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陕北黄土高原植被恢复及近自然造林PDF,TXT迅雷下载,磁力链接,网盘下载

分类:教材发布时间：2017-03-24

内容简介

　　在深入研究半湿润、半干旱和干旱黄土区阳坡的面积和分布规律的基础上，本书明确了半干旱黄土区植被恢复重建的主要途径,提出了根据微地形配置植物群落结构的近自然造林技术和极陡坡植被绿化技术,解决了何为该地区的困难立地、如何进行植被恢复、用什么技术开展造林及植被恢复重建和怎样绿化*困难地等4个问题，解决了半干旱黄土区坡面造林地如何实现宜乔则乔、宜灌则灌、宜草则草以及极陡坡治理绿化问题。

目　　录

前言
　第1章　绪论
　第2章　研究区概况
　第3章　黄土高原立地类型及微地形
上篇　黄土高原植被恢复立地条件
中篇　陕北黄土高原植被恢复重建途径
下篇　陕北黄土高原微地形植物群落结构配置近自然造林
参考文献
附录　主要植物名录

在线试读部分章节

第 1 章　绪　　论
1.1　黄土高原植被恢复基础理论与关键问题
1.1.1　生态恢复理论
国际生态恢复（重建）学会（Society for Ecological Restoration）于 1995年提
出：生态恢复（重建）（ecological restoration）是帮助研究生态整合性的恢复和管
理过程的科学，生态整合性包括生物多样性，生态过程和结构、区域及历史情
况，可持续的社会实践等广泛的范围。同期，美国自然资源保护委员会（The US
Natural Resource Defense Council）指出，使一个生态系统恢复到较接近其受干扰
前的状态即为生态恢复。除此以外，一些学者还将生态恢复定义为 “再造一个自
然群落，或再造一个自我维持并保持具有持续性的群落”， “使受损生态系统的
结构和功能恢复到受干扰前状态的过程”， “重建某区域历史上有的植物和动物
群落，且保持生态系统和人类的传统文化功能持续性的过程” 等（Diamond，
1987； Cairns， 1995）。
我国学者也曾全面地解释生态恢复与生态修复的内涵与区别。生态恢复是停
止人为干扰，解除生态系统所承受的超负荷压力，依靠生态系统本身的自适应、
自组织和自调控能力，按生态系统自身规律演替，通过其休养生息的漫长过程，
使生态系统向自然状态演化。恢复原有生态的功能和演变规律，完全可以依靠大
自然本身的推进过程。为加速已被破坏生态系统的恢复，辅助人工措施为生态系
统健康运转服务，而加快恢复则被称为生态修复（ecological remediation）。修复

第 1 章 　 绪 　　 论
1.1　黄土高原植被恢复基础理论与关键问题
1.1.1　生态恢复理论
国际生态恢复 （重建） 学会 （Society for Ecological Restoration） 于 1995
年提
出： 生态恢复 （重建） （ecological restoration） 是帮助研究生态整合性的恢复和管
理过程的科学， 生态整合性包括生物多样性， 生态过程和结构、 区域及历史情
况， 可持续的社会实践等广泛的范围。 同期， 美国自然资源保护委员会 （The US
Natural Resource Defense Council） 指出， 使一个生态系统恢复到较接近其受干扰
前的状态即为生态恢复。 除此以外， 一些学者还将生态恢复定义为 “再造一个自
然群落， 或再造一个自我维持并保持具有持续性的群落”， “使受损生态系统的
结构和功能恢复到受干扰前状态的过程”， “重建某区域历史上有的植物和动物
群落， 且保持生态系统和人类的传统文化功能持续性的过程” 等 （Diamond，
1987； Cairns， 1995）。
我国学者也曾全面地解释生态恢复与生态修复的内涵与区别。 生态恢复是停
止人为干扰， 解除生态系统所承受的超负荷压力， 依靠生态系统本身的自适应、
自组织和自调控能力， 按生态系统自身规律演替， 通过其休养生息的漫长过程，
使生态系统向自然状态演化。 恢复原有生态的功能和演变规律， 完全可以依靠大
自然本身的推进过程。 为加速已被破坏生态系统的恢复， 辅助人工措施为生态系
统健康运转服务， 而加快恢复则被称为生态修复 （ecological remediation）。 修复
与恢复是有区别的， 更不同于生态重建。 生态修复的提出， 就是要调整生态重建
思路， 摆正人与自然的关系， 以自然演化为主， 进行人为引导， 加速自然演替过
程， 遏制生态系统的进一步退化， 加速恢复地表植被覆盖， 防治水土流失。 生态
重建 （ecological reconstruction） 是对被破坏的生态系统进行规划、 设计， 建设生
态工程， 加强生态系统管理， 维护和恢复其健康， 创建和谐、 高效的可持续发展
环境 （焦居仁， 2003； 梁宗锁等， 2003）。
张新时 （2010） 对 “ecological restoration” 一词进行了细致的查验和考证，
认为更准确的意思应该解释为 “生态重建”， 并建议在国内为其正名， 据此前面
的 “国际生态恢复学会” 也应该理解为 “国际生态重建学会”， 同时， 还对一系
列相近的词语释义进行了比对： restoration――重建； reclamation――复垦；
rehabilitation――
复原； remediation――修 复； revegetation――再 植； reforestation――
再造林； reseeding――再种草； regeneration――更新； recovery――恢复。 “恢复”
与 “重建” 的根本区别是： “恢复” 的发生过程应该是没有人直接参与的， 而
“生态重建” 却是在人为的辅助下实施的， 二者不应混淆。 “生态重建” 科学含
义与技术手段也要比 “生态恢复” 更加丰富， 在生态管理中处于更高层次。
国外的生态恢复和重建途径中， 大多注重生态自然恢复， 只有很少一部分考
虑到人类自身的经济要求， 多是因为这些国家的生态恢复区人口密度相对较小，
但这种单一途径并不符合我国普遍现实。 退化生态系统的恢复是一项复杂的系统
工程， 确定恢复与重建目标， 必须结合其所处的社会、 经济和环境退化状态。 恢
复到原初状态的目标， 从哲学角度显然不成立。 迄今为止， 我们对原始状态的生
态系统知之甚少， 难以证明最初是什么状态， 更谈不上如何恢复到最初状态
（Holloway， 1994）。 此外， 生态系统的发展变化是一种动荡的变化， 随时间变化
恢复的结果会发生位移。 若生态系统严重退化， 恢复到最初状态就更不可能。 因
此， 恢复结果只能接近自然的相对稳定状态。 自然恢复和生态重建应考虑三类时
间尺度， 即地质年代尺度 （千年、 万年、 亿年）、 自然生态系统世代交替和演替
尺度 （十年、 百年、 千年） 及生态建设时间尺度 （一年、 十年、 百年）。 前两者
为自然恢复尺度。 三者相差 2 或 3 个数量级或更多。 人类不能超尺度依赖自然恢
复能力， 自然与人为时间尺度的不匹配是自然恢复难以满足人类社会生态需求的
根本原因。 尤其在我国， 封禁后完全依赖生态自身恢复不能满足人类经济、 生存
发展需要 （张新时， 2010）。 自然恢复会按生态系统自身演替完成， 需要一个漫
长过程， 短期内不能发挥出良好的生态和经济效益。 采取人为加速修复的办法，
犹如患者仅靠休息可能不会完全恢复， 必须服用药方可在最短时期内治愈。 生态
修复也是这个道理， 通过人工干扰建立一个原始的、 过去曾经有过的生态系统，
这是国际生态学领域的前沿课题。 当然， 要想确切掌握某地原始存在的生态系统
状况几乎不可能， 更不用说建立一个与原始生态系统一样的群落。 然而， 应该把
恢复定位在修复被破坏的或受阻的生态功能与特征上， 即不一定要恢复到原始状
态， 也不可能恢复到原始状态， 只要恢复到某一个比较稳定的中间状态即可 （梁
宗锁， 2003）。
国内外关于生态恢复和修复的调查研究主要集中在三个方面， 一是受到污染
等因素破坏的水体、 土壤及其综合环境的恢复问题 （任海等， 2003； Marc et al.， 　
2008； Harwell and Sharfstein， 2009）； 二是废弃矿山的生态恢复问题
（Moreno-de
ea al.， 2008； 孙顺利和周科平， 2007）； 三是不利气候地理环境下受破坏的生态
环境恢复问题， 也是关注和争议较多的问题 （Whickera et al.， 2008； Shinnemana
et al.， 2008； 邹厚远， 2000； 王文颖等， 2007）。 生态破坏的成因不同， 破坏角
度不同， 恢复目的也不同。 所以诸多研究理论和成果只能针对一定区域而言， 只
能在一定的环境条件下得以适用， 不能随意推广。
1.1.2　植被群落演替
1.理论基础
自从 1807 年德国人 Alexander Hamboldt 提出植物群落的概念以来， 很多欧美
的植物学家、 生态学家及地理学家就植被演替的相关内容进行了各种论述并相继
提出诸多观点和研究方法。 特别是通过 19 世纪和 20 世纪以来的研究和探讨， 形
成很多有代表性的理论学派。 如今， 在植被演替方面形成了较为系统的理论研究
体系， 这些观点和方法当今仍然被引用和延续， 并在不断发展。 例如， 原生演替
（primary succession）、 次生演替 （secondary succession）、 正向演替
（progressive
succession）、 逆向演替 （retrogressive succession）、 顶级 （climax）
等已成为通用
概念。 目前， 在已形成的理论框架指导下， 探讨更多的是地域性和类别性的植被
演替规律、 机理及影响因子， 多开展更加细化和有针对的应用研究。 同时， 一些
先进的技术手段正在被广泛运用， 如 GPS、 GIS、 RS 综合运用， 计算机模拟模
型， 各类指标的测定仪器， 都为该领域的研究提供了便捷。
一般认为， 森林植被动态研究比草本植被动态研究更困难， 但长期采用固定
样地监测和模型模拟相结合的方法， 近年来取得了很大进展。 其中， 关于不同区
域内树种多样性和差异存在两种假说。 一是物种堆积假说 （species packing hypothesis）：
与热带相比， 温带生物多样性被限定在较低水平， 世界各地的生物多
样性现已接近可能的上限； 二是宏观进化假说 （macro evolutionary hypothesis）：
一个区域的多样性只是受区域内物种产生和灭绝平衡的影响。 因此， 温带区域的
多样性要远低于物种堆积的理论界限， 因为温带的灭绝率要比热带高、 新种产生
速率低或二者兼而有之。 近年来， 学者们在长期研究中发现两个方面的因素在维
持世界不同森林的树种多样性中具有重要作用， 即林隙阶段演替 （gap-phase succession）
和微生境特化 （microhabitat specialization）。 林隙阶段演替又称为林隙动
态， 在所有森林中都存在， 并能解释演替多样性的绝大部分机制。 在中生境条件
下， 当没有大型干扰发生时， 森林中多样性的维持主要以演替生态为主要机制，
因为当林隙形成时， 后期演替种或顶极种的繁殖体早已出现。 而在干旱生境或以
林火等大型干扰造成林分毁坏时， 竞争 -占据机制才起主要作用。 每种演替途径
或策略的持久存在是树种通过对单个树体或较大的干扰所造成的内源异质性的不
同部分的特化利用来实现的。 此外， 树木也会通过对外源异质性的特化利用来实
现共存， 外 源异 质 性 由 地 形、 气 候、 土 壤 等 条 件 的 变 化 引 起 （Rees et al.，
2001）。
沃岛效应 （fertile island effects）， 是指在干旱和半干旱生态系统中， 木本植
物通过改变土壤结构、 微生物生物量、 土壤湿度和小气候， 并且将有机物质集中
于其冠层之下， 从而对养分的空间分布和循环产生影响。 Virginia 在 1986 年提出
三种机制对沃岛的形成进行解释， 包括： ①木本植物起 “养分泵” 的作用， 将
养分由土壤深层和侧面向冠层周围吸收， 而后通过树茎流、 凋落物和冠层淋洗等
过程将养分沉积并储存于冠层下； ②就空气动力学而言， 粗糙的木本植物冠层易
于捕获富于养分的大气尘埃， 雨水冲刷使得养分由叶片进入冠层下的土壤； ③木
本植物能够作为集中地点， 吸引鸟类休息、 昆虫和哺乳动物觅食或寻求遮阴或遮
盖， 动物通过排便、 掘穴等增加土壤肥力。
干旱与半干旱草原生态系统中， 由于木本植物的扩展形成沃岛， 其资源重新
分布遵循两种方式： ①Schlesinger 等 （1990） 认为一部分资源通过径流或侵蚀丧
失， 但同时这部分资源也可向沃岛集中， 因而改变了资源分布并促进了灌木发
育。 Kieft 等 （1998） 认为， 在草原向灌丛转变过程中资源可能重新分布， 但单
位面积总体的养分、 微生物和生物量依然未变。 ②Verstraete （1986） 认为通过显
著的碳资源和氮资源的净流失， 导致了较低的养分密度和微生物多度与活动。 因
而该地点的生物学潜能可能减弱或彻底丧失。 Schlesinger 等 （1990） 认为以上两
种方式均可导致土壤资源更多地向植被下而非向裸地中重新分布， 从而使土壤资
源的空间异质性增强。
由于植物演替受很多内外因素影响， 诸多研究的地域、 手段、 方法、 时空尺
度也不同， 研究结论存在差异。 另外很少有在同一时空范围内做相同的实验研究
做比较。 所以涉及应用时只能以他人的研究方法做参考， 具体问题在相应研究中
应进行具体分析。
2.国内外植被演替研究
Donald 等 （1996） 研究了被火山灰掩埋后植物群落的演替过程和方向预测。
Falinska （1999） 对未经干扰的退耕地进行了 20 年的研究后认为， 土壤种子库植
物种类的变化呈波动性。 Foster （1999） 在退耕地上进行植被移栽试验， 研究移
栽种的成活、 生长等与退耕地生物量大小、 相邻地段物种的竞争能力等的关系后
认为， 在生产力低的立地， 生物量不决定竞争； 在生产力高的立地， 则相反。
Kosola 和 Gross （1999） 曾把多年生草本植物 Achillea millefolium
移植到退耕地上，
观测竞争和生长情况。 结果发现， 这种植物受到地上、 地下很大的竞争， 但最终
能生存下来。 Turnbull 等 （1999） 对立地条件相对较差的石灰岩退耕坡地进行研
究表明， 植物种子质量与竞争力、 生存力的关系密切， 不同植物种， 种子体积大
的竞争力大， 但个体的结实量小。 Beker 等 （2000） 对退耕地进行 25 年的研究表
明， 利用种子库确定演替方向时有不确定因素存在。
21 世纪以来， 植被演替的研究范围更加广泛， 时间尺度、 空间尺度上的研
究跨度更大， 同 时 也更 多 地 利 用了 多 学 科 领域 和 各 种 新的 研 究 手 段。 Trent
（2007） 通过对 1975 ~1999 年的卫星遥感图片进行分析， 研究了亚马逊流域生态
系统变化。 Jeffrey （2007） 研究了煤矿开采对当地森林和草原生态系统的影响。
Shane 等 （1998） 建立了利用火控干扰植物群落演替方向的模型。 Dazy （2008）
对污染退化土壤上的植被群落多样性、 株高、 生物量进行了对比研究。 Gary 等
（2008） 对加利福尼亚盐沼植物群落多样性进行了预测研究。 Mcalpine （2009）
研究了新西兰海岸原生植物群落受入侵种的影响而丰度明显减少， 认为人工干扰
有利于引进新物种。
诸多关于植被群落演替的研究大多基于自然演替状态， 对于人工干扰对植物
群落发展的影响相对较少。 而对于我国情况， 应更加注重人为干扰演替的研究，
以便在遵循演替规律的基础上， 尽可能缩短植被恢复进程， 以满足社会发展的综
合需要。
1.1.3　植物群落物种多样性和生物量
1.植物多样性理论基础
1943 年， Fisher 等首先提出 “species diversity” 一词， 并且用于群落学研究，
认为物种多样性是指群落内物种数目和每一物种的个体数量。 物种多样性是群落
可测性的特征之一， 是研究群落结构水平的重要指标， 体现了群落的结构类型、
组织水平、 发展阶段、 稳定程度和生境差异， 具有重要的生态学意义。
Wittaker 将群落多样性大体划分为 3 类， 即 α多样性、 β多样性和 γ多样性，
其中 α多样性在生态调查过程中应用最多， 是指同一地点或群落中种的多样性，
由种间生态位的分异造成， 包括物种丰富度、 物种相对多度分布模型、 物种多样
性指数和物种均匀度 （马克平， 1994； 马克平和刘玉明， 1994）。
物种丰富度 （species richness） 即群落的物种数目， 是最简单、 最古老的多
样性测度方法。 一般用物种密度 （单位面积的物种数目） 或数量丰度 （一定数
量个体或生物量中的物种数目） 来测度 （马克平， 1994）。 物种丰富度不考虑种
间个体差异， 忽略了富集种和稀疏种群落贡献度的不同， 信息利用不充分。 物种
多样性指数是把丰富度和均匀度相结合的统计量。 物种丰富度和物种均匀度不同
的结合方式或同一结合方式给予的权重不同都可形成大量的多样性指数。 在多样
性的测度中最为常用的是辛普森指数 （index of Simpson）、 香农 -威纳指数 （index
of Shannon-Wiener）、 种间相遇概率。 其中， 辛普森指数、 种间相遇概率指数
对常见种敏感， 对稀有种的贡献较小； 香农 -威纳指数对稀有种贡献大， 对常见
种贡献小 （马克平， 1994）。
均匀度定义为群落中不同物种的多度 （生物量、 盖度或其他指标） 分布的
均匀程度。 目前常用的主要是 Pielou 均匀度指数和 Alatalo 均匀度指数 （马克平，
1994）。
β多样性是指在不同地点或群落中的更替或转换， 是由于各植物种类对一系
列生境的不同反应造成的， 即沿环境梯度的变化物种替代的程度， 还包括不同群
落间的物种组成差异。 常采用二元属性数据或数量数据进行测度。 坡地条件异质
性以及陆地梯度对土壤 pH 产生影响， 将间接影响植物群落之间 β多样性的
高低。
2.多样性及其与生态因子的关系
物种多样性是多个生态因子长期综合作用以及物种种间、 种内相互影响的结
果。 在这些相互作用、 相互影响的生态因子中， 一般总有一个或多个主导因子。
这些主导因子在众生态因子中具有重要地位， 不但对物种的生存、 生长起主导
（或限制） 作用， 还决定其他因子对物种的影响关系。 这些主导因子不是绝对不
变的， 其随时间、 空间、 群落类型和群落发育阶段变化而变化。 所以在研究单个
生态因子与物种多样性关系时， 会因其在不同区域所起的作用不同， 而导致出现
不同结论。 在水平梯度上， 物种多样性随纬度增加而下降的理论已被广泛接受
（贺金生和陈伟烈， 1997）。 但在海拔梯度上群落多样性的变化规律比较复杂， 有
5 种变化模式。 通常情况是植物群落物种多样性与海拔负相关； 另外， 也有表现
出中间海拔梯度群落植物多样性最高 （谢晋阳和陈灵芝， 1994； 马克平和刘玉
明， 1995）。 随水分变化， 以降水量、 湿度作为指标， 物种多样性的变化有 6 种
趋势 （贺金生和陈伟烈， 1997）。 另外， 土壤养分也影响多样性的变化。
3.生物量及其与生态因子的关系
生态系统中的生产者――绿色植物， 将太阳能从物理能转化为化学能， 加以

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