不同放牧方式對典型草原草場植被變化的影響
——以中蒙邊境兩側對應嘎查為例

其力木格, 高蘇日固嘎, 賽西雅拉圖, 烏蘭圖雅, 羅 培

(內蒙古師范大學 地理科學學院,內蒙古 呼和浩特 010022)

蒙古高原處于歐亞大陸中部,氣候以典型的大陸性干旱半干旱氣候為主,它既是個氣候變化的敏感區(qū)又是生態(tài)系統(tǒng)的脆弱區(qū)[1]。蒙古高原典型草原主要分布在中國內蒙古東北部地區(qū)和蒙古國東部地區(qū)。游牧制度在蒙古高原傳承幾千年,至今也是蒙古國主要的生產方式,而中國內蒙古自治區(qū)近30年來,以定居放牧為主,草地被圍欄分割,游牧逐漸消失。近半個世紀以來,蒙古高原草原均出現了不同程度的退化現象[2]。由于不合理的利用方式和氣候變化導致草地生產力下降,草畜矛盾日益尖銳,植被多樣性和穩(wěn)定性下降[1-3]嚴重威脅著草地畜牧業(yè)的可持續(xù)發(fā)展。因此,草地科學管理和持續(xù)利用是一個備受人們重視的研究方向[4]。

放牧是草地利用的主要方式之一,其實質是一種生態(tài)干擾[5]。放牧作為草地的利用方式,對植物生長既有抑制作用,又有促進作用[6]。不同放牧措施對草地植物群落的影響存在差異[7]。禁牧是恢復退化草地生態(tài)系統(tǒng)的有效途徑,但長期禁牧不利于維持較高的群落多樣性[7-9]。放牧干擾過于頻繁劇烈,植物多樣性降低; 相反放牧干擾影響較少時群落由優(yōu)勢種統(tǒng)治,提高物種和群落多樣性,促進植被生長[7-9]。許中旗等[10]的研究表明,典型草原的物種多樣性變化與“中度干擾假說”一致,即物種多樣性指數和豐富度指數都是在禁牧時間中等的情況下達到最大,而在放牧和禁牧時間較長的情況下相對較低。李學斌等[11]的研究表明,在中國北方干旱半干旱草地,圍封一段時間后,適當的割草或放牧有利于加速退化草地恢復。周建琴等[12]的研究表明,連續(xù)放牧區(qū)由于長期的放牧壓力,羊群啃食和踐踏,草地趨于干旱化,各物種競爭關系發(fā)生變化,抑制優(yōu)勢物種對草地資源的競爭,旱生植物逐漸增多。

迄今為止,很少有對蒙古高原的跨境地區(qū)進行比較研究,有關遙感數據結合地面數據多尺度的研究更少。因此本文研究不同放牧方式下的草場植被群落特征變化,分析哪種放牧更有利于草地資源可持續(xù)利用和畜牧業(yè)健康發(fā)展,為牧民合理放牧、維護草場生態(tài)和促進人與草原和諧共處提供理論支撐。

1 研究區(qū)概況

額爾敦敖包嘎查、阿拉坦陶高圖嘎查、阿日寶拉格嘎查是我國阿巴嘎旗原那仁寶拉格蘇木(2006-2013年)的三個嘎查(圖1中的研究區(qū)1)。那仁寶拉格蘇木地處113°28′～114°06′E,44°10′～44°47′N。東鄰青格勒寶拉格蘇木,西與蘇尼特左旗接壤,南接寶格達烏拉蘇木,北與蒙古國接壤。地形屬于高原丘陵區(qū),北高南低,溫帶大陸性半干旱氣候,年降雨量為223 mm左右,無霜期為100～110 d。主要植物有羊草(Leymuschinensis)、克氏針茅(Stipakrylovii)、寸苔草(Carexduriuscula)、灰綠黎(Chenopodiumglaucum)、豬毛菜(Salsolacollina)等。其放牧方式主要從游牧性放牧轉化為連續(xù)性放牧。

陶森郭勒巴格是蒙古國納蘭蘇木的一個嘎查(圖1中的研究區(qū)2)。納蘭蘇木位于蒙古國蘇赫巴托省南部,距我國新浩特212 km; 南部與我國阿巴嘎旗接壤,東與達仁剛嘎蘇木、西與翁根蘇木、北與阿斯哈圖蘇木接壤。地理坐標為43°04～44°26′N,113°27′～114°11′E。氣候同上,年降水量178.5 mm左右; 地形南高北低,波狀高原緩丘陵,局部花崗巖出露; 土壤以淡栗鈣土和栗鈣土為主。主要植物有羊草(Leymuschinensis)、克氏針茅(Stipakrylovii)、冰草(Agropyroncristatum)等。其放牧方式主要以游牧為主。

圖1 研究區(qū)域及現場取樣實驗設計Fig.1 Study area and design of the field sampling experiment注: 該圖基于自然資源部標準地圖服務網站下載的審圖號為GS(2016)1600號的標準地圖制作,底圖無修改。

2 數據與研究方法

2.1 數據

2.1.1 遙感數據 遙感影像是http://glovis.usgs.gov/網站下載的LandsatTM、ETM數據圖像,分辨率為30 m。分別選取1987年6月27日、1999年7月19日、2003年8月10日、2010年6月26日、2016年7月28日的影像,通過一系列圖像處理,即幾何校正、大氣校正、輻射校正、最后用像元二分法提取植被覆蓋度。

2.1.2 調研數據 研究組于2016年7月下旬在研究區(qū)進行野外調研。主要采樣方法為: 在兩國國境線兩側的對應嘎查區(qū)域中蒙跨取3條調研樣帶(圖1)。在兩國境內共取相隔3 km間隔的21個樣組,每一樣組由三個相隔300 m的樣方組成。所有植物樣方所測數據經歸總無誤后匯總并保存。每個樣方中分別測量以下指標: 地上生物量、平均高度、平均密度、平均蓋度。放牧方式與畜群結構則是通過對兩國境內的對應蘇木牧民進行訪談獲得。

2.2 研究方法

2.2.1 植被群落特征測定方法 植被測定及其計算方式如下:

重要值=(相對高度+相對密度+相對蓋度)/3,

(1)

相對高度=(某一植物種群的平均高度/各植物種總平均高度之和)×100%,

(2)

相對密度=(某一植物種群的個體數/全部植物種群的個體數之和)×100%,

(3)

相對蓋度=(某一植物種群的平均蓋度/各植物種群的平均分蓋度之和)×100%。

(4)

2.2.2 像元二分法 像元二分法[14]是一種簡便實用的線性模型,它假設一個像元的地表信息由純植被和純土壤(非植被)兩部分信息構成,所得到的光譜信息是由兩種純組分的面積比例加權的線性組合。具體可以表示為:

S=If vc×Svge+(1-If vc)×Ssoil,

(5)

對(6)式進行變換,得到植被覆蓋度公式:

If vc=(S-Ssoil)/(Svge-Ssoil),

(6)

其中:Ifvc表示像元中純植被所占的面積比例,即植被覆蓋度;S為像元的光譜信息;Sveg和Ssoil分別表示像元中的純植被像元信息和純土壤像元信息。

2.2.3 群落物種總體穩(wěn)定性M.Gordon指數 采用M.Gordon貢獻定律法,將研究區(qū)所采植物樣方內所有植物種類按頻度大小依次排序,并轉化為相對頻度逐步累加。然后按植物種類排序的順序將植物種類的總和取倒數,并依次累加。兩者一一對應并以植物種類倒數百分比累計值為x軸,累計相對頻度為y軸繪圖,建立模糊散點平滑曲線二次函數y=ax2+bx+c,再與一次函數y=x+100相交,得交點坐標(x,y) 。最后計算交點與穩(wěn)定性坐標點 (20,80) 的距離,距離越近則表示群落物種總體穩(wěn)定性越高[15]。

3 結果分析

3.1 不同放牧方式下地上生物量比較

在三種放牧方式下,地上生物量差異顯著(P<0.05,圖2); 禁牧區(qū)地上平均生物量 [(455.9±219)g]顯著(P<0.05)大于游牧區(qū) [(268.4±130)g]和連續(xù)放牧區(qū) [(122.2±54)g],連續(xù)放牧區(qū)的平均地上生物量最低。地上生物量與實測覆蓋度之間有較好的相關(R2=0.71,P<0.05,圖3)。

圖2 不同放牧方式下的平均地上生物量 圖3 地上總生物量與實測覆蓋度之間相關性 Fig.2 Average aboveground biomass under Fig.3 Correlation between aboveground different grazing systems biomass and measured cover 注: 不同字母表示顯著差異(P<0.05),下同。

3.2 不同放牧方式下的主要植物物種比較

蒙古高原典型草原,原屬的植被樣及其組成樣都為大針茅與克氏針茅群系[8]。研究區(qū)是由原來的克氏針茅群系和大針茅草原退化而來的克氏針茅草原共同組成,其主要植物種為克氏針茅、羊草、冷蒿和局部大針茅等[16]。

本研究中,游牧區(qū)、連續(xù)放牧區(qū)、禁牧區(qū)植物總數分別為48、46和33種。由表1可得知游牧區(qū)草場群落內原生建群種重要值占比比連續(xù)放牧區(qū)和禁牧區(qū)高。連續(xù)放牧區(qū)大針茅優(yōu)勢度為零,其建群種由大針茅變?yōu)榭耸厢樏?草地沙化退化指示植物豬毛菜(Salsolacollina)進入植物群落的主要優(yōu)勢種行列,并且其在主要植物種中占比為10.46%。由于長期禁牧,禁牧區(qū)群落中優(yōu)勢種的比重較低,植物種類多樣性下降,且一年生植物在主要植物種中占比17.5%要比連續(xù)放區(qū)(10.45%)和游牧區(qū)(0%)高?？梢?不同放牧方式下,植物群落組成存在一定差異。

表1 研究區(qū)主要植物的重要值Tab.1 Important value of main plants in the study area

3.3 植被覆蓋度計算結果驗證

為驗證NDVI像元二分模型應用于植被覆蓋度反演是否有效,本研究在61個采樣點中選取40個1 m×1 m 樣點進行實地采樣驗證,用GPS定位,獲得采樣點的經緯度坐標。最后根據經緯度坐標將從影像上獲取的估算結果與實地測量結果進行相關性分析,選取的影像為2016年7月28日數據。結果表明,應用NDVI像元二分模型估算的結果與實測值間有較高的相關性,相關系數R2達到0.86(圖4),表明用像元二分模型估算的植被覆蓋度是可靠的,該結果與佟斯琴等[17]的結果較一致。

3.4 不同放牧方式下植被覆蓋度變化分析

為確保植被覆蓋度具有代表性,對于61個采樣點像素,每一個采樣點附近選取5個像素點,然后用6個像素點的平均值代替采樣點植被覆蓋度。結果表明,在1999年、2003年、2010年、2016年游牧區(qū)植被覆蓋度均大于連續(xù)放牧區(qū),且2003年、2010年和2016年差異顯著(P<0.05,圖5)。1987年連續(xù)放牧區(qū)植被覆蓋度顯著(P<0.05)大于游牧區(qū)。禁牧區(qū)除2010年以外植被覆蓋度均高于游牧區(qū)。

圖4 植被覆蓋度估算結果與實測結果相關性分析 圖5 不同放牧方式下植被覆蓋度隨時間的變化 Fig.4 Correlation analysis between estimated Fig.5 Changes of vegetation cover with time Ifvc and measured Ifvc under different grazing ways

3.5 不同放牧方式下植物群落整體穩(wěn)定性分析

圖6 不同放牧方式M.Gordon穩(wěn)定性模擬曲線Fig.6 Stability simulation curves of M.Gordon with different grazing ways

從圖6可知,M.Gordon植物群落穩(wěn)定性測驗方法,對樣方進行擬合。得到游牧區(qū)草場的穩(wěn)定性二次函數為y=22.018 ln (x)+3.690 4,連續(xù)放牧區(qū)草場的穩(wěn)定性二次函數為y=26.753 ln (x)-20.864,禁牧區(qū)草場的穩(wěn)定性二次函數為y=26.753 ln (x)-20.864。分別與一次函數y=x+100交于點(22,72)、(24,68)和(26,67)三點,三個交點距離穩(wěn)定點坐標(20,80)的距離分別為8.2、12.65和14.32?？梢?游牧區(qū)距離穩(wěn)定點坐標更近,其次是連續(xù)放牧區(qū),禁牧區(qū)距離穩(wěn)定點坐標最遠?？傮w而言,游牧區(qū)植被群落更穩(wěn)定。因此,適度放牧對植被群落穩(wěn)定性有一定好處。

4 討論與結論

放牧干擾是影響草原植被群落特征、造成草地退化的主要因子[7-10]。從放牧方式轉變來看,蒙古國陶森巴格的放牧方式到目前為止變化較緩慢,基本保持以浩特為單元進行游牧,隨著社會的發(fā)展和牲畜的所有權變化(1990年前公社制,其后私有制),游牧距離和次數變少,但放牧方式基本維持游牧狀態(tài),只轉為限定蘇木區(qū)域的游牧。而我國那仁寶拉格蘇木1983年后是從浩特為單元的集體游牧方式逐漸變成今日的以牧戶浩特為單元的草畜雙全個體經營的定居放牧方式,即分級別限區(qū)(嘎查、浩特、分浩特、牧戶浩特和子牧戶浩特),轉向為小區(qū)高頻度兩季輪牧方式[2-3]。由于牧戶所分得的草場面積是固定的,但是人口越來越多[16],草場不斷細分,人均草場面積逐步縮小,放牧壓力增大[18]。在此背景下,草場植被群落特征也相應產生變化。

家畜主要通過采食、踐踏及排泄三種途徑影響草地植被群落結構組成、枯落物及地上生物量。放牧后草地生物量、凋落物量及土壤特征均會發(fā)生變化[18]。本研究中,禁牧區(qū)地上平均生物量顯著大于游牧區(qū)和連續(xù)放牧區(qū)(如圖2所示),這與已有研究相似[19]。在放牧過程中,家畜會采食植株的一部分,造成植被地上現存量減少; 相應的,植株在正?？菟乐熬鸵驯徊墒?枯落物相對減少; 并且家畜在游走過程中的踐踏作用也會造成枯落物量的相對降低,地上生物量隨著放牧強度的增加而逐漸降低[20]。不同放牧方式下,群落物種組成不同。本研究發(fā)現游牧區(qū)主要植物種的優(yōu)勢度比連續(xù)放牧和禁牧區(qū)要高。連續(xù)放牧區(qū)草地沙化退化指示植物豬毛菜成為植物群落的優(yōu)勢種。禁牧區(qū)由于長年禁牧,植物多樣性下降。研究表明,合理放牧下植物群落可進行一定程度物種組成的調整,連續(xù)放牧下,家畜的連續(xù)采食抑制了多年生植物生長,一年生植物重要值比例上升,不利于草地植物群落穩(wěn)定結構。適度放牧是保護植物功能群,物種多樣性,維護生態(tài)系統(tǒng)基本功能和健康狀態(tài)的有效途徑[2,5]。

M.Gordon穩(wěn)定性操作方法簡單,主要用于群落結構的評估,即假定物種數目和頻度按照某種排列組合時,群落結構達到穩(wěn)定狀態(tài),群落內物種不易消失,外來物種不易入侵[21]。物種消失易導致群落某種植物功能的喪失,而入侵物種會改變群落的原有組成,二者均會對群落穩(wěn)定性產生影響。此外,圍封年限也會對群落M.Gordon穩(wěn)定性產生影響。短期圍封有助于圍欄內群落M.Gordon穩(wěn)定性的增加。隨著圍封時間的增加,圍欄外的群落顯得更加穩(wěn)定[22]。通過M.Gordon植物群落穩(wěn)定性測定法,發(fā)現游牧區(qū)距離穩(wěn)定點坐標更近,其次是連續(xù)放牧區(qū),禁牧區(qū)距離穩(wěn)定點坐標最遠,說明游牧區(qū)植物群落穩(wěn)定性為最好,連續(xù)放牧區(qū)次之,禁牧區(qū)最差,這與廖晗茹等[23]的研究結論相一致。

圖7 1989-2016年研究區(qū)年降水量的年際變化Fig.7 Inter-annual variability of annual precipitation in the study areaduring 1989-2016

除1987年,其他所有時間點上,游牧區(qū)的植被覆蓋均大于連續(xù)放牧區(qū)(如圖5所示),表明連續(xù)放牧區(qū)草地退化程度大于游牧區(qū)。很多研究結果表明,輪牧可以提高草料產量和草地利用率[18,20],較連續(xù)放牧、游牧能更好地維持草場健康。但也有研究表明,降水強烈影響了蒙古高原植物群落的演化[7]。通過對研究區(qū)內近30年來的降水數據分析后發(fā)現,在1987年至2016年期間,研究區(qū)整體降水的減少(圖7),詮釋了整個研究區(qū)植物群落的退化。但在2010年游牧區(qū)的植被覆蓋度高于禁牧區(qū)植被覆蓋度則表明,適當的放牧導致最大程度的植物和功能多樣性,因此可能導致植物物種的豐富度和生物量整體增加。

本研究結果表明,不同放牧方式下草場植被群落特征發(fā)生相應變化。

草場群落內植物組成結構出現顯著差異。游牧區(qū)草場群落內原生建群種重要值較高,連續(xù)放牧區(qū)多年生植物比重降低,植物的一年生現象比較嚴重。禁牧區(qū)植物種類多樣性下降。

禁牧區(qū)地上生物量大于游牧區(qū)和連續(xù)放牧區(qū),地上生物量與植被覆蓋度高度相關。游牧區(qū)植被覆蓋度均大于連續(xù)放牧區(qū)的2003年、2010年和2016年; 1987年連續(xù)放牧區(qū)植被覆蓋顯著大于游牧區(qū)。

游牧區(qū)草場植物群落的穩(wěn)定性高于連續(xù)放牧區(qū)和禁牧區(qū),禁牧區(qū)草場植物群落的穩(wěn)定性最低。

輪牧比起連續(xù)放牧能更好地維持草場健康,游牧放牧是相對最優(yōu)的放牧方式,更有利于草地資源可持續(xù)利用和畜牧業(yè)健康發(fā)展。