王舒新，秦 潔，李江文，占布拉，韓國棟

(內(nèi)蒙古農(nóng)業(yè)大學(xué)草原與資源環(huán)境學(xué)院，呼和浩特 010019)

1 引言

生態(tài)系統(tǒng)是對某一特定的物理空間內(nèi)所有生物和非生物環(huán)境的統(tǒng)稱〔1〕，它是人類發(fā)展史上無可替代的自然資源和自然資產(chǎn)，是人類文明生活和物質(zhì)生產(chǎn)活動中賴以生存和發(fā)展的基礎(chǔ)〔2〕。生態(tài)系統(tǒng)及其生態(tài)過程為人類的生存繁衍和文明發(fā)展提供必需的糧食、燃料、纖維等生態(tài)產(chǎn)品，以及水文調(diào)蓄、保育土壤、凈化空氣、釋放萜烯類物質(zhì)和維持整個生命支持系統(tǒng)的穩(wěn)定服務(wù)功能，是地球所有生命的物質(zhì)基礎(chǔ)。生態(tài)系統(tǒng)的整體分類從本質(zhì)上來說是生態(tài)系統(tǒng)概念的拓展和外延，包括森林生態(tài)系統(tǒng)、草原生態(tài)系統(tǒng)、海洋生態(tài)系統(tǒng)、城市生態(tài)系統(tǒng)等多種類型。1970年，SCEP在《Man’s impact on the global environment:Assessment and recommendations for action》中首次提出關(guān)于生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的概念〔3〕，1974年Holdren J.與Ehrlich P.R.兩位學(xué)者在SCEP的基礎(chǔ)上將其拓展為“全球環(huán)境服務(wù)功能”〔4〕。至此之后， Ehrlich 等〔5〕學(xué)者于1992年又提出了“全球生態(tài)系統(tǒng)公共服務(wù)功能”，經(jīng)過全球?qū)W者們多次研究和討論最終將其確定和命名為“生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)”。鑒于生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)對人類生存和文明發(fā)展的重要性，因此關(guān)于對生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的研究逐漸成為生態(tài)學(xué)研究的熱門課題之一。

我國幅員遼闊，可利用的草地資源面積總量約為3.9×108hm2〔6〕。同時草原生態(tài)系統(tǒng)也是地球上第二大綠色覆被層，其整體植被生物量占比達(dá)全球總量的36%〔7〕。所以開展對草原生態(tài)系統(tǒng)的服務(wù)功能評估就顯得尤為重要。目前關(guān)于對草原生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能價值的研究和評估，國外知名學(xué)者Sala研究相對較早且較全面。由于歷史原因，我國內(nèi)在生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的研究起步較晚，所以周期比較短，但是目前在該領(lǐng)域已經(jīng)開始發(fā)力并取得很大進(jìn)步。研究者們關(guān)于草原生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的研究范圍較廣〔8,9〕，目前的研究方向和課題涉及到“全國草原生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值評估”〔10〕、“區(qū)域草原生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)經(jīng)濟(jì)價值評價”、如何利用草原生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能價值這三個方面來促進(jìn)西部大開發(fā)問題的順利實施〔7,11〕。

內(nèi)蒙古荒漠草原是我國最大、最集中、最重要的畜牧業(yè)基地之一。長期以來，由于當(dāng)?shù)貙Σ菰捎么址攀椒拍列问剑由喜扇÷訆Z式的經(jīng)營模式，過于重視開發(fā)利用，忽視草原生態(tài)建設(shè)管理，過度放牧，亂開濫墾，打破了內(nèi)蒙古荒漠草原原有生態(tài)平衡，近些年已經(jīng)開始出現(xiàn)土壤肥力退化，沙化、堿化等問題，導(dǎo)致草原生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能日漸衰退。因此，進(jìn)行關(guān)于內(nèi)蒙古荒漠草原不同放牧強(qiáng)度下生態(tài)服務(wù)功能價值評估這一研究，對于提高管理者以及牧民對草原生態(tài)環(huán)境的認(rèn)知，加強(qiáng)草原的生態(tài)環(huán)境建設(shè)并重視草原生態(tài)的可持續(xù)發(fā)展具有重要意義。

2 材料與方法

2.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)地處于內(nèi)蒙古自治區(qū)烏蘭察布市四子王旗，占地面積約25.516km2，本研究的放牧試驗地地處于海拔1450m的王府一隊農(nóng)牧科學(xué)院實驗基地。地形復(fù)雜，具有盆地、沙丘、丘陵、高原以及山地等多樣性地貌特征，四子王旗的河流稀少，水資源匱乏，其地形地貌具備典型荒漠草原的特征。干旱少雨，氣溫日較差大，雨熱同期。研究區(qū)以短花針茅(Stipabreviflora)，冷蒿(Artemisiafrigida) 和 無 芒 隱 子 草 (Cleistogenessongorica)為優(yōu)勢種；阿 爾 泰 狗 娃 花(Hetropappusaltaicus)、銀灰旋花(Convolvulusammannii)、櫛葉蒿(Artemisiapectinata)、木地膚(Kochiaprostrata)、狹葉錦雞兒(Caraganastenophylla)、冰草(Agropyroncristatum)、羊草(Leymuschinensis)和豬毛菜(Salsolacollina)等為主要伴生種。

2.2 試驗設(shè)計

本次選擇的課題研究試驗地處于內(nèi)蒙古中部四子王旗內(nèi)的四子王農(nóng)牧業(yè)科學(xué)院基地，擁有可放牧面積草地約為50 hm2，試驗區(qū)起始于2004年6月，該試驗地的設(shè)計采用完全隨機(jī)區(qū)組方法，設(shè)置3個區(qū)組，每個區(qū)組具有4個不同場景下的放牧處理。該試驗地總共劃分為12個小區(qū)，每個放牧小區(qū)下的放牧面積約4.4 hm2，4個處理的載畜率分別為0(對照，Control，CK)、0.91(輕度放牧，Lightly grazing，LG)、1.82(中度放牧，Moderately grazing，MG)和2.71。

圖1 放牧小區(qū)示意圖Figure 1 The field plot layout

2.3 測定指標(biāo)及方法

2.3.1 氣象數(shù)據(jù)監(jiān)測

2004年，為了準(zhǔn)確監(jiān)測試驗地氣象數(shù)據(jù)，基地特意在距離放牧試驗地大約1km處安裝了一個小型氣象觀測站，該氣象站具備每隔 2h 記錄一次氣象數(shù)據(jù)功能，基本實現(xiàn)氣象數(shù)據(jù)全天候監(jiān)測，其記錄指標(biāo)能包括溫度、降水量及風(fēng)速等。

2.3.2 植被數(shù)據(jù)采集

放牧期間，在每個放牧小區(qū)隨機(jī)設(shè)置10個1.5m*1.5m的圍籠，對照區(qū)除外。具體的數(shù)據(jù)采集方法為：在試驗地草原生物量達(dá)到高峰期時(具體時間為2017年8月)，在樣地的每個圍籠內(nèi)外采取樣本，每個樣方的面積大約為 1×1m2。在取樣的同時分別記錄群落植被的種類、蓋度、高度和密度等數(shù)據(jù)，并齊地面平行收割，同時注意收集收割時的凋落物，于65℃的烘箱內(nèi)烘干大約24h，然后再取出稱重，并記錄其干重。

2.3.3 土壤數(shù)據(jù)采集

在采集土壤數(shù)據(jù)之前，為保證試驗的準(zhǔn)確性，必須在測定和采集完植被后的樣方內(nèi)將剩余植被殘留物和雜質(zhì)清理干凈，用直徑為 2cm 的土鉆按 0～10cm、10～20cm和20～30cm三層取樣，采用這種方法在每個小區(qū)的樣地內(nèi)取集3個土壤樣品，同時確保采集的樣品為3個樣點的混合土樣，隨后將采集土壤帶回實驗室內(nèi)自然風(fēng)干后(盡量不要破壞其原有結(jié)構(gòu))，依次序采用0.15mm和2mm 的篩過濾，過濾出來的小粒徑土壤用于有機(jī)質(zhì)和全量養(yǎng)分培養(yǎng)(有機(jī)質(zhì)SOM、C、N、P)。在每個樣地的重復(fù)上述采樣動作，用土壤環(huán)刀(V=100cm3)在50cm深范圍內(nèi)的土層中，大約每隔10cm深度取集土樣， 重復(fù)3次，并將所采集土壤在稱完濕重后，在105℃下烘干36小時后，測量并取得土壤干重，同時計算其含水量。

2.4 草地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)評價的內(nèi)容與方法

2.4.1 草產(chǎn)品價值評估方法

目前主要采用市場價值法來評估其價值，用牧草當(dāng)年市場價格乘以產(chǎn)量來進(jìn)行計算，具體的計算公式為：

FP1=S·V·P1

(1)

公式中：FP1為牧草產(chǎn)品的價值；S為草地的分布面積(m2)；V為單位面積下牧草產(chǎn)品含有的生物量(g/m2)；P1為牧草產(chǎn)品的價值(元·kg-1)，牧草市場價格以1元/千克計算。

2.4.2 固定CO2的價值評估方法

利用生物學(xué)上的光合作用與呼吸作用的反應(yīng)方程式來對固碳和釋氧比進(jìn)行推算，經(jīng)過試驗和推算顯示草地植物每通過光合作用形成1g干物質(zhì)，就需要消耗CO21.62g。所以生態(tài)系統(tǒng)在固碳和減少大氣中二氧化碳含量有著很重要的作用。

2.4.3 釋放O2的價值評估方法

參照生物學(xué)上呼吸作用和光合作用的反應(yīng)方程式：6CO2+12H2O→C6H6O6+6O2+6H2O→多糖。推算結(jié)果顯示每形成 1kg干物質(zhì)可以釋放出1.2kg的O2。

2.4.4 土壤侵蝕控制評估方法

可以依據(jù)此數(shù)據(jù)估算出在不同放牧強(qiáng)度下草地植被蓋度/土壤侵蝕量、地上生物量/土壤侵蝕量兩種指標(biāo)的比例關(guān)系：

y=-1.8723x1+172.08(其中x1表示草地植被蓋度，y表示土壤侵蝕量)；

y=-0.2845x2+135.34(其中x2表示草地地上生物量，y表示為土壤侵蝕量)；土壤侵蝕的總量的公式為：

At =Ap-Ar

(2)

公式中，At為土壤侵蝕總量；Ap為潛在的土壤侵蝕總量，Ar為草地研究區(qū)現(xiàn)實土壤侵蝕量。

2.4.5 涵養(yǎng)水源的價值評估方法

一般情況下用水量平衡法來計算草原不同放牧強(qiáng)度下水源涵養(yǎng)量，其公式為:

W= (R-E) =θR

(5)

公式中：W為涵養(yǎng)水源量(mm·a-1)；R為平均降雨量(mm·a-1)；E為平均蒸散量(mm·a-1)；θ為徑流系數(shù)。

2.4.6 營養(yǎng)物質(zhì)循環(huán)的價值評估方法

對于營養(yǎng)物質(zhì)循環(huán)的價值評估，主要目的是評估土壤以及牧草中營養(yǎng)元素的價值，可以用我國化肥平均價格乘以營養(yǎng)元素的含量來進(jìn)行估算，主要計算的營養(yǎng)元素對象為N(氮)、P(磷)。

2.4.7 廢棄物降解及養(yǎng)分歸還的價值評估方法

通過對不同放牧強(qiáng)度下草地上的牲畜糞便遺留，并計算遺留糞便在草地部分的營養(yǎng)成分總量，來估算草地生態(tài)系統(tǒng)對牲畜糞便的降解能力和養(yǎng)分歸還能力價值，其公式表達(dá)為：

FP5=M×Q×R×ΣKi×P3〔16〕

(9)

公式中：FP5表示草地牲畜糞便降解的總價值(元/hm2·a-1)；M為牲畜糞歸還比率(本研究在物質(zhì)量評價的過程中，歸還率取 30%)；Q為草地最大可載畜量(hm2·a-1)；R為牲畜個體糞便量(kg/羊單位/hm2·a-1)，本研究取8.0kg/羊；Ki為第i種營養(yǎng)元素的量。P3為我國化肥2017年的平均價格，取值2874元/t〔91，92〕。

2.4.8 保護(hù)生物多樣性的價值評估方法

本研究在大量參考和研究國家環(huán)境保護(hù)總局統(tǒng)計資料的情況下，充分結(jié)合各級政府對自然保護(hù)區(qū)環(huán)境保護(hù)政策、經(jīng)費投入、《中國生物多樣性國情研究報告》〔93〕中給出的調(diào)查結(jié)果，以及《中國瀕危動物紅皮書》〔92〕，通過估算不同放牧強(qiáng)度下荒漠草原的機(jī)會成本、經(jīng)費投入和全民支付意愿，來整體估算草地生態(tài)系統(tǒng)維持生物多樣性功能的生態(tài)經(jīng)濟(jì)價值。

2.4.9 娛樂與文化的價值評估方法

本文對草地生態(tài)系統(tǒng)娛樂文化價值評估的同時，也對方法選擇依據(jù)和研究的具體需要及可操作性進(jìn)行考慮，對格根塔拉旅游區(qū)的游憩休閑服務(wù)功能使用旅行費用法(TCM)進(jìn)行經(jīng)濟(jì)價值估算，也對不同放牧強(qiáng)度下荒漠草原單位面積娛樂文化價值進(jìn)行估算。

2.5 數(shù)據(jù)處理

用Office2007應(yīng)用軟件處理測定數(shù)據(jù)，并制作圖表。采用SPASS20進(jìn)行方差分析，并采用sigmaplot繪制數(shù)據(jù)圖進(jìn)行分析。

3 結(jié)果與分析

3.1 荒漠草原不同放牧強(qiáng)度下植被特征及土壤理化特性

3.1.1 不同放牧強(qiáng)度下對地上生物量研究

本研究關(guān)于對荒漠草原不同放牧強(qiáng)度下植被特征的研究，主要對草地地上現(xiàn)存量、地上凈初級生產(chǎn)力、植被蓋度及物種豐富度4個指標(biāo)進(jìn)行了詳盡的分析。根據(jù)圖2數(shù)據(jù)分析結(jié)果顯示,放牧顯著影響地上生物量(P<0.05)。地上凈初級生產(chǎn)力在對照區(qū)和輕度放牧區(qū)中顯著高于中度與重度放牧區(qū)的凈初級生產(chǎn)力(P<0.05)。地上現(xiàn)存量則隨著放牧強(qiáng)度的增加呈現(xiàn)出明顯的下降趨勢(P<0.05)。且籠內(nèi)外的差值也隨放牧強(qiáng)度的增加而增加。

圖2 不同放牧強(qiáng)度下草地植被蓋度的特征Figure 2 Characteristics of Grassland Vegetation Coverage under Different Grazing Intensities

本研究通過群落蓋度對放牧的響應(yīng)進(jìn)行了分析(圖3)，結(jié)果表明放牧對植被蓋度影響顯著(P<0.05)。對照區(qū)與輕度放牧區(qū)籠內(nèi)的植被蓋度顯著大于中度和重度放牧區(qū)群落蓋度(P<0.05)。對照區(qū)與輕度放牧區(qū)籠外的植被蓋度差并沒有表現(xiàn)出明顯差異，但是隨著放牧強(qiáng)度的增加，呈現(xiàn)出明顯的降低趨勢(P<0.05)。

圖3 不同放牧強(qiáng)度下草地植被蓋度的特征Figure 3 Characteristics of Grassland Vegetation Coverage under Different Grazing Intensities

通過分析放牧對物種豐富度的影響(圖5)，結(jié)果發(fā)現(xiàn)放牧顯著影響豐富度(P<0.05)。籠內(nèi)物種豐富度，在輕度放牧情況下顯著最高，到中度和重度放牧樣地中物種豐富度隨放牧強(qiáng)度的增加而顯著減少(P<0.05)?；\外對照區(qū)與輕度放牧區(qū)的物種豐富度差異不顯著(P>0.05)，但是顯著高于中度放牧區(qū)和重度放牧區(qū)的籠外物種豐富度(P<0.05)。

圖4 不同放牧強(qiáng)度下草地物種豐富度的特征Figure 4 Characteristics of grassland species richness under different grazing intensities

3.1.2 不同放牧強(qiáng)度下放牧對草地土壤理化特性的影響

根據(jù)表1方差分析可以看出，放牧顯著影響土壤容重，從對照樣地到重度放牧樣地的土壤容重分別為1.38g/cm3、1.42g/cm3、1.40g/cm3和1.43g/cm3。不同放牧強(qiáng)度下，土壤容重在輕度放牧區(qū)與中度放牧區(qū)的土壤容重與對照區(qū)跟重度放牧區(qū)差異不顯著(P>0.05)，而重度放牧區(qū)的土壤容重顯著高于對照樣地(P<0.05)。

土壤有機(jī)質(zhì)的含量是判斷土壤肥沃程度的重要指標(biāo)，有機(jī)質(zhì)含量的多少直接影響土壤氮素的供應(yīng)。根據(jù)表1顯示不同放牧強(qiáng)度下0～30cm土層中土壤有機(jī)質(zhì)無顯著性差異(P>0.05)，從對照區(qū)到重度放牧區(qū)不同載蓄率下有機(jī)質(zhì)的含量分別為19.28g/Kg、18.53g/Kg、17.37g/Kg和16.52g/Kg，雖然隨放牧強(qiáng)度的增加下降了14.3%，但是并沒有達(dá)到數(shù)學(xué)統(tǒng)計上的差異。

放牧對土壤中全氮的影響，國內(nèi)外學(xué)者作了許多相關(guān)性的工作，但是由于放牧管理方法、研究對象以及時間等各方面的差異，這使得放牧對草地上土壤氮素的積累有著不同程度的影響。本研究發(fā)現(xiàn)放牧顯著影響0～30cm土層中土壤全氮含量(P>0.05)，在輕度放牧樣地中最高(1.48g/Kg)，高于對照樣地的13.8%，而對照樣地和重度放牧樣地中全氮(1.30g/Kg和1.27g/Kg)顯著降低。

土壤全磷主要包括速效磷、有機(jī)磷和微生物磷三種〔94〕。荒漠草原不同放牧強(qiáng)度下0～30cm土層中，對照區(qū)的土壤全磷含量約為0.38g/Kg，與輕度放牧區(qū)(0.38g/Kg)、中度放牧區(qū)(0.37g/Kg)以及重度放牧區(qū)(0.36g/Kg)差異不顯著。土壤中的鉀大多來自成土母質(zhì)中的含鉀礦物。土壤中全鉀含量沿對照區(qū)到重度放牧區(qū)的順序，0～30cm土層中土壤全鉀的含量分別為24.81g/Kg,27.18g/Kg,24.08g/Kg,23.07g/Kg。0～30cm土層中土壤全磷全鉀雖然有小范圍的下降趨勢但是沒有達(dá)到統(tǒng)計學(xué)上的差異(P>0.05)。

表1 不同放牧強(qiáng)度下草地的土壤理化特性Table 1 Physical and chemical characteristics of grassland under different grazing intensities

注：相同字母表示不同放牧強(qiáng)度之間差異不顯著(P>0.05)；不同字母表示不同放牧度之間差異顯著(P<0.05)。下同。

3.2 不同放牧強(qiáng)度下草地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的總價值

將9類生態(tài)服務(wù)價值累積相加，得到荒漠草原草地生態(tài)服務(wù)功能總價值(表13)，隨著放牧強(qiáng)度的增加，生態(tài)服務(wù)總價值在輕度放牧區(qū)最高，且隨放牧強(qiáng)度增大呈下降趨勢(P<0.05)。重度放牧樣地的草地生態(tài)服務(wù)功能總價值比無放牧的對照樣地下降了18.70%。

表14 不同放牧強(qiáng)度下草地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的總價值Table14 Total Value of desert steppe ecosystem services under different grazing intensitie

草產(chǎn)品價值和娛樂文化價值作為生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能直接價值，其余為間接價值(表14)。結(jié)果發(fā)現(xiàn)，放牧影響生態(tài)服務(wù)功能的間接價值和直接價值(P<0.05)，隨著放牧強(qiáng)度的增加直接價值呈顯著的下降趨勢，重度放牧樣地比對照樣地下降了近88%。而間接價值在重度放牧強(qiáng)度才表現(xiàn)出明顯的下降趨勢，比對照樣地下降了15%。直接價值與間接的比值，可以發(fā)現(xiàn)，隨著放牧強(qiáng)度的增加，比值呈顯著的下降趨勢。

表15 不同放牧強(qiáng)度下草地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的直接價值和間接價值Table15 Value of desert steppe ecosystem services under different grazing intensities

4 討論

4.1 放牧對植被和土壤養(yǎng)分的影響

在本研究中通過對不同放牧強(qiáng)度下植物特征分析說明：草地的地上生物量、植被蓋度、物種豐富度以及植被凈生產(chǎn)量對放牧強(qiáng)度的響應(yīng)較為顯著，即放牧強(qiáng)度越大，其地上生物量、物種豐富度等四類指標(biāo)越低。研究結(jié)果還發(fā)現(xiàn)試驗區(qū)優(yōu)勢種地上生物量對放牧強(qiáng)度的響應(yīng)較為顯著，對照區(qū)主要物種的地上生物量顯著高于中度放牧區(qū)和重度放牧區(qū)。通過對不同放牧處理下12個小區(qū)的地上生物量分別研究發(fā)現(xiàn)，適度放牧有利于增加優(yōu)勢種以及伴生種地上生物量在種群中的比重。

之前有研究發(fā)現(xiàn)，放牧對土壤養(yǎng)分具有時間尺度上的緩慢性和長期性的影響，短期放牧對土壤養(yǎng)分影響微乎其微。盡管草地植被在放牧干擾下差異顯著，但是其土壤養(yǎng)分并沒有隨放牧干擾出現(xiàn)顯著性差異。本研究中土壤容重在重度放牧干擾下顯著最高。結(jié)合之前研究者的研究結(jié)果可得出，草地土壤容重增長是由于家畜的采食、踐踏的物理性質(zhì)所導(dǎo)致。王忠武對不同放牧強(qiáng)度下土壤容重變化進(jìn)行了詳盡分析，其研究結(jié)果得出隨著放牧?xí)r間尺度的延伸，土壤容重與其時間尺度呈正比增長。

草地生態(tài)系統(tǒng)中土壤的碳、氮和磷是其有機(jī)質(zhì)構(gòu)成的主要因子，草地土壤養(yǎng)分的保持對降低土壤侵蝕、保持土壤含水量具有重要作用因子。綜合國內(nèi)外研究這對土壤有機(jī)質(zhì)的研究，出現(xiàn)了兩種不同的結(jié)果，即放牧對土壤有機(jī)質(zhì)含量的變化有無顯著性影響，本研究中對土壤有機(jī)質(zhì)的探索發(fā)現(xiàn)，其土壤有機(jī)質(zhì)養(yǎng)分含量隨著放牧強(qiáng)度的增加無變化，且不同放牧強(qiáng)度下土壤有機(jī)質(zhì)差異不顯著，成因可能是與凋落物分解的復(fù)雜性有關(guān)。研究發(fā)現(xiàn)，多種因素相互影響會對凋落物分解產(chǎn)生變化，過度放牧?xí)p少草地地上生物量，從而降低單位面積內(nèi)凋落物的生成。國外知名學(xué)者Smoliaak.S歷經(jīng)20年連續(xù)放牧試驗研究發(fā)現(xiàn)，放牧對土壤全磷與全鉀的養(yǎng)分含量的影響均不顯著，Smoliaak.S試驗結(jié)果與本研究的結(jié)果趨于一致。

4.2 不同放牧強(qiáng)度下荒漠草原生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能價值

通過對不同放牧強(qiáng)度下荒漠草原生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能總價值的評估，草地生態(tài)服務(wù)功能價值對放牧強(qiáng)度的響應(yīng)較為顯著，即放牧強(qiáng)度越大，草地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的價值越低，反之則亦然。由此可得出，過度放牧弊大于利，過度放牧干擾促使草地荒漠化加劇，從而影響草地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能，使其服務(wù)功能逐漸降低甚至消亡殆盡。

在本研究中一共對9類草地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能分別進(jìn)行了評價與評估，研究結(jié)果表明：8類生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能出現(xiàn)共性，均出現(xiàn)對照區(qū)>輕度放牧區(qū)>中度放牧區(qū)>重度放牧區(qū)，即隨著放牧強(qiáng)度的增加，服務(wù)功能價值逐漸降低。只有土壤侵蝕的服務(wù)功能價值差異不顯著。從這一分析中說明：隨著放牧強(qiáng)度的不同，利用地上生物量所估算的生態(tài)服務(wù)功能價值隨放牧強(qiáng)度的升高而逐步降低。本研究在土壤理化性質(zhì)研究結(jié)果得出放牧對其性質(zhì)影響不顯著，從與不同放牧強(qiáng)度下草地生態(tài)系統(tǒng)土壤侵蝕控制的總價值出現(xiàn)對應(yīng)，即差異隨之不顯著。但從具體價值來看，其價值也是與放牧強(qiáng)度的升高而逐步小范圍的降低。

本研究中所估算的不同放牧強(qiáng)度下荒漠草原草地9類生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的價值中，9類生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能可以分為直接價值與間接價值，直接價值包括草產(chǎn)品和娛樂文化的服務(wù)功能，間接價值包括固碳釋氧、涵養(yǎng)水源、生物多樣性保護(hù)等7種服務(wù)功能，兩大門類總和相加可估算出不同放牧強(qiáng)度下荒漠草原草地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的直接價值與間接價值。直接價值與間接價值的比值百分比分別為5.40%、3.60%、3.09%、0.74%。因此，在荒漠草原生態(tài)系統(tǒng)中間接服務(wù)功能價值遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于直接的生態(tài)服務(wù)功能價值。隨著放牧強(qiáng)度的增加，直接價值和間接價值呈下降趨勢，且隨著放牧強(qiáng)度的增加間接價值所占的比例增加。

5 結(jié)論

(1) 隨著放牧強(qiáng)度的增大，草地的地上生物量、植被蓋度、物種豐富度以及草地的凈生產(chǎn)量呈現(xiàn)出顯著降低的趨勢。0～30cm土壤土壤容重在重度放牧區(qū)顯著高于其他放牧強(qiáng)度；而土壤全氮在輕度放牧強(qiáng)度下顯著高于其他放牧強(qiáng)度；土壤有機(jī)質(zhì)、全磷和全鉀無顯著性差異。

(2) 短花針茅荒漠草原9類生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能中，對直接價值的評估對照區(qū)為1568.23元/hm2·a、輕度放牧區(qū)1092.31元/hm2·a、中度放牧區(qū)820.88元/hm2·a和重度放牧區(qū)為184.28元/ hm2·a；間接價值沿對照區(qū)到重度放牧區(qū)分別為28668.41元/ hm2·a、30265.67元/ hm2·a、26545.7元/ hm2·a、24693.036元/hm2·a；直接價值與間接價值的比值百分比分別為5.40%、3.60%、3.09%、0.74%。

(3)隨放牧強(qiáng)度的增加，草地的9項生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能價值中，草地生態(tài)系統(tǒng)的8項生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能價值(草產(chǎn)品、固定二氧化碳、釋放氧氣、土壤保持、涵養(yǎng)水源、營養(yǎng)物質(zhì)循環(huán)、廢棄物降解與養(yǎng)分歸還、多樣性與娛樂文化)均呈現(xiàn)不同范圍的降低趨勢。放牧顯著影響荒漠草原的生態(tài)服務(wù)價值，從對照區(qū)到重度放牧區(qū)分別為：31804.87元/ hm2·a、32450.29元/ hm2·a、28187.46元/ hm2·a 和25061.56元/ hm2·a，且隨放牧強(qiáng)度的增加，間接價值所占的比例越來越大。