宋梅玲，王玉琴，王宏生，鮑根生

（省部共建三江源生態(tài)與高原農牧業(yè)國家重點實驗室，青海大學畜牧獸醫(yī)科學院（青海省畜牧獸醫(yī)科學院），青海省青藏高原優(yōu)良牧草種質資源利用重點實驗室，青海省畜牧獸醫(yī)科學院，青海 西寧 810016）

近年來，由于全球氣候變化和不合理的人為因素的干擾，高寒草地生態(tài)環(huán)境逐漸發(fā)生惡化，部分地區(qū)有毒和有害植物大面積蔓延，給畜牧業(yè)生產(chǎn)和生態(tài)環(huán)境保護帶來了一系列問題［1-2］。瑞香狼毒（Stellera hamaejasme）是我國北方天然草地上危害較嚴重的有毒植物之一，因能在高寒草地群落中迅速擴散，形成原生植被消減而成為草地優(yōu)勢種的狼毒型退化草地，造成草地群落的逆向演替［3］。狼毒型退化草地形成的主要原因有多個方面，首先，在過度放牧條件下，家畜對狼毒的厭食行為為狼毒個體及種群的快速生長和擴張?zhí)峁C會［4］；其次，草食家畜對地表的反復踩踏使土壤更加緊實，土壤水分滲透率降低［5］，而狼毒具有較深的根系結構，對土壤水分具有較強的保存能力，維持較高的水分滲透率［6］。最后，狼毒自身的生物學特征，如：超強的再生能力、結實率高、土壤種子庫的持久性和更新能力較強、植株對高寒地區(qū)極端逆境的耐受能力強等特性，導致狼毒種群在退化草地中快速擴張［7］。綜合上述因素，狼毒通過與其他植物爭奪營養(yǎng)空間，妨礙植被群落中優(yōu)良牧草的正常生長，逐漸成為退化草地群落的優(yōu)勢物種，形成青藏高原地區(qū)典型的狼毒型退化草地，嚴重制約草地畜牧業(yè)的健康發(fā)展。

國內外科學研究證明，應用圍欄封育［8］、施肥［9］、補播［10］等管理措施對于恢復退化草地的群落結構和功能具有顯著作用。然而，單一措施在恢復退化草地過程中，存在一定的消極作用。如圍欄封育作為草地恢復的主要措施之一，可以有效地改善不同退化程度草地植物群落的物種組成、蓋度和草地生物量，逐步實現(xiàn)恢復退化草地群落結構和功能的目的［11］，與此同時抑制毒害草的生長發(fā)育，達到防除毒害草的效果［12］。然而較長時間的封育會導致草地生態(tài)系統(tǒng)結構和功能的改變，影響植被的演替進程［13］。常用的改良方法中，施肥一直被認為可以快速且有效地緩解草地土壤營養(yǎng)匱乏的限制，是迅速提高草地生產(chǎn)力的措施之一［14］。有研究表明，施加氮肥可以提高高寒草甸各功能群植物的粗蛋白含量，并降低中性洗滌纖維和酸性洗滌纖維含量［15］。然而，也有研究發(fā)現(xiàn)，草地施肥后群落物種數(shù)量會減少，物種的多樣性也有所降低［16］。對于狼毒型退化草地而言，人們積極尋找防除狼毒的有效途徑，控制狼毒的危害及蔓延，研究表明化學防除是目前最有效也是收效最快的方法［7，17］，采用化學防除雖能短期內消除狼毒的生長優(yōu)勢，提高可食牧草的產(chǎn)量，但對于草地群落的演替和草地養(yǎng)分的再分配具有見效慢的缺點，甚至對草地群落的多樣性可能產(chǎn)生副作用［18］。而禁牧封育作為常用的生物防除方法之一，對毒害草型退化草地的恢復具有周期長、在牧區(qū)操作困難等缺點［19-20］，因此，在禁牧的基礎上，將各類草地改良技術有機組合，尋求退化草地合理的恢復管理模式，將對狼毒型退化草地的有效恢復具有重要意義。

本研究擬通過應用除草劑短期內消除狼毒在退化草地中競爭優(yōu)勢和資源的侵占能力，結合封育、氮素添加等草地生態(tài)恢復途徑，構建防除+封育、施肥+封育、防除+施肥+封育等技術組合模式，測評不同技術組合模式下狼毒型退化草地牧草品質和營養(yǎng)功能的提升力度與優(yōu)化程度，并最終形成狼毒型退化草地綜合治理的最佳技術組合模式，實現(xiàn)狼毒型退化草地長期可持續(xù)利用的目標，為青藏高原草地生態(tài)保護恢復工程提供技術支撐和示范樣板。

1 材料和方法

1.1 研究地概況

試驗點位于青海省海北藏族自治州海晏縣青海湖鄉(xiāng)達玉德吉村（N 37°4′1″，E 100°52′48″），海拔3 240 m，屬高原大陸性氣候，春季干旱多風，夏季涼爽短促，冬季寒冷漫長。年均氣溫0.20~3.4 ℃。年均降水量277.8~499.5 mm。年均日照2 580~2 750 h，年均蒸發(fā)量為1 400 mm，降水多集中在5~9月，無絕對無霜期。草地類型以草甸化草原為主，以線葉嵩草（Kobresia capillifolia）、矮嵩草（K.humilis）、垂穗披堿草（Elymus nutans）為主要建群種，伴生種為高原早熟禾（Poa alpigena）、狼毒、中華羊茅（Festuca sinensis）、扁蓿豆（Melilotoides ruthenica）等；土壤以高山草甸土為主。

1.2 試驗設計

樣地于2016年7月進行設定，在同一區(qū)域內選取狼毒分布較為均勻、地勢較為平坦的區(qū)域，進行圍欄封育，共劃分80 m×80 m的圍封試驗區(qū)4個，每個試驗區(qū)之間間隔50 m。在每個試驗區(qū)內設置禁牧（禁）、禁牧+防除（禁+防）、禁牧+施肥（禁+施）、禁牧+防除+施肥（禁+防+施）4個處理，各試驗區(qū)內每個處理設3個重復，每個重復為20 m×7 m 的小區(qū)，各小區(qū)隨機排列，每小區(qū)間間隔2 m，4個試驗區(qū)每種處理共計12個重復。以每個圍封試驗區(qū)旁邊的放牧樣地作為對照（CK），重復數(shù)與各處理相同，對照區(qū)正常放牧（全年連續(xù)放牧），放牧強度7.94羊單位/hm2。2016年7月，應用“狼毒凈”除草劑進行狼毒的防除工作，噴施方式為在狼毒植株上點噴。根據(jù)樣地之前的氮素添加試驗［21］，確定本研究施肥濃度為氮素40 kg/hm2。

1.3 植被調查與樣品采集

2017、2018年8 月，在每個小區(qū)隨機選取3個樣方（0.5 m×0.5 m），統(tǒng)計樣方內出現(xiàn)的植物種類，測定植物高度、蓋度，分種收獲樣方內出現(xiàn)的牧草，于烘箱中 105 ℃殺青30 min，65 ℃下烘干24 h，稱量各物種的地上生物量。

物種重要值、豐富度指數(shù)、多樣性指數(shù)和均勻度指數(shù)具體計算公式如下：

物種重要值（Ni）=（相對高度+相對蓋度+相對生物量）/3；

用Shannon‐Wiener指數(shù)（H）計算草地植物群落物種多樣性指數(shù)

用Simpson指數(shù)（D）計算草地植物群落物種優(yōu)勢度指數(shù)

用Pielou指數(shù)（E）計算草地植物群落均勻度指數(shù)

物種豐富度指數(shù)（S）=物種數(shù)［22］；

式中，S為樣地樣方的平均物種數(shù)；B為群落的總物種數(shù)；Pi=Ni/N，Pi代表物種i的相對重要值，N代表樣方各物種重要值總和，Ni代表樣方內第i物種的重要值。

在每個處理小區(qū)內選取植物分布均勻的部分，所有植物齊地刈割，混合草樣約1 500 g，帶回實驗室，并置于陰涼處風干，用于測定植物營養(yǎng)成分。土壤樣品的采集：用直徑為3.5 cm的土鉆采集0~10、10~20 cm土樣，每處理區(qū)取樣3個，并將每個樣區(qū)內相同處理的土壤混勻為1個土樣，放入自封袋，過篩去除枯物及植物根系等雜質后，帶回實驗室。土樣自然風干后過1 mm和0.25 mm的土篩，裝袋用于土壤理化性質測定。

1.4 測定方法

將風干樣品粉碎后進行粗蛋白（CP）、粗脂肪（EE）、粗灰分（Ash）、酸性洗滌纖維（ADF）和中性洗滌纖維（NDF）含量等的測定。其中，粗蛋白含量采用凱氏定氮法，粗脂肪含量使用索氏乙醚浸提法，粗灰分含量的測定采用直接灼燒法，中性洗滌纖維（NDF）和酸性洗滌纖維（ADF）采用酸堿消煮法進行測定［23］。用Clever Chem Anna全自動間斷化學分析儀測定土壤全氮、硝態(tài)氮和銨態(tài)氮含量，參照鮑士旦等［24］的測定方法，測定全磷（氫氧化鈉熔融‐鉬銻抗比色法）、全鉀（火焰光度法）、速效磷（NaHCO3法-鉬銻抗比色法）、速效鉀（火焰光度法）和土壤有機質（重鉻酸鉀法）含量。

1.5 統(tǒng)計分析

數(shù)據(jù)運用SPSS 17.0軟件進行分析，不同處理之間的狼毒密度、地上生物量、多樣性指數(shù)、植物營養(yǎng)成分及土壤養(yǎng)分含量的差異顯著性采用單因素方差分析方法進行檢驗，不同年份間的差異顯著性運用獨立樣本T檢驗，顯著性區(qū)間定義為95%水平。

2 結果與分析

2.1 不同措施下草地群落特征的變化

與CK相比，經(jīng)過禁牧、禁+防、禁+施和禁+防+施4種措施處理后，草地狼毒密度均有了顯著降低（P<0.05）（圖1），其中，在 2017年禁+防、禁+防+施處理顯著低于禁與禁+施處理，2018年禁與禁+施處理下狼毒密度比2017年顯著降低，在2018年4種措施處理之間差異不顯著（P>0.05）。與此同時，毒雜草生物量與狼毒密度有相似的變化趨勢，4種措施處理下草地狼毒密度顯著低于對照（P<0.05），但是4種措施相互之間差異不顯著（P>0.05）（圖1）。

圖1 不同技術措施下退化草地狼毒密度與毒雜草生物量Fig.1 S.chamaejasme density and toxic weeds biomass under different treatments in degraded grassland

2017年在禁牧、禁+防、禁+施與禁+防+施4種措施下，草地植物地上生物量相比對照均有顯著提高（P<0.05），最高值出現(xiàn)在禁+防+施處理條件下，禁、禁+防、禁+施與禁+防+施處理下其地上生物量比對照分別提高了17.74%、39.28%、46.61%和49.67% （圖2）。而在2018年，除禁牧措施外，禁+防、禁+施與禁+防+施3種耦合措施下，其總生物量均顯著高于對照（P<0.05），最高值出現(xiàn)在禁+防處理下，4種措施處理后的草地地上生物量比對照分別提高了12.30%、34.64%、31.58%和23.52%。相同處理2個年份之間差異均不顯著（P>0.05）（圖2）。

圖2 不同技術措施下退化草地地上生物量Fig.2 Above ground biomass under different treatments in degraded grassland

對莎草科植物來說，2017年，在禁、禁+防、禁+施與禁+防+施4種措施下，草地地上生物量相比對照均有顯著提高（P<0.05），最高值出現(xiàn)在禁+防處理下；2018年，禁+防與禁+施處理下其地上生物量顯著高于對照，禁、禁+防+施處理與對照之間差異不顯著（圖3）。2017年，禾本科植物生物量在禁+施與禁+防+施條件下顯著高于對照，最高值出現(xiàn)在禁+防+施條件下；而在2018年，除禁牧措施外，禁+防、禁+施與禁+防+施3種耦合措施下，其總生物量均顯著高于對照（P<0.05）。而豆科植物生物量在2017年各處理之間差異不顯著（圖3），2018年4種措施下其生物量與對照相比差異不顯著，但禁+施處理下卻顯著高于禁+防+施處理。對于雜類草來說，在2017年，生物量最高值出現(xiàn)在禁牧條件下，最低值出現(xiàn)在禁+防條件下，且二者之間差異顯著，其他處理間沒有顯著差異，而在2018年，最高值出現(xiàn)在對照處理下，而最低值出現(xiàn)在禁+防+施處理下，二者之間差異顯著，其他處理間沒有顯著差異（圖3）。

圖3 不同技術措施下退化草地中不同功能群植物生物量Fig.3 Above ground biomass of different functional group plants under different treatments in degraded grassland

2017年，多樣性指數(shù)與優(yōu)勢度指數(shù)除在禁+防條件下顯著低于對照外，其余3個處理與對照差異不顯著；豐富度指數(shù)在禁、禁+防、禁+施與禁+防+施4種處理下與對照相比差異均不顯著；均勻度指數(shù)則表現(xiàn)為除禁牧外，禁+防、禁+施與禁+防+施3種處理均顯著低于對照。然而到2018年，4種處理下多樣性指數(shù)、豐富度指數(shù)與優(yōu)勢度指數(shù)均顯著低于對照，均勻度指數(shù)則在禁+防與禁+防+施處理下顯著低于對照（P<0.05）（圖4）。

圖4 不同技術措施下退化草地中植物多樣性指數(shù)Fig.4 Diversity index of plants under different treatments in degraded grassland

2.2 不同措施下草地植物營養(yǎng)成分含量的變化

粗蛋白含量在第1年各處理間差異不顯著，但在第2年禁+施與禁+防+施2種措施下，粗蛋白含量顯著高于其他處理，粗蛋白含量比對照分別提高了23.03%和19.80%。粗脂肪含量在2年內各處理下均無顯著差異，但第2年比第1年均有了顯著提高。植物粗灰分含量在各處理實施第1年，均顯著高于對照（P<0.05）（圖5），但在第 2年，除禁+施處理外，其余3種處理比對照均無顯著差異。由此可見，經(jīng)過禁、禁+防、禁+施與禁+防+施處理2年后，草地粗灰分含量與對照的差距逐漸縮小，而在禁牧或者禁牧+防除的基礎上加入施肥2年后，粗蛋白含量有了顯著提高（圖5）。

圖5 不同技術措施下退化草地中植物粗灰分、粗蛋白與粗脂肪含量Fig.5 Plant crude ash，crude protein and crude lipid contents under different treatments in degraded grassland

2017年草地植物中性洗滌纖維含量在各種措施下無顯著差異，到2018年禁+防與禁+防+施2種措施下顯著低于對照（P<0.05）。2017年禁、禁+防、禁+防+施處理植物中酸性洗滌纖維含量顯著高于對照，到2018年4種措施處理下植物酸性洗滌纖維含量均顯著低于第1年，在禁+防+施處理條件下最低（圖6）。

圖6 不同技術措施下退化草地中植物中性洗滌纖維與酸性洗滌纖維含量Fig.6 Plant neutral detergent fiber and acid detergent fiber contents under different treatments in degraded grassland

2.3 不同措施下草地土壤養(yǎng)分含量的變化

2017年，在不同組合處理下，土壤中全氮、有機質、全磷和全鉀含量并無顯著差異。而在2018年，禁+施處理下土壤具有最高的全氮含量，且與禁+防處理差異顯著，與其他處理之間無顯著差異；并且土壤全鉀含量在禁+防+施處理下最高，顯著高于CK、禁+防與禁+施處理（P<0.05）（圖7）。

圖7 不同技術措施下退化草地中土壤全氮、有機質、全磷與全鉀含量Fig.7 Soil total nitrogen，organic carbon，total phosphorus and total potassium contents under different treatments in degraded grassland

土壤中銨態(tài)氮含量在2017年，各處理之間并無顯著差異。而到了2018年，禁+防、禁+施與禁+防+施處理條件下土壤中的銨態(tài)氮含量顯著高于對照（P<0.05）（圖8）。土壤硝態(tài)氮含量在禁+施條件下，處理第1年與第2年均顯著高于對照，其余3個處理到了第2年均與對照差異不顯著。在2017年速效磷含量禁+防處理顯著低于對照，與其他處理之間差異不顯著；到2018年所有處理之間無顯著差異。土壤中速效鉀含量在禁+防+施處理下，無論是第1年還是第2年，均顯著高于對照且具有最高值。由以上可知，在禁牧+防除的基礎上添加氮素，可以提高土壤中銨態(tài)氮、硝態(tài)氮與速效鉀的含量，尤其是到第2年，這種效果更加明顯（圖8）。

圖8 不同技術措施下草地土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮、速效磷與速效鉀含量Fig.8 Soil ammonium nitrogen，nitrate nitrogen，available phosphorus and available potassium contents under different treatments in degraded grassland

3 討論

禁牧封育可以改善草地植物群落結構，降低毒害草比例，提高草地地上生物量和凈生產(chǎn)力等，從而促進毒害草型退化草地的恢復［19］。本研究中，經(jīng)過禁牧、禁牧+防除、禁牧+施肥、禁牧+防除+施肥4種措施后，草地狼毒的密度和毒害草生物量均顯著降低，因此過度放牧可能是造成該地區(qū)草地退化的主要原因之一（圖1）。施肥可以促進對速效養(yǎng)分利用率較高的禾本科牧草的生長發(fā)育，使其取得競爭優(yōu)勢，從而使群落中其他牧草植物（包括有毒植物）的比例下降［20］，因此，禁牧、施氮肥和防除均對毒害草的控制有一定的作用。其中，禁與禁+施處理2年后狼毒密度和毒害草生物量才降至較低水平，即經(jīng)過禁牧措施2年以后，可以有效控制狼毒的蔓延。而禁+防與禁+防+施處理1年后，防除狼毒的效果即可達到90%以上，可見，對于控制狼毒密度來說，化學防除狼毒的方法快速簡便而有效，與之前的研究結果一致［25-26］。

退化草地常用恢復改良措施中，圍欄封育、施肥、毒害草防控等均可對草地生產(chǎn)力的恢復和提高起到促進作用［20，25］，本研究中，在禁牧的基礎上加入防除或者施肥的措施進行耦合，均可顯著提高牧草產(chǎn)量，最高值出現(xiàn)在禁+防處理下（圖2），但是，禁+防處理后，雜類草的生物量顯著降低（圖3），表明防除狼毒措施除去狼毒后使禾本科和莎草科植物的地上生物量快速增加，可能抑制了其他雜類草生長，闊葉類草的生物量降低，這與之前的研究結果一致［26-27］。然而，在禁+防的基礎上加入施肥處理后，雜類草的生物量變化與對照相比差異不顯著（圖3），可見，通過施肥可能可以緩解闊葉類草的生長降低的情況。黃軍等［28］的研究發(fā)現(xiàn)，在退化草地上施氮肥后草地植物的群落結構獲得明顯改善，牧草物種數(shù)增加，草地地上生物量得到提高，本研究與之結果一致。而到了處理的第二年，禁+防和禁+防+施的雜類草生物量均顯著低于對照，這可能是由于隨著時間的延長，施肥的效應有所降低造成的，也可能與禾本科和莎草科植物的迅速生長進而形成的競爭作用有關。通過多樣性指數(shù)、均勻度指數(shù)、豐富度指數(shù)和優(yōu)勢度指數(shù)的結果可以看出，在4種組合措施處理后第一年，與對照相比，除了禁+防處理后群落多樣性顯著降低外，其余3種措施均未造成草地群落多樣性的顯著變化（圖4），而到了第二年，4種措施下各多樣性指數(shù)均顯著低于對照，這可能與闊葉類草的生物量變化有關，即禾本科和莎草科植物的快速生長抑制了闊葉類草的生長，進而造成草地群落多樣性的降低。

狼毒的蔓延可以造成草地生態(tài)系統(tǒng)的養(yǎng)分調控失去平衡，進而可能影響優(yōu)良牧草的營養(yǎng)品質［21，26］。牧草營養(yǎng)品質很大程度上取決于粗蛋白質、酸性洗滌纖維和中性洗滌纖維的含量［15，21］，提高牧草粗蛋白含量和降低纖維素含量是提高牧草營養(yǎng)價值、改善牧草品質的重要內容［29-30］。許多研究表明，適量的增施氮肥可以增加飼草粗蛋白的含量，且有效降低飼草中酸性洗滌纖維和中性洗滌纖維的含量［19，26］。牧草粗蛋白含量的高低一般與植株體內全氮含量密切相關，所以施氮肥對草地牧草粗蛋白含量的影響較為明顯［21］，本研究中，處理2年后，禁+施和禁+防+施處理中牧草的粗蛋白含量顯著高于對照（圖5），所得結果與之前的研究結果一致［14，21，26］。另外，適量施加氮肥可促進牧草品質的改善，牧草生長迅速且質嫩，纖維素含量明顯降低［29，31］，本研究中禁+防+施處理下牧草中性洗滌纖維與酸性洗滌纖維含量要低于對照（圖6），可見對于提升牧草品質方面來說，禁+防+施組合處理相對其他3種處理而言具有更好地效果。

由于不合理利用引起的草原退化，既包括地上植被的退化，同時又有土壤養(yǎng)分的退化［32］。而狼毒型退化草地中由于狼毒植株通過形成養(yǎng)分聚集斑塊，即“肥島”，影響其他植物對土壤養(yǎng)分的吸收，進而提高自身在群落中的競爭力，實現(xiàn)擴張［33］。草地施肥通過補充土壤營養(yǎng)物質，一方面能改善牧草的化學成分，提高牧草產(chǎn)量和品質；另一方面能增加優(yōu)良牧草在群落中的比例，提高優(yōu)良牧草的競爭力，同時起到提高草地土壤肥力的作用［16，34］。本研究中，經(jīng)過添加氮肥2年后，土壤中的銨態(tài)氮和硝態(tài)氮相比對照而言，均有顯著提高，可見，增施氮肥對于提高土壤氮元素的含量有顯著效果。另一方面，由對狼毒斑塊內外養(yǎng)分的研究可知，狼毒斑塊內的速效鉀含量高于斑塊間，這與狼毒斑塊所形成的“肥島效應”有關［33，35］。本研究中，在禁和禁+施的基礎上，加入防除措施后，土壤的速效鉀含量有顯著提高，且禁+防+施處理條件下，土壤全鉀含量也顯著高于對照和禁+施處理（圖8），與之前的研究結果一致?？赡苤饕捎诶嵌颈环莱院螅鋵ν寥棱浽氐母患饔靡蚕?，進而提高了土壤中鉀的含量［27，35］。可見，通過施加氮肥可以提高土壤中銨態(tài)氮和硝態(tài)氮，而防除狼毒對土壤中的全鉀和速效鉀含量的提高則有積極作用。因此，禁+防+施措施可以通過改善狼毒型退化草地土壤養(yǎng)分狀況，促進退化草地生態(tài)系統(tǒng)的恢復。

4 結論

禁牧+防除+施肥處理2年后，草地牧草總產(chǎn)量、禾本科植物生物量、植物粗蛋白含量，相比對照分別提高了23.52%、46.81%和19.80%，并且土壤全鉀、銨態(tài)氮、硝態(tài)氮、速效鉀含量均有顯著提高。同時，植物中性洗滌纖維與酸性洗滌纖維含量均顯著低于對照，相比其他措施具有最優(yōu)的效果。因此，禁牧+防除+施肥措施是狼毒型退化草地牧草品質提升及營養(yǎng)功能優(yōu)化的最佳模式。禁牧+防除+施肥處理中，禁牧方式為全年禁牧，狼毒最佳防除時間在狼毒盛花期進行，施肥量為N 40 kg/hm2。隨著時間的延長，雜類草生物量、草地生物多樣性等都有降低的趨勢。因此，為維護草地生態(tài)系統(tǒng)多樣性，建議恢復2~3年后對草地進行適度利用。