1543123刘东花恢复生态学修改版

1、2016 15级金融1班1543123刘东花 生态恢复的技术背景 人工湿地的原理是利用自然生态系统中物理、化学和生物的三重共同作用来 实现对污水的净化。这种湿地系统是在一定长宽比及底面有坡度的洼地中， 由土壤和填料（如卵石等）混合组成填料床，污染水可以在床体的填料缝隙 中曲折地流动，或在床体表面流动。在床体的表面种植具有处理性能好、成 活率高的水生植物（如芦苇等），形成一个独特的动植物生态环境，对污染 水进行处理。 人工湿地的显著特点之一是其对有机污染物有较强的降解能 力。废水中的不溶性有机物通过湿地的沉淀、过滤作用，可以很快地被截留 进而被微生物利用；废水中可溶性有机物则可通过植物根系生物膜

2、的吸附、 吸收及生物代谢降解过程而被分解去除。随着处理过程的不断进行，湿地床 中的微生物也繁殖生长，通过对湿地床填料的定期更换及对湿地植物的收割 而将新生的有机体从系统中去除。由于这种处理系统的出水质量好，适合于 处理饮用水源，或结合景观设计，种植观赏植物改善风景区的水质状况。 二生态恢复的评价与模拟 国内外关于恢复生态学的定义很多,尚未取得共识,归纳起来主要有三类观点。 第一类观点强调恢复的最终状态。如Cairns(1995) 认为生态恢复是使受损生态系统的结构和功 能回复到受干扰前状态的过程;Egan (1996) 认为生态恢复是重建某区域历史上有的植物和动物 群落,而且保持生态系统和人类

3、的传统文化功能的持续性的过程(Hobbs Harper (1987) 认为生 态恢复是关于组装并试验群落和生态系统如何工作的过程;余作岳、彭少麟(1996) 提出恢复生态 学是研究生态系统退化原因、退化生态系统恢复与重建技术与方法、生态学过程与机理的科学。 目前我国许多学者均采用余作岳、彭少麟(1996) 提出的恢复生态学定义。 第三类观点强调恢复的生态整合性。国际恢复生态学会曾先后提出三个定义:生态恢复是修复被 人类损害的原生生态系统的多样性及动态的过程;生态恢复是维持生态系统健康及更新的过程;生 态恢复是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

4、及历史情况、可持续的社会实践等广泛的范围。第三个定义是该学会的最终定义(J ackson et al.1995) 。 1.生态恢复的评价原则 1. 1 与恢复目标一致 明确的生态恢复目 标对于恢复工程实施的指导 及评价具有重要作用，任何恢复工程 都应有明确的 恢复目标，这个目标既 可以是能够测量的生态结果 也可以是 易于感知的美学结果。生态恢复的评 价要 紧紧围绕生态恢复的目标开展， 具体的评价工作要针对特定的恢复目 标。 1. 2 代表性与全面性相结合 生态恢复的重点是恢复退化生态系统 的功能， 并且能够达到自我维持的状态。为了评 价恢复生态系统是否达到自我维持的功 能状态，需要对生态系统结

5、构特征、过 程和功能特征进行全面评价。SE ( 2004) 提出了 9 个生态系统的属性作为 判断恢复成功的参考标准，但是由于恢 复资源的限制，很少有研究能够监测所 有这些特性。因此，选择与恢复目标密 切相关的、最能反映问题的代表性指标 进行重点评价尤为必要。 1. 3 可操作性可操作性 很多学者对生态恢复评价的指标给予了关注很多学者对生态恢复评价的指标给予了关注 ( 高彦华等，2003) ，Bradsaw( 1993) 提出可持续性是 判断生态恢复的标准之一。有学者认为，恢复 是指 系统的结构与功能恢复到接近其受干扰以前的结构 与功能，其中功能指标包括食物网结构 ( 任海 和彭 少麟，200

6、2; 高彦华等，2003) 。可持续性、合理的食 物网结构是一个恢复成功生态系统应具备 的特征， 但是这些指标由于概念不清，或者测量难度较大，在 具体的评价过程中的可操作性很差。 因此，在评价 过程中应本着可操作性的原则，选择易于获取和测量的指标。 1. 4 动态性动态性 恢复生态系统是个动态演替的过程，生态系统恢复生态系统是个动态演替的过程，生态系统 结构的恢复可能只需很短的时间，而生态系统功能 则需要在恢复措施实施后的十几年，甚至上百 年的时间才能够恢复，动态的评估能够保证目标生态系 统向着期望的状态进展。对于一些在国家层面 上实 施的持续时间很长的生态恢复工程，比如中国的退 耕还林还草工

7、程，需要长期的动态监测评价， 以便能 够及时发现恢复过程中存在的问题，调整恢复策略和纠正政策执行偏差。 2评价生态恢复的标准和指标 外国学者（1977）认为恢复至少要被公众社会感到的，并被确认恢复到 可用的程度，尽管组成的结构元素可能与初始状态不同（一般认为） 更多学者认为，恢复是否成功需要用量化指标来衡量 著名林学家认为恢复的指标体系包括林产量，生态和社会经济指标 Bradshaw(1978)提出了五个标准判断生态恢复：可持续性（可自然更新） 不可入侵性（与自然群落一样能抵制入侵）生产力（与自然群落一样高） 营养保持力生物（植物，动物和微生物）间的相互作用 2.1.生态恢复评价的标准 生态恢

8、复的结果可以通过很多不同的方式进行 评估。生态恢复是否在经济上可行，利益相关者 是 否满意，是否具有美学的愉悦，是否保护了基础设 施，恢复是否增加了社区教育的机会，是 否促进了恢 复科学的发展，恢复措施是否达到效果等都可以成 为生态恢复评价的着眼点( 董世 魁等，2009) 。Palm-er 等( 2005) 建议从生态的成功、利益相关者的成功 和学习认知上的成功 3 个方面来评价一个恢复工程 是否成功( 表1 ) ，在3 个方面都能取得较好效果的恢复被认为是 最有效的恢复。 关于生态恢复成功的标准，很多学者进行了探讨。Palmer 等( 2005) 认为恢复工程达到生态意 义上的成功可以从是

9、否具有参考系统、生态系统组分、自我维持能力、评价的完整性以及恢复 措施是否对生态系统造成损害等方面进行评价; 利益相关者的成功通过对于不同利益相关者的满 足程度进行评 价，而学习的成功主要是特定的恢复工程对于促进恢复生态科学的发展、提高工 程管理经验和提高具 体恢复措施方面给予的借鉴。Ewel( 1987) 提出了 5个判断生态系统重建成 功的标准即生态系统的自我维持、初级生产力、对于非期望物种入侵的抗性、养分保持、生物 间的相互作用。Aronson 等 ( 1993) 针对干旱和半干旱区退化生态系统的退化状态和生态 恢复， 提出了基于生态系统结构和功能属性的共 18项重要生态系统指标，以此作

10、为研究生态系统退化 阶段和生态恢复实验设计的判定基础。 Hobbs 和 Norton( 1996) 提出使用物种组成和相对丰富度、植被的垂直 结构和土壤组分、生态系统组分的水平结构、组分的异质性、生态系统 功能例如能量传输和物质循环以及演替动态和弹性等生态系统特征作为 衡 量恢复生态系统的指标。SE( 2004) 提出了 9 个生 态系统指标作 为判断恢复成功的基础，包括具有与参考样点相似的多样性和群落结构、 原生物种的出现、维持长期稳定性所必须的功能群的出现、正常功能的 发挥、对自然干扰的弹性、消除潜在压力、物理环境维持种群持续性的 能力、与景观的融合性和自我维持性。在中国也有学者对于生态恢

11、复评 价标准进行了研究，李俊清和崔国发 ( 2000 ) 针对西北干旱、半干旱地 区实施天然林保护工程、退耕还林和退化生态系统重建提出了退化生态 系统的恢复标准，包括生物量生产力、土壤有机质含量、土壤最大有效 持水量、有效降水系数、降水利用效率、有效水持续期、氮利用率、微 生物共生体和循环系数。 通过对中国水土流失生态效益评价研究现状分析表明，水土保持工程的 生态效益主要通过蓄水保土效益、土壤环境效益、群落生态效益和大气 环境效益 4 个方面 进行评价( 马骞和于兴修，2009) 。生态过程与空间尺度具有很大的相关 性，在破碎化的景观中进行局地的样点恢复通常意义不大，除非这些恢 复点对于联系基

12、因流、能量传输、水文过程等具有至关重要的作用。因 此，除了进行生态系统层次的评价还应对生态恢复在景观尺度上给予关 注。在景观层次上，Aronson 和 Floch( 1996) 提出使用景观结构和生 物组成，景观尺度上内生态系统功能的相互作用，景观破碎化和退化的 程度、类型和原因等 3 个类别的指标来评价生态恢复结果。 2.2 生态恢复评价的途径 生态恢复可以从不同的方面进行评价，但大部 分生态恢复工程对象是退化 生态系统，因此评价的 根本是判断恢复是否达到生态意义上的成功。如何 评价恢复工程的结果是恢复生态学家面临的最重要 的挑战之一，关于什么 指标最适合用于评价恢复结 果的争论一直在持续

13、( White Wallter，1997; Stan-turf et al ，2001; Wolters et al ，2005) 。通过对当前发表的成果 进行分析发现，当前对于生态恢复的评价主要涉及到恢复生态系统的生态健 康评价、生态服务功能评价和生态系统属性评价。 生态系统健康评价:生态系统健康是指生态系统没有病痛反应、稳定且可持 续发展，即生态系统随着时间的进程有活力并且能维持其组织及自主性，在 外界胁迫下恢复目标是保护和增强区域环境容量的恢复力、维持生产力并保 持自然界为人类服务的功能 ( 高彦华等，2003) 。 刘国彬等( 2003) 选取林草覆盖度、基本农田面积、土壤抗冲性、土壤

14、 有机质含量、农业产投比、粮食单产、人均纯收入和综合治理减沙效率 等反映流域生态经济系统功能评价指标，通过生态系统健康评价对安塞 纸坊沟小流域生态恢复过程给予了评估. 目前，被普遍接受的生态系统健康的标准有活力、恢复力、组织、生态 系统服务功能的维持、管理选择、外部输入减少、对邻近系统的影响及 人类健康影响等 8 个方面( 高彦华等，2003) ，但是已有的基于生态系 统健康概念的生态恢复评价并没有严格从这些方面进行开展，甚至有些 偏离( 刘国彬等，2003) 。这或许是因生态系统健康本身概念多样化、 指标多样化、理解方式的差异性所导致的。就目前看来，生态系统健康 概念用于生态恢复评价具有很大

15、的挑战。首先，健康的生态系统状态很 难界定; 其次，生态系统健康内涵理解的差异、指标多样并难以测定， 使生态恢复评价问题更加复杂。 2.3 生态服务功能评价 生态服务功能是指自然生态系统及其物种所提供的能够满足和维持人类生活 需要的条件和过程 ( Daliy，1997) ，具体可以分为调控服务、支持服务、 提 供服务和文化服务。生态恢复强调了对退化生态 系统恢复的人为促进，而将 生态系统改变为符合人 类需求的生态系统是人为促进过程的重要目的之 一， 有的研究从满足人类需求的角度通过估算恢复 过程中生态服务功能的变化对 恢复结果进行了评价 ( 许岚和周富春，2011; 赵凌美等，2012) 。生

16、态服务 功 能评价基本是通过比较恢复过程中不同时段各类 生态系统类型的面积，基于 此，应用 Costanza 等( 1997) 提出的生态服务价值计算方法，参照中国陆 地 生态系统单位服务价值系数计算生态服务价值量的差异。这种评价将不同生 境下结构、功能差异显著的生态系统归为一类，将会过高地估计恢复所带来 的效益，同时对于恢复的初始阶段无法进行评价。 生态系统属性评价生态系统属性评价 基于对生态系统属性的评价是目前生态恢复 评价的主要途径，选择多样性指标( 不同类群 的丰富度) ( van Aarde et al ，1996; eay Norton，1999) 、植被结构特征( 植被盖 度、物

17、种组成、原生物种的比例等) ( Walters， 2000; Wilkins et al ，2003) 、生态过程指 标( 种子传播、初级生产、养分循环等) ( hoad-es et al ，1998) 中的一个或几个指 标，比较这些指标与参考信息间的差异，据 此评价恢复结果。 生态系统结构评价生态系统结构评价 恢复的早期阶段通常基于植被结构 的测定对恢复进行评价，主要是因 为这些结构指标测量起来比较容易， 在恢复的早期阶段能够对恢复进展 进行很好的表征 ( McLachlan Bazely，2003; Wilkins et al ， 2003; Haynes，2004 ) 。如果种植 的植被

18、未能存活或者生长状况不好， 进一步干扰是必要的。 2.4 生态系统属性评价 生态系统结构评价 通常情况下，具有高物种多样性，高原生物种比例和高密度样点被认为能够 沿着预知的演替轨迹进展，随着时间应该能够产生成功的恢复。评价植被是 否存活，确定植被生长是否良好，种群是否已经扩展，评价是否有高原生物 种比例将有助于填补早期恢复演替阶段知识的空缺，提供中途纠正恢复偏差 的机会。植被覆盖、密度、生物量和高度则是评价生态恢复最常用的结构指 标。马世震等( 2004) 通过测定植被覆盖度( 总盖度、特征种盖度)和生物多 样性指标( 丰富度、香浓多样性指数) 评价了青藏公路取土后高寒草原植被 的恢复进程，研

19、究表明，植被的自然恢复需要 20 a 左右。Clewell( 1999) 使用了植被盖度、密度、高度和胸径来测量采矿后河岸森林的恢复。 Parrota 和 Knowles( 1999)用冠幅、植株密度、胸径面积、树高和枯落物厚 度评价了热带雨林的恢复效益。 2.5 多样性评价 生物多样性格局对于生态系统的生产力、抵抗物种入侵、维持生态系统稳定性具 有重要作用。生物 多样性是生态系统恢复的主要目 标之一，评价生态恢复过程中的生物多样性状况，被 广泛用于评估 生境修复成效。植物和节肢动物的丰 富度是评价生态恢复常用的指标 ( uiz-Jaen Aide，2005) 。 张继义等 ( 2004) 通

20、过研究科尔沁沙 地植被恢复群落演替与物种多样性动态发现，30 年内沙地环境 实现了从极端退化的流动沙地到固定沙 地的转化，群落物种丰富度达到了较高的水平，随演 替进展 群落种类组成与物种多样性增加，群落生态 优势度下降，均匀度增加，群落趋向稳定。Nichols和 Nichols( 2003) 利用蚂蚁、爬行动物、鸟类和哺乳动物评价澳大利亚采矿后桉树林的恢复。刘任涛等 ( 2010) 对不同放牧强度自然恢复沙质草地土壤节肢动物群落进行了调查，结果表明，沙质草地经过 12 年的围封可以一定程度上恢复土壤动物群落，而放牧干扰对土壤动物群落的负面影响是长期的。 功能群多样性也是在恢复评价中常测定的指标

21、，Kind-scher 和 Tieszen( 1998) 根据光合途径定义功 能群来评价弃耕后草地的演替。除了丰富度，均匀度亦是生物多样性的重要指标，通过均匀度和丰富 度测定有时候会得出相左的结果。通过对草地恢复过程研究表明，恢复样点的丰富度比参考样点低 ( Kind-scher Tieszen，1998) ，甚至会出现随着恢复时间降低的情况( Sluis，2002) ，而均匀度则 没有显著的差异( Kindscher Tieszen，1998) 。这或许是由于多样性受到不同时间和空间尺度相互 作用的过程控制( Huston，1999) ; 物种丰富度和物种均匀度对于生态因素或尺度的响应不同。

22、 三. 生态恢复的判定与评价、恢复成功的 标准设定 生态恢复项目的成功与否决定于项目的实施效果。因此，项目效果评价与 判定尤为重要。由于生态系统的复杂性和动态性，项目恢复成效的判定和评 价往往难以实施。目前，通常将恢复后的生态系统与未受干扰的参照系统进 行比较，通过恢复成功指标的筛选、厘定、量化，定性或半定量地说明生态 恢复的成效。） 恢复成功的标准设定 新系统是否稳定，并具有可持续力；系统是否具有较高的生产力；土壤水分 和养分条件是否得到改善；组分之间相互关系是否协调；所建造的群落是否 能够抵抗新种的侵入。 生态恢复成功的标准 恢复生态学家，环境保护者，资源管理者等都希望知道其标准 SER比

23、较恢复系统与参照系统生物多样性，群落结构等服务功能 生态系统的复杂性及动态特征复杂化 生态系统恢复的合理性评价 生态合理性：亦即恢复的生态整合性问题。从组成结构到功能过程，从种 群到群落，退化生态系统最终的恢复目标是完整的统一体。违背了生态规律， 脱离了生态学理论或者同环境背景背道而驰，均是不合理的。 社会合理性：主要指公众对恢复生态系统的认知程度，以及社会对生态系 统的必要性的认知程度。而现在人类活动对自然生态系统造成了极大的破坏， 加上多种生态系统类型的市场失效性，公众对生态系统恢复还没有形成强烈 的意识 经济合理性：一方面指恢复项目的资金支持强度，另一方面是指恢复后的 经济效益。即要遵循风险最小化与利益最大化原则。 生态恢复的模拟 生态模拟（simulation in ecology）是