹽池農(nóng)牧交錯帶,對于封育一定年限草場的處理措施,帶狀翻耕明顯是不適合的,不能起到很好的作用。

    參考文獻(xiàn):

    [1] WESTOBY M, WALKER B, NOY M I. Opportunistic management for rangeland not at equilibrium[J]. Journal of Range Management, 1989, 42: 265-273.

    [2] OBA G, STENSETH N C, LUSIGI W. New perspectives on sustainable grazing management in arid zones of sub-Saharan Africa[J].Bio-Science,2000,50(1):35-51.

    [3] 周華坤,周 立,劉 偉,等.封育措施對退化與未退化矮嵩草草甸的影響[J].中國草地,2003,25(5):15-23.

    [4] 王啟基,周興民,沈振西,等.不同調(diào)控策略下退化草地恢復(fù)與重建的效益分析[A].中國科學(xué)院海北高寒草甸生態(tài)系統(tǒng)定位研究站.高寒草甸生態(tài)系統(tǒng)(第4集)[C].北京:科學(xué)出版社,1995. 343-352.

    [5] 李永宏.內(nèi)蒙古典型草原地帶退化草原的恢復(fù)動態(tài)[J].生物多樣性,1995,3(3):125-130.

    [6] 楊曉暉,張克斌,侯瑞萍.封育措施對半干旱草場植被群落特征及地上生物量的影響[J]. 生態(tài)環(huán)境,2005,14(5):730-734.

    [7] 張克斌,李 瑞,侯瑞萍,等.寧夏鹽池縣不同荒漠化治理措施植物多樣性研究[J].中國水土保持科學(xué),2004,2(4):66-72.

    [8] 鄭翠玲,曹子龍,趙廷寧,等.渾善達(dá)克沙地南緣農(nóng)牧交錯帶棄耕地植被的演替規(guī)律[J].中國水土保持科學(xué),2005,3(1):72-76.

    [9] 馬克平,劉玉明.生物群落多樣性的測度方法:Ⅰ.α多樣性的測度方法(下)[J].生物多樣性,1994,2(4):231-239.

    [10] 曹成有,蔣德明,阿拉木薩,等.小葉錦雞兒人工固沙植被恢復(fù)生態(tài)過程的研究[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報,2000,11(3):349-354.

    [11] 王曉云,霍建林,漆建忠.灌木林放牧利用對沙地水分的緩解作用[J].水土保持通報, 1994,14(7):15-21.

    [12] 李新榮,趙雨興,楊志中,等.毛烏素沙地飛播植被與生境演變的研究[J].植物生態(tài)學(xué)報,1999,23(2):116-124.

    [13] 程積民,鄒厚遠(yuǎn).封育刈割放牧對草地植被的影響[J].水土保持研究,1998,5(1):36-54.

    [14] 鄭翠玲,曹子龍,王 賢,等.圍欄封育在呼倫貝爾沙化草地植被恢復(fù)中的作用[J].中國水土保持科學(xué),2005,3(3):78-81.

    [15] 程積民,鄒厚遠(yuǎn),本江昭夫.黃土高原草地合理利用與草地植被演替過程的試驗研究[J].草業(yè)學(xué)報,1995,4(4):17-22.

    朔州市| 漳平市| 察隅县| 元朗区| 苗栗县| 呼玛县| 衡山县| 富平县| 珲春市| 麟游县| 海兴县| 土默特右旗| 苍溪县| 弥渡县| 兴海县| 南郑县| 祁连县| 迁西县| 湾仔区| 家居| 瑞丽市| 枞阳县| 明水县| 昌都县| 綦江县| 茌平县| 靖安县| 呼伦贝尔市| 沙坪坝区| 湘潭县| 济宁市| 博爱县| 大悟县| 平顶山市| 龙海市| 合作市| 应城市| 营口市| 琼结县| 齐齐哈尔市| 贡嘎县|