在英国以前为集约农业管理的土地上恢复和重建物种丰富的低地草原 焦点资讯

摘要

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集约农业已导致生物多样性和与整个西北欧低强度畜牧系统的半天然草原相关的特殊动植物群的丧失。本文回顾了英国在农业用地上恢复和重建这些草地所采用的技术。广泛的采伐和放牧管理已被证明可以使改良草地多样化，并有助于在可耕地上重新定居，尽管与现有半天然草地有亲缘关系的植物群落的重组速度通常很慢。在以前的农业改良草地上，养分耗竭加速了这一进程，特别是在建立“缺口”的地方。同样，在可耕地上，“养分剥离”和用不同的种子混合物播种导致了物种丰富的草皮的快速发展。在自由排水的棕色土壤上，如果土壤磷浓度超过半自然水平超过10mg/l（使用Olsen的碳酸氢盐萃取剂），则可能需要采用这种方法来恢复草原群落。然而，该阈值对于其他土壤类型的适用性需要进一步取样。虽然恢复的草原可能有助于实现国家生物多样性目标，但能否成功最终取决于恢复半自然参考的社区和生态功能。尽管这在技术上对少数植物组合是可行的，但对微生物群落和动物群落的重组，或草原演替过程中营养相互作用的重要性了解甚少。因此，需要对半天然草地的功能属性、恢复局部类型所需的方法、新的养分耗竭技术、“分阶段”引入理想但表现不佳的物种以及不同基因型在草地恢复过程中的表现进行更多研究。

1.引言

生境从自然和半自然植被向集约农业的转变是当前生物多样性危机的最大因素（Lawton和May，1995）。在西北欧，这导致了新石器时代畜牧业出现后发展起来的低强度畜牧系统的规模显著下降（Poschlod和WallisDeVries，2002）。在过去的50年中，这些草地中的许多被翻耕以种植可耕种的作物或重新播种（Blackstock等人，1999年），通过排水和施用化肥和除草剂提高了生产力，从而使青贮饲料的早期、重复切割和放养率得以提高（Hopkins和Hopkins，1994年）。因此，草原专家被少数在生产力和人类改变的环境中茁壮成长的多面手所取代（McKinney和Lockwood，1999）。栖息地损失模型表明，这一过程产生了“灭绝债务”，即除非修复或恢复自然和半自然栖息地，否则最终将灭绝的物种库（Tilman等人，1994）。因此，人类恢复退化栖息地的努力很可能成为生物多样性保护的一个日益重要的方面（Dobson等人，1997年）。

在英国，政府资助的一系列举措已经出台，以扭转半自然社区规模的下降。英格兰的环境敏感区（ESA）和乡村管理（CS）、威尔士的蒂尔戈法尔（Tir Gofal）、苏格兰的乡村管理和北爱尔兰的乡村管理（和ESA）等计划为恢复和重建农地上的半自然栖息地提供了大量机会（Coates，1997）。此外，作为政府对1992年《里约公约》（表1）的回应的一部分，一系列生境行动计划（HAP）（英国生物多样性指导小组，1995年；联合王国生物多样性小组，1998年）提供了重建不同类型半天然低地草地的量化目标。要实现这些扩张目标，显然需要有效和务实的管理方法，以恢复具有保护价值的草原。这导致了一系列草原类型的长期试验（例如，Hopkins等人，1999年；Mountford等人，1996年；Pywell等人，2002年；Smith等人，2000年；Tallowin和Smith，2001年）。

我们回顾了英国生物多样性行动计划（BAP）（表1）中关于半天然低地草原恢复的最新文献。特别是，我们关注技术的有效性，以克服以前改良草地（即恢复）和可耕地前体（即再创造）的高土壤肥力和种子限制。因此，我们排除了在非农业用地（例如，工业废弃物）上创建草地、将草地从一个场地转移到另一个场地以及恢复已经符合一种或多种HAP类型的草地（Critchley等人，2004年）。植物物种的命名遵循Stace（1997），但对于国家植被分类（NVC）群落（Rodwell，1991，Rodwell，1992），植物名称遵循欧洲植物区系（Tutin et al.，1964和seq.）。

2.草原恢复的关键制约因素

半天然草地向集约农业的转变给恢复带来了许多非生物和生物限制。特别是，由于栖息地的丧失和破碎化，低地物种库（和种子源）变得贫瘠，这意味着草原重建通常受到种子限制（Poschlod等人，1998年；Bullock等人，2002年）。此外，以前在场地之间运输草原物种的耕作方式（如放牧、折叠、撒干草）的广泛丧失，意味着许多草原物种现在被隔离在一片密集耕作土地的“海洋”中（Strykstra等人，1997年；Poschlod和Bonn，1998年）。同样，农业集约化也使草原物种短暂或短暂的种子库变得贫困，这些种子库很难适应与密集种植和补种相关的频繁干扰（Bakker等人，1996年，Bekker等人1997年）。这些植被在地表植被移除后迅速减少（McDonald，1993；Milberg和Hansson，1994；Smith等人，2002），并往往被一年生和杂草物种所取代（Graham和Hutchings，1988；Hutchings和Booth，1996a；McDonald等人，1996；Bekker等人，1997）。鉴于这些限制，很少有目标物种可能在无人协助的情况下到达孤立地点。

低水平的土壤肥力与广泛的半天然低地草原上的高物种共存有关（Janssens等人，1998）。因此，草地恢复最重要的非生物制约因素之一是与重复施肥相关的高残留土壤肥力，这可能因氮（N）污染物的空中沉积而加剧（Bobbink等人，1998）。例如，重复施用氮已表明，在一系列土壤类型中产生物种贫乏的草皮（例如，Mountford等人，1993年；Silvertown等人，1994年；Smith，1994年），即使在停止化肥投入后，也能保持竞争物种的高产量（van Duuren等人，1981年；Marrs等人，1991年；Berendse等人，1992年；Mountford等人1996年）。此外，高营养水平可能会促进竞争性草和杂草多年生植物的生长，这些植物已被证明在草地恢复和重建的早期阶段占主导地位，极大地限制了建立更典型的半天然草地物种的机会（Bakker，1989；Bakker和Berendse，1999；Smith等人，2002）。

在酸性土壤上，向酸性土壤施用石灰剂，如磨碎的石灰石或泥灰岩，会将土壤pH值升高至6或以上，从而抑制钙质组合的恢复（Gough和Marrs，1990年；Marrs，1993年）。因此，将pH值降至低于5通常是酸性草地和石南群落重建的先决条件。相反，氮肥的添加会对中性和钙质土壤产生酸化作用（约pH 5）（Hayes和Sackville Hamilton，2001）。

氮肥的施用也会对半天然草地的土壤微生物和真菌群落造成重大变化（Bardgett和McAlister，1999；Donnison等人，1999）。尽管对恢复的功能影响尚不清楚，但不同草原的土壤群落往往以真菌分解途径和菌根网络为主（Bardgett，1996；Ozinga等人，1997；Smith等人，2003）。这些可能在驱动生态系统功能（如养分捕获和生产力）以及控制关键养分（如磷）的分解（van der Heijden等人，1998年）以及演替早期的群落组成和结构（Grime等人，1987年；Gange等人，1993年）中发挥关键作用。

The restoration and re-creation of species-rich lowland grassland on land formerly managed for intensive agriculture in the UK

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