全 文 ：书不同草灌配比对泌桐高速公路
护坡植物群落特征的影响
张相锋１，马闯２，董世魁１，张文辉２，刘新成２
（１．北京师范大学环境学院 环境模拟与污染控制国家重点联合实验室，北京１００８７５；２．天津师范大学化学与生命科学学院，天津３００３８７）
摘要：通过在泌桐高速公路典型边坡分别建立自然恢复样地、单一狗牙根播种样地和５个不同播种密度的草灌混
播样地，调查统计植物种类分布和植物功能群类型，研究播种密度对群落的数量特点和多样性指标的影响，对不同
样地之间进行相似性分析，结果表明，１）样地植物豆科、禾本科、菊科的植物所占比例较大，根据优势种变化，随着
播种密度的增加，将草灌混播样地划分为：狗牙根草地（３００～４００株／ｍ２）、狗牙根与紫花苜蓿共生草地（５００～６００
株／ｍ２）和紫花苜蓿草地（７００株／ｍ２）；２）群落密度、盖度、高度和生物量均随着草本播种密度的增加表现为先减小
后增加，并在草本播种密度７００株／ｍ２ 样地处达到最大；３）群落的物种丰富度、多样性指数以及均匀度指数，随着
播种密度的增加呈单峰形变化，在草本播种密度５００株／ｍ２ 样地达到最大；４）随着播种密度增加，不同样地与自然
恢复样地（ＢＬ）的相似性指数呈先下降后增加的趋势，决定群落差异的因素是人工播种组成成分，而与播种密度无
关；５）草本播种密度大于５００株／ｍ２ 时，播种密度对群落高度、盖度、生物量以及多样性指数的变化影响无差异。
选择合适的草种配比和合理的播种密度，可以节约成本，实现最佳的边坡恢复效果。
关键词：边坡；草灌混播；植被恢复；群落多样性
中图分类号：Ｑ９４８．１５＋８ 文献标识码：Ａ 文章编号：１００４５７５９（２００９）０４００２７０８
高速公路是国民经济的发展动脉，是关系国计民生的基础设施，因此重视高速公路边坡建设是保障公路正常
运行的重要环节［１］。随着我国高速公路建设的快速发展，公路边坡面积也迅速增加［２］。公路建设过程中形成的
裸露地面容易引发一系列生态环境问题：不仅地表覆盖减少，水土流失、土壤风化严重［３］，而且不利于边坡稳定
性，构成工程隐患，降低公路使用寿命［４］。如不对公路边坡实施保护措施，不仅公路自身的设施安全和行车安全
得不到保障，还将对周边地区的生态环境带来不利影响。因此，开展高速公路边坡防护的研究工作具有十分重要
的意义。
高速公路边坡防护经历了一个从工程防护到植被防护的过程。当前，草灌混播技术成为研究的热点。与传
统工程防护不同，草灌混播技术克服造价高、工程量大、结构生硬的缺点［５，６］，不仅起到防护坡面、防止水土流失
的作用，而且可以绿化美化路域景观。虽然，该技术已在边坡防护工程中有所应用［７，８］，但对优化植物配比，合理
喷播密度等方面的研究很少［９］，特别是从群落水平上对喷播后植物群落的恢复效果的研究鲜见报道。基于这一
背景，本研究以泌桐高速公路边坡为对象，运用恢复生态学原理，通过对边坡不同草种混播密度形成的草灌群落
进行调查研究，探讨草灌混播在边坡植被生态环境中的群落变化规律，寻求一个较优的混播比例，以期揭示其在
自然状态下护坡植被群落变化特征。
泌桐（泌阳至桐柏）高速是河南省高速公路总体规划中阜阳－驻马店－随州公路的重要组成部分，线路位于
河南南部桐柏山区［１０］，具有典型的温带亚热带过渡性气候特点。该地区夏季降水量大，暴雨频发，公路边坡容易
形成泥沙侵蚀，甚至滑坡，对公路安全构成威胁。通过对其边坡植被恢复的研究，不仅可以降低工程建设中对环
境生态的破坏，提高物种多样性和降低水土流失的危险性，还可以建立该地区的边坡保护模型，为同类地区边坡
保护提供参考依据。
第１８卷 第４期
Ｖｏｌ．１８，Ｎｏ．４
草 业 学 报
ＡＣＴＡＰＲＡＴＡＣＵＬＴＵＲＡＥＳＩＮＩＣＡ
２７－３４
２００９年８月
收稿日期：２００８０９０２；改回日期：２００８１２２９
基金项目：国家８６３项目（２００７ＡＡ０６３Ｚ３５０）资助。
作者简介：张相锋（１９７３），男，河南南阳人，博士。Ｅｍａｉｌ：ｚｈａｎｇｘｆ＠ｂｎｕ．ｅｄｕ．ｃｎ
通讯作者。Ｅｍａｉｌ：ｍａｃｈｕａｎｇ＿ｔｊｎｕ＠１２６．ｃｏｍ
１ 材料与方法
１．１ 研究区概况
草灌混播试验样地设在桐柏县泌桐高速吴城收费站５标与Ｓ２０６交叉口以南，路东约１５０ｍ处，地理位置为
Ｎ３２°２３′、Ｅ１１３°２８′。属亚热带与北温带过渡性气候，年平均气温１５℃，极端高温３８．７℃，极端低温－１８℃，年降
水１１４９．８ｍｍ，降雨月集中在６－８月，无霜期２３１ｄ。边坡高度约５ｍ，坡向东，坡度２０°。
１．２ 草灌混播样地设计
选择荆条（犞犻狋犲狓狀犲犵狌狀犱狅）和胡枝子（犔犲狊狆犲犱犲狕犪犫犻犮狅犾狅狉）为目标灌木建植物种，狗牙根（犆狔狀狅犱狅狀犱犪犮狋狔犾狅狀）、
高羊茅（犉犲狊狋狌犮犪犲犾犪狋犪）、多变小冠花（犆狅狉狅狀犻犾犾犪狏犪狉犻犪）、紫花苜蓿（犕犲犱犻犮犪犵狅狊犪狋犻狏犪）和白三叶（犜狉犻犳狅犾犻狌犿狉犲
狆犲狀狊）为目标草本建植物种。草灌混播物种配比如下，灌木：７０％荆条＋３０％胡枝子，喷播密度均为１００株／ｍ２；草
本：６０％狗牙根＋１０％高羊茅＋１０％多变小冠花＋１０％紫花苜蓿＋１０％白三叶，喷播密度设置５个，如表１所示。
表１ 不同草灌配比的植被恢复方式
犜犪犫犾犲１ 犜犺犲狉犲犺犪犫犻犾犻狋犪狋犻狅狀狑犻狋犺犱犻犳犳犲狉犲狀狋狉犪狋犻狅狅犳犺犲狉犫犪犵犲犪狀犱狊犺狉狌犫
样地号ＰｌｏｔｓＮｏ． 恢复方式Ｒｅｈａｂｉｌｉｔａｔｉｏｎ 灌木密度Ｓｈｒｕｂｄｅｎｓｉｔｙ（株Ｐｌａｎｔｓ／ｍ２） 草本密度 Ｈｅｒｂａｇｅｄｅｎｓｉｔｙ（株Ｐｌａｎｔｓ／ｍ２）
ＢＬ 自然恢复Ｎａｔｕｒａｌｒｅｓｔｏｒａｔｉｏｎ ０ ０
ＳＣ 狗牙根单播 Ｍｏｎｏｃｕｌｔｕｒｅｏｆ犆．犱犪犮狋狔犾狅狀 ０ ２０００
Ｄ３００ 草灌混播Ｍｉｘｔｕｒｅｏｆｓｈｒｕｂａｎｄｈｅｒｂａｇｅ １００ ３００
Ｄ４００ 草灌混播Ｍｉｘｔｕｒｅｏｆｓｈｒｕｂａｎｄｈｅｒｂａｇｅ １００ ４００
Ｄ５００ 草灌混播Ｍｉｘｔｕｒｅｏｆｓｈｒｕｂａｎｄｈｅｒｂａｇｅ １００ ５００
Ｄ６００ 草灌混播Ｍｉｘｔｕｒｅｏｆｓｈｒｕｂａｎｄｈｅｒｂａｇｅ １００ ６００
Ｄ７００ 草灌混播Ｍｉｘｔｕｒｅｏｆｓｈｒｕｂａｎｄｈｅｒｂａｇｅ １００ ７００
１．３ 调查方法与分析
样地设置于２００７年３月底完成，植被调查工作于当年７月进行。主要调查各样点的植物群落组成及结构、
植被盖度、生物多样性等指标。灌木调查样方设计为５ｍ×５ｍ，草本样方１ｍ×１ｍ，沿对角线设置３个重复。
调查不同密度处理样地的物种组成、灌草植物的数量、高度、频度等指标。然后参照董鸣等［１１］介绍的数学方法，
计算植物全群落及功能群的数量特征。生物量调查采用收割１ｍ×１ｍ样方内地上生物量，掘取同样方内地下
３０ｃｍ处植物根系，带回实验室称重。
相对多度＝
样方中某种植物个体总数
所有植物个体总和 ×１００％
相对高度＝
样方中某种植物种群高度
所有植物高度之和 ×１００％
相对频度＝
某种植物频度
所有植物种的总频度×１００％
灌木（草本植物）的重要值＝
相对高度＋相对盖度＋相对频度
３
Ｍａｒｇａｌｅｆ指数（犐犕犪）：犐犕犪＝犛－１ｌｎ犖
Ｓｈａｎｎｏｎ－Ｗｉｅｎｅｒ指数（犐犛犠）：犐犛犠＝－∑犘犻×ｌｎ犘犻
Ｓｉｍｐｓｏｎ指数（犇）：犇＝１－∑
狊
犻＝１
犘犻２
Ｐｉｅｌｏｕ指数（犑）：犑＝（－∑犘犻×ｌｎ犘犻）／ｌｎ犛
Ｊａｃｃａｒｄ指数（犐犛犼）：犐犛犼＝
犮
犪＋犫－犮×１００％
８２ ＡＣＴＡＰＲＡＴＡＣＵＬＴＵＲＡＥＳＩＮＩＣＡ（２００９） Ｖｏｌ．１８，Ｎｏ．４
式中，犛指样方中物种的种数；犖 指样方中所有物种个体数总和；犘犻＝犖犻／犖，犖犻指样方中第犻种物种的个体数，
并且∑犖犻＝犖。犪为样方犃 中种的总数，犫为样方犅 中种的总数，犮为样方犃 和犅 中共有的种数。
１．４ 数据处理
本研究将各样地不同样方的测定值作为样本，用ＳＰＳＳ１３．０统计软件在置信水平９５％上用Ｄｕｎｃａｎ方法进
行多重比较，Ｅｘｃｅｌ绘图。
２ 结果与分析
２．１ 草灌混播群落的物种组成与群落特征
通过对样地的调查，发现共有高等植物２３种，分类于１３科２２属，其中，属于豆科植物５属５种，禾本科植物
３属４种，菊科３属４种，三大科物种占总物种数的５２％。这一结果说明，豆科、禾本科和菊科三大科植物对泌桐
高速公路边坡植被恢复起重要作用。
表２列出不同草灌配比方式下重要值排序前５种的物种相对高度、相对多度、相对频度和重要值。恢复初
期，随着草本播种密度的增加，草灌混播群落样地的优势种经历了狗牙根，狗牙根和紫花苜蓿交替变化，到紫花苜
蓿的变化。根据优势种的不同可以分为３种类型，３００～４００株／ｍ２为狗牙根草地，５００～６００株／ｍ２为狗牙根和紫
花苜蓿共生草地，７００株／ｍ２为紫花苜蓿草地。物种的相对高度与其自身的生物学特性有关，但从相对多度和相
对频度可知，随着播种密度的增加，狗牙根呈下降趋势，而紫花苜蓿变化相反是引起优势种变化的原因。说明低
密度的草本播种预留的竞争空间，可以被狗牙根利用，实现快速繁殖。而通过对样地ＢＬ（自然恢复）研究发现，禾
本科植物马唐、狗尾草作为先锋种，最先出现在裸地。禾本科植物这种竞争力强，资源利用效率高的特点，可以实
现较快的地表覆盖，从而降低恢复初期的土壤侵蚀程度。
２．２ 草灌混播群落的物种组成分析
根据Ｈｅｃｔｏｒ［１２］对植物功能群的划分，将样地上的植物种类分为豆科、禾本科和非禾杂类草３种功能群，不同
恢复方式样地上的３大功能群所占比例如图１所示。随着播种密度的增加，豆科植物的比例呈先增加后减少的
趋势，最大值出现在Ｄ４００样地，为３３％。禾本科植物比例最大值出现在Ｄ３００样地，后随着密度的增加呈逐渐减
小的趋势。非禾杂类草则随着密度的增加呈先增加后降低的趋势，其最大值出现在Ｄ５００样地，为４６％。说明在
播种物种结构比例不变的条件下，改变草本播种密度对形成群落的功能具有影响。而ＳＣ样地，由于狗牙根播种
密度较大，无野生豆科植物生长。在植被恢复过程中，往往以恢复群落中豆科植物比例的增加作为恢复成功的标
准。通过人工播种的方式，可以提高恢复群落中豆科植物比例，增加群落恢复效果。
草灌混播群落植被恢复过程中，群落中不同生活型组成受到播种密度的影响（图２）。在草灌混播样地中，随
着播种密度的增加，木本（包括乔木和灌木）比例呈逐渐减小的趋势，最大值出现在Ｄ３００样地，为１８％。多年生
草本比例随着密度的增加呈先减小后增加的趋势，最大值出现在Ｄ３００样地，为３６％，最小值出现在Ｄ５００样地，
为２３％。一年生草本比例随着播种密度的增加呈先增加后减小的趋势，最大值出现在Ｄ５００样地，为６１％，最小
值出现在Ｄ３００样地，为４６％。而自然恢复和狗牙根单播群落中，一年生草本比例较大，分别达到８３％和８６％。
表明采用自然恢复的方式形成的群落木本植物和多年生草本植物比例较小，而草灌混播方式下人工栽植了大量
多年生木本植物和多年生草本植物，可以提高演替速度，使其生态功能加强，群落趋于稳定［１３］。
２．３ 草灌混播群落数量特征
草灌混播群落样地的物种密度、群落盖度、群落高度和生物量指标随着播种密度的增加，呈先减小后增大的
趋势（表３）。物种密度、群落盖度和生物量的最大值出现在Ｄ７００样地，分别比ＢＬ增加了３９９％，３３８％和４８０％，
２个样地间差异显著。与ＳＣ样地相比增加了４２０％，５３％和４６％，差异显著。群落高度的最大值出现在Ｄ６００样
地，分别与ＢＬ、ＳＣ样地相比下降了２６％和２１％，但无显著差异。样地Ｄ３００，Ｄ４００，Ｄ５００，Ｄ６００和Ｄ７００物种密
度均超过９９株／ｍ２，达到Ｈａｎｓｏｎ多度分级制中很丰富程度［１４］。结果表明，恢复群落的数量特征指标一般随着
草本播种密度的增加而增加，但一年生杂草的入侵和快速繁殖是影响低密度群落外观的主要因素［１５］。
９２第１８卷第４期 草业学报２００９年
表２ 不同草灌配比样地主要物种组成与群落特征
犜犪犫犾犲２ 犇狅犿犻狀犪狀狋狊狆犲犮犻犲狊犪狀犱犮狅犿犿狌狀犻狋狔犮犺犪狉犪犮狋犲狉犻狊狋犻犮狊犻狀狋犺犲狆犾狅狋狊狅犳犱犻犳犳犲狉犲狀狋狉犪狋犻狅狅犳犺犲狉犫犪犵犲犪狀犱狊犺狉狌犫 ％
样地号
ＰｌｏｔｓＮｏ．
物种
Ｓｐｅｃｉｅｓ
相对高度
Ｒｅｌａｔｉｖｅｈｅｉｇｈｔ
相对多度
Ｒｅｌａｔｉｖｅａｂｕｎｄａｎｃｅ
相对频度
Ｒｅｌａｔｉｖｅｆｒｅｑｕｅｎｃｙ
重要值
Ｉｍｐｏｒｔａｎｔｖａｌｕｅ
马唐犇犻犵犻狋犪狉犻犪狊犪狀犵狌犻狀犪犾犻狊 １９．７２ ４５．２８ ５３．０６ ３９．３５
狗尾草犛犲狋犪狉犻犪狏犻狉犻犱犻狊 ３０．６１ １３．２０ １６．３２ ２０．０４
ＢＬ 反枝苋犃犿犪狉犪狀狋犺狌狊狉犲狋狉狅犳犾犲狓狌狊 ２２．４０ １１．３２ １０．２０ １４．６５
稗草犈犮犺犻狀狅犮犺犾狅犪犮狉狌狊犵犪犾犾犻 １０．２１ １３．７２ ４．５４ ９．４９
铁苋菜犃犮犪犾狔狆犺犪犪狌狊狋狉犪犾犻狊 ６．８０ １．８８ ２．０４ ３．５７
狗牙根犆．犱犪犮狋狔犾狅狀 １４．２８ ４１．６６ ８５．０４ ４６．９９
马唐犇．狊犪狀犵狌犻狀犪犾犻狊 １９．８７ ２７．７７ ８．４１ １８．６８
ＳＣ 反枝苋犃．狉犲狋狉狅犳犾犲狓狌狊 １４．２８ ２２．２２ ３．７３ １３．４１
酸模叶蓼犘狅犾狔犵狅狀狌犿犾犪狆犪狋犺犻犳狅犾犻狌犿 １３．４８ ２．７７ ３．４４ ６．５６
灰绿藜犆犺犲狀狅狆狅犱犻狌犿犵犾犪狌犮狌犿 １０．１１ １．３８ １．１４ ４．２１
狗牙根犆．犱犪犮狋狔犾狅狀 １１．１２ ３３．０２ ３４．１３ ２６．０９
狗尾草犛．狏犻狉犻犱犻狊 １６．６３ ２１．２３ １７．９４ １８．６０
Ｄ３００ 紫花苜蓿犕．狊犪狋犻狏犪 １４．３４ １４．６２ １３．３３ １４．１０
反枝苋犃．狉犲狋狉狅犳犾犲狓狌狊 ６．６４ ５．３４ ４．１１ ５．３６
小江菊犇犲狀犱狉犪狀狋犺犲犿犪犮犺犪狀犲狋犻犻 ５．６７ ６．２３ ３．０６ ４．９８
狗牙根犆．犱犪犮狋狔犾狅狀 ５．９６ ２８．７３ ３４．７０ ２３．１３
狗尾草犛．狏犻狉犻犱犻狊 １４．７３ ２３．５４ ２３．５８ ２０．６２
Ｄ４００ 紫花苜蓿犕．狊犪狋犻狏犪 １０．０５ １３．２８ １３．８４ １２．３９
稗草犈．犮狉狌狊犵犪犾犻 ５．７６ ７．４７ １１．１５ ８．１３
反枝苋犃．狉犲狋狉狅犳犾犲狓狌狊 ７．７９ １０．６８ ５．０２ ７．８３
紫花苜蓿犕．狊犪狋犻狏犪 ８．０１ ２３．２７ ３１．５５ ２０．９４
狗牙根犆．犱犪犮狋狔犾狅狀 ５．９８ ２４．３７ ２４．４８ １８．２８
Ｄ５００ 狗尾草犛．狏犻狉犻犱犻狊 １２．５５ １６．３６ １２．６５ １３．８５
反枝苋犃．狉犲狋狉狅犳犾犲狓狌狊 ９．９４ ６．７５ ５．０１ ７．２３
酸模叶蓼犘．犾犪狆犪狋犺犻犳狅犾犻狌犿 １２．８９ ２．５６ ２．１８ ５．８８
紫花苜蓿犕．狊犪狋犻狏犪 １０．１６ ２４．８１ ２１．８５ １８．９４
狗牙根犆．犱犪犮狋狔犾狅狀 ４．９３ ２６．０１ ２３．０６ １８．００
Ｄ６００ 狗尾草犛．狏犻狉犻犱犻狊 １１．４７ １８．１１ １７．７６ １５．７７
反枝苋犃．狉犲狋狉狅犳犾犲狓狌狊 ８．８２ ８．７８ ９．７５ ９．１２
酸模叶蓼犘．犾犪狆犪狋犺犻犳狅犾犻狌犿 １３．９６ ３．５２ ３．５４ ７．０１
紫花苜蓿犕．狊犪狋犻狏犪 １１．６１ ２２．９６ ３２．１４ ２２．２４
狗尾草犛．狏犻狉犻犱犻狊 １４．１０ ２７．７０ １８．５８ ２０．１３
Ｄ７００ 狗牙根犆．犱犪犮狋狔犾狅狀 ３．９６ １８．６７ １９．４５ １４．０３
酸模叶蓼犘．犾犪狆犪狋犺犻犳狅犾犻狌犿 １６．５５ ２．１７ ３．８４ ７．５２
反枝苋犃．狉犲狋狉狅犳犾犲狓狌狊 ８．２３ ６．２３ ６．７３ ７．０７
２．４ 草灌混播群落生态学特征
群落多样性可以反映恢复群落生态意义的大小［１６］。随着草本播种密度的增加，形成群落的多样性指标呈先
升高后下降的单峰变化（表４）。群落的 Ｍａｒｇｌｅｆ丰富度指数、Ｓｈａｎｎｏｎ指数、Ｓｉｍｐｓｏｎ多样性指数和Ｐｉｅｌｏｕ均匀
度指数的最大值出现在Ｄ５００样地，各指标与ＢＬ样地相比分别增加了５９．７％，２．７％，３９．６％，２１．２％和５．０％，
除Ｐｉｅｌｏｕ指数外，其他指数２个样地相比均有差异。Ｄ５００样地各多样性指数与ＳＣ样地比较，分别增加了３％，
０３ ＡＣＴＡＰＲＡＴＡＣＵＬＴＵＲＡＥＳＩＮＩＣＡ（２００９） Ｖｏｌ．１８，Ｎｏ．４
２８％，１８％和８％，其中２个样地Ｓｈａｎｎｏｎ指数、Ｓｉｍｐｓｏｎ指数具有差异，Ｍａｒｇｌｅｆ指数、Ｐｉｅｌｏｕ指数无差异。样地
Ｄ４００、Ｄ６００和Ｄ７００的各指标分别与Ｄ５００相比，均无差异。表明草本播种密度在４００～７００株／ｍ２ 内，对形成群
落的物种多样性影响一致。适当的播种密度可以提高物种的多样性。
图１ 不同草灌配比样地植物功能群分布
犉犻犵．１ 犘犾犪狀狋犳狌狀犮狋犻狅狀犪犾犵狉狅狌狆狊犻狀狋犺犲狆犾狅狋狊狅犳
犱犻犳犳犲狉犲狀狋狉犪狋犻狅狅犳犺犲狉犫犪犵犲犪狀犱狊犺狉狌犫
图２ 不同草灌配比草灌样地植物生活型分布
犉犻犵．２ 犘犾犪狀狋犾犻犳犲犳狅狉犿犮狅犿狆狅狊犻狋犻狅狀犻狀狋犺犲狆犾狅狋狊狅犳
犱犻犳犳犲狉犲狀狋狉犪狋犻狅狅犳犺犲狉犫犪犵犲犪狀犱狊犺狉狌犫
图１ 不同草灌配比样地植物功能群分布
犉犻犵．１ 犘犾犪狀狋犳狌狀犮狋犻狅狀犪犾犵狉狅狌狆狊犻狀狋犺犲狆犾狅狋狊狅犳
犱犻犳犳犲狉犲狀狋狉犪狋犻狅狅犳犺犲狉犫犪犵犲犪狀犱狊犺狉狌犫
图２ 不同草灌配比草灌样地植物生活型分布
犉犻犵．２ 犘犾犪狀狋犾犻犳犲犳狅狉犿犮狅犿狆狅狊犻狋犻狅狀犻狀狋犺犲狆犾狅狋狊狅犳
犱犻犳犳犲狉犲狀狋狉犪狋犻狅狅犳犺犲狉犫犪犵犲犪狀犱狊犺狉狌犫
表３ 不同草灌配比样地群落数量特征
犜犪犫犾犲３ 犆狅犿犿狌狀犻狋狔犮犺犪狉犪犮狋犲狉犻狊狋犻犮狊犻狀狋犺犲狆犾狅狋狊狅犳犱犻犳犳犲狉犲狀狋狉犪狋犻狅狅犳犺犲狉犫犪犵犲犪狀犱狊犺狉狌犫
样地号ＰｌｏｔｓＮｏ． 密度Ｄｅｎｓｉｔｙ（株Ｐｌａｎｔｓ／ｍ２） 盖度Ｃｏｖｅｒａｇｅ（％） 高度 Ｈｅｉｇｈｔ（ｃｍ） 生物量Ｂｉｏｍａｓｓ（ｇ／ｍ２）
ＢＬ ５４．０１±２．０８ｃ ０．２１±０．０５ｄ ２６．９１±２．５１ａ ５１．６９±１１．４７ｃ
ＳＣ ５１．９４±１０．７２ｃ ０．６０±０．１１ｃ ２５．１４±１．５７ａｂ ２５４．１１±１０．９５ａ
Ｄ３００ １７２．３３±３７．２２ｂ ０．７１±０．２７ａｂｃ ２２．８０±４．８７ａｂ １７６．７０±１０．６２ｂ
Ｄ４００ １２４．８２±９．６１ｂ ０．６３±０．１２ｂｃ １３．２４±１．１２ｃ １１５．６１±２４．９４ｂ
Ｄ５００ １６８．３３±１２．６０ｂ ０．８２±０．１６ａｂｃ １７．１７±２．５３ｂｃ １３８．５２±３０．０６ｂ
Ｄ６００ １７１．７０±３．０５ｂ ０．９０±０．０５ａｂ １９．８９±２．４３ａｂｃ ２６５．７３±１０．３６ａ
Ｄ７００ ２７０．１３±１８．７７ａ ０．９２±０．０２ａ １７．９２±０．７１ｂｃ ３００．０２±２３．４４ａ
注：不同字母表示在犘＜０．０５水平上差异显著。下同。
Ｎｏｔｅ：Ｔｈｅｄｉｆｆｅｒｅｎｔｌｅｔｔｅｒｓｉｎｄｉｃａｔｅｔｈｅｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔｄｉｆｆｅｒｅｎｃｅａｔ犘＜０．０５．Ｔｈｅｓａｍｅｂｅｌｏｗ．
表４ 不同草灌配比样地多样性指数
犜犪犫犾犲４ 犇犻狏犲狉狊犻狋狔犻狀犱犲狓犻狀狋犺犲狆犾狅狋狊狅犳犱犻犳犳犲狉犲狀狋狉犪狋犻狅狅犳犺犲狉犫犪犵犲犪狀犱狊犺狉狌犫
样地号ＰｌｏｔｓＮｏ． 犐犕犪 犐犛犠 犇 犑
ＢＬ １．６７±０．１５ｃ ０．７２±０．０５ｄ ０．６９±０．０５ｃ ０．７４±０．０６ａ
ＳＣ ２．１３±０．２７ａｂｃ ０．７９±０．０６ｃｄ ０．７１±０．０１ｃ ０．７２±０．０１ａ
Ｄ３００ １．９６±０．１６ｂｃ ０．８７±０．０４ｂｃ ０．７６±０．０２ｂｃ ０．７１±０．０２ａ
Ｄ４００ ２．４２±０．０７ａｂ ０．８９±０．０２ａｂｃ ０．８２±０．０１ａｂ ０．７３±０．０４ａ
Ｄ５００ ２．６６±０．２９ａ １．０１±０．０３ａ ０．８４±０．０１ａ ０．７８±０．０１ａ
Ｄ６００ ２．２７±０．２４ａｂｃ ０．９９±０．０２ａ ０．８１±０．０２ａｂ ０．７８±０．０４ａ
Ｄ７００ ２．２０±０．０９ａｂｃ ０．９７±０．００ａｂ ０．８２±０．００ａｂ ０．７７±０．０２ａ
１３第１８卷第４期 草业学报２００９年
２．５ 草灌混播群落相似性
草灌混播样地的群落物种组成随着播种密度的增加，分别与ＢＬ、ＳＣ样地的相似性指数呈先减小后增加的趋
势（表５）。在草灌混播群落中，Ｄ５００与ＢＬ、ＳＣ的相似性最小，说明Ｄ５００形成的恢复群落与自然恢复和狗牙根
单一恢复群落的差异较大。ＢＬ、ＳＣ与其他样地的相似性指数均小于０．５０，说明人工播种的草灌样地与裸地自然
恢复和单一狗牙根播种样地群落差异较大；而不同播种密度草灌混播样地之间的差异较小，相似性指数均大于
０．５０，说明草灌混播物种之间的组成比例对群落组成具有影响。
表５ 不同草灌配比样地相似性指数
犜犪犫犾犲５ 犛狆犲犮犻犲狊狊犻犿犻犾犪狉犻狋狔犻狀狋犺犲狆犾狅狋狊狅犳犱犻犳犳犲狉犲狀狋狉犪狋犻狅狅犳犺犲狉犫犪犵犲犪狀犱狊犺狉狌犫
样地号ＰｌｏｔｓＮｏ． ＢＬ ＳＣ Ｄ３００ Ｄ４００ Ｄ５００ Ｄ６００ Ｄ７００
ＢＬ １ ０．４５ ０．２５ ０．３３ ０．１９ ０．２２ ０．２４
ＳＣ １ ０．３８ ０．３７ ０．２８ ０．４１ ０．３５
Ｄ３００ １ ０．７７ ０．６９ ０．７６ ０．５９
Ｄ４００ １ ０．７５ ０．７３ ０．５８
Ｄ５００ １ ０．６６ ０．５８
Ｄ６００ １ ０．６３
Ｄ７００ １
３ 讨论
运用生态学方法研究护坡植被的群落多样性，能够充分反映恢复群落中物种组成、结构、功能和动态方面所
表现出的差异［１７］，同时表明群落的潜在演替趋势。而物种多样性是群落多样性的一个方面，是研究结构和功能
多样性的基础［１８］。研究发现，试验样地的高等植物２３种，豆科、禾本科和菊科的植物在物种组成中所占比例较
大，对恢复群落起着决定作用，这与李裕元和邵明安［１９］对紫花苜蓿草地的研究结果一致。物种繁殖体的散布和
定居是植被恢复的重要条件［２０］。随着播种密度的增加，可以将草灌混播样地划分为３个类型：狗牙根草地（３００
～４００株／ｍ２）、狗牙根与紫花苜蓿共生草地（５００～６００株／ｍ２）和紫花苜蓿草地（７００株／ｍ２）。一般认为，混播草
地中禾本科植物成坪快速，生产力强，这对于恢复初期，增加绿地面积，防止水土流失，实现生态系统服务功能具
有重要作用［２１，２２］。而豆科植物可以通过根瘤菌固氮作用，增加土壤氮素含量，改善土壤环境，为先锋树种生长提
供条件［２１］。
实现恢复群落的稳定和可持续性发展是边坡植被恢复的生态学目标［２３］。研究群落的密度、盖度、高度以及
生物量可以反映恢复群落的恢复效果和生产能力［２４，２５］。群落密度、盖度、高度和生物量均随着播种密度的增加
表现为先减小后增加，并在Ｄ７００处达到最大。说明随着播种密度的增加，恢复群落的盖度、高度以及生物量指
标也相应增加，但方差分析表明，当密度增加到一定程度（大于５００株／ｍ２）时，群落的盖度、高度和生物量的变化
差异不明显。这一结论对于在公路边坡绿化实践过程中节约成本、提高效率具有重要意义。
群落多样性是生态系统的重要特征并维持其功能运行，与生态系统抵御逆境和干扰的能力紧密相关，多样性
的提高会增加系统的稳定性［２６］。研究群落多样性指标发现，群落的物种丰富度、多样性指数以及均匀度指数，并
没有随着播种密度的增加持续增加，而呈单峰形变化，最大值出现在Ｄ５００样地，其中一年生草本的增加是群落
多样性和稳定性提高的主要原因。而各样地的均匀度指标在本研究中表现无差异，这主要是因为样地中少数种
的植物占绝对优势，而其他物种均少量分布，且数量相差无几，这就导致了各样方都具有较高的均匀度［２７］。
有少部分学者认为，当地杂草在边坡营建过程中可以起到改良土壤、增加覆盖的作用［２８，２９］，但多数学者认为
杂草对草坪观赏性和使用价值产生负面影响［１５］。闫玉春和唐海萍［３０］在对草地退化相关概念的辨析中指出，人工
草地灌草丛的出现是植被恢复的基础。本研究对不同样地物种数量的研究表明，过低的播种密度造成杂草大量
侵入（本研究中为狗尾草），提高群落盖度和高度的同时，降低群落稳定性，破坏恢复群落的生态平衡。而过高的
２３ ＡＣＴＡＰＲＡＴＡＣＵＬＴＵＲＡＥＳＩＮＩＣＡ（２００９） Ｖｏｌ．１８，Ｎｏ．４
播种密度限制了当地草种侵入，物种多样性较低，群落结构脆弱，容易造成退化［３１］。
群落的相似性指数是反映群落之间近似程度的指标［３２］。研究发现，随着播种密度增加，人工恢复群落与裸
地自然恢复样地ＢＬ的相似性指数呈先下降后增加的趋势，说明采用人工方式开展边坡植被恢复具有明显效果。
比较Ｄ３００～Ｄ７００五个样地与ＳＣ，及其之间相似性指数发现，组分数目相同的人工群落之间差异较小，而与单优
群落差异较大。这与董世魁等［３３］对高寒地区多年生禾草混播草地的群落学特征研究结果一致。说明影响群落
组成结构的主要因素是人工播种物种组成成分，而与播种密度无关。
在高速公路边坡绿化和植被恢复工程中，选择适当的草灌混播比例和播种密度，可以提高工程效果，降低工
程成本。本试验中草本播种密度为５００～６００株／ｍ２ 的即可以达到预期效果，减低播种密度会造成植被恢复失
败，而增加播种密度，增加工程成本的同时，不能形成更好的恢复预期。所以，在边坡绿化工程中选择适当的植被
恢复措施具有指导意义。虽然本研究阐明了泌桐高速公路典型边坡恢复初期的群落学特征，但植被恢复是一个
长期过程，还需要在一定长的时间尺度上进行观察研究，以期得到更完善的结论。
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犐狀犳犾狌犲狀犮犲狅犳犱犻犳犳犲狉犲狀狋狉犪狋犻狅狊狅犳犺犲狉犫犪犵犲犪狀犱狊犺狉狌犫狊狅狀狆犾犪狀狋犮狅犿犿狌狀犻狋狔犮犺犪狉犪犮狋犲狉犻狊狋犻犮狊
犳狅狉狉狅犪犱狊犻犱犲犱犲犳狅狉犲狊狋犪狋犻狅狀犪狀犱狊狅犻犾狆狉狅狋犲犮狋犻狅狀狅狀狋犺犲犅犻犜狅狀犵犈狓狆狉犲狊狊狑犪狔
ＺＨＡＮＧＸｉａｎｇｆｅｎｇ１，ＭＡＣｈｕａｎｇ２，ＤＯＮＧＳｈｉｋｕｉ１，ＺＨＡＮＧＷｅｎｈｕｉ２，ＬＩＵＸｉｎｃｈｅｎｇ２
（１．ＳｃｈｏｏｌｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ，ＢｅｉｊｉｎｇＮｏｒｍａｌＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙ，ＳｔａｔｅＫｅｙＪｏｉｎｔＬａｂｏｒａｔｏｒｙｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ
ＳｉｍｕｌａｔｉｏｎａｎｄＰｏｌｕｔｉｏｎＣｏｎｔｒｏｌ，Ｂｅｉｊｉｎｇ１００８７５，Ｃｈｉｎａ；２．ＣｏｌｅｇｅｏｆＣｈｅｍｉｓｔｒｙａｎｄ
ＬｉｆｅＳｃｉｅｎｃｅｓ，ＴｉａｎｊｉｎＮｏｒｍａｌＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙ，Ｔｉａｎｊｉｎ３００３８７，Ｃｈｉｎａ）
犃犫狊狋狉犪犮狋：Ｔｈｅｓｐｅｃｉｅｓｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎ，ｐｌａｎｔｆｕｎｃｔｉｏｎａｌｇｒｏｕｐｓ，ｃｏｍｍｕｎｉｔｙｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓ，ａｎｄｄｉｖｅｒｓｉｔｙｉｎｄｅｘ
ｗｅｒｅｉｎｖｅｓｔｉｇａｔｅｄｔｈｒｏｕｇｈｂｕｉｌｄｉｎｇｎａｔｕｒａｌｒｅｓｔｏｒａｔｉｏｎ．Ｔｈｅ犆狔狀狅犱狅狀犱犪犮狋狔犾狅狀ｃｏｍｍｕｎｉｔｙａｎｄｆｉｖｅｋｉｎｄｓｏｆ
ｍｉｘｔｕｒｅｐｌａｎｔｉｎｇｐｌｏｔｓｏｆｓｈｒｕｂａｎｄｈｅｒｂａｇｅｏｎｔｈｅＢｉＴｏｎｇＥｘｐｒｅｓｓｗａｙｔｙｐｉｃａｌｓｌｏｐｅ，ａｎｄｓｐｅｃｉｅｓｓｉｍｉｌａｒｉｔｙ
ｂｅｔｗｅｅｎｄｉｆｆｅｒｅｎｔｐｌｏｔｓｗａｓａｎａｌｙｚｅｄ．ＰｌａｎｔｓｏｆＬｅｇｕｍｉｎｏｓａｅ，ＧｒａｍｉｎｅａｅａｎｄＣｏｍｐｏｓｉｔａｅｏｃｃｕｐｉｅｄａｆａｉｒｌｙｌａｒｇｅ
ｐｒｏｐｏｒｔｉｏｎａｎｄｐｌａｙｅｄｉｍｐｏｒｔａｎｔｒｏｌｅｓｉｎｔｈｅｒｅｆｏｒｅｓｔａｔｉｏｎｐｌｏｔｓ．Ｔｈｅｍｉｘｔｕｒｅｐｌａｎｔｉｎｇｐｌｏｔｓｏｆｓｈｒｕｂａｎｄｈｅｒｂ
ａｇｅｃｏｕｌｄｂｅｄｉｖｉｄｅｄｉｎｔｏｔｈｒｅｅｐａｔｔｅｒｎｓｂａｓｅｄｏｎｔｈｅｃｈａｎｇｅｏｆｄｏｍｉｎａｔｅｓｐｅｃｉｅｓ．犆．犱犪犮狋狔犾狅狀ｇｒａｓｓｌａｎｄ（３００－
４００ｐｌａｎｔｓ／ｍ２），ｉｎｔｅｒｇｒｏｗｔｈｌａｎｄｗｉｔｈ犆．犱犪犮狋狔犾狅狀ａｎｄ犕犲犱犻犮犪犵狅狊犪狋犻狏犪（５００－６００ｐｌａｎｔｓ／ｍ２），ａｎｄ犕．狊犪狋犻狏犪
ｇｒａｓｓｌａｎｄ（７００ｐｌａｎｔｓ／ｍ２）．Ｔｈｅｄｅｎｓｉｔｙ，ｃｏｖｅｒａｇｅ，ｈｅｉｇｈｔａｎｄｂｉｏｍａｓｓｏｆｒｅｆｏｒｅｓｔａｔｉｏｎｃｏｍｍｕｎｉｔｉｅｓｔｅｎｄｅｄｔｏ
ｄｅｃｒｅａｓｅａｎｄｔｈｅｎｉｎｃｒｅａｓｅａｓｔｈｅｄｅｎｓｉｔｙｏｆｈｅｒｂａｇｅｂｅｃａｍｅｈｉｇｈｅｒ．Ｔｈｅｍａｘｉｍｕｍｖａｌｕｅｗａｓ７００ｐｌａｎｔｓ／ｍ２．
Ｔｈｅｓｐｅｃｉｅｓｒｉｃｈｎｅｓｓ（Ｍａｒｇａｌｅｆｉｎｄｅｘ），ｐｌａｎｔｄｉｖｅｒｓｉｔｙ（Ｓｈａｎｎｏｎ－Ｗｉｅｎｅｒｉｎｄｅｘ），ａｎｄＰｉｅｌｏｕｅｖｅｎｎｅｓｓｉｎｄｅｘ
ｔｅｎｄｅｄｔｏｉｎｃｒｅａｓｅ，ｔｏａｄｅｎｓｉｔｙｏｆ５００ｐｌａｎｔｓ／ｍ２ｔｈｅｎｄｅｃｒｅａｓｅ．Ａｓｔｈｅｄｅｎｓｉｔｙｏｆｈｅｒｂａｇｅｂｅｃａｍｅｈｉｇｈｅｒ，ｓｐｅ
ｃｉｅｓｓｉｍｉｌａｒｉｔｙｂｅｔｗｅｅｎｄｉｆｆｅｒｅｎｔｐｌｏｔｓａｎｄｎａｔｕｒａｌｒｅｓｔｏｒａｔｉｏｎｔｅｎｄｅｄｔｏｄｅｃｒｅａｓｅａｎｄｔｈｅｎｉｎｃｒｅａｓｅ，ｉｎｄｉｃａｔｉｎｇ
ｔｈａｔｔｈｅｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎｏｆａｒｔｉｆｉｃｉａｌｒｅｓｔｏｒａｔｉｏｎ，ｎｏｔｔｈｅｈｅｒｂａｇｅｄｅｎｓｉｔｙ，ｄｅｃｉｄｅｄｔｈｅｃｏｍｍｕｎｉｔｙｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎ．Ｔｈｅ
ｄｅｎｓｉｔｙｈａｄｎｏｓｅｒｉｏｕｓｅｆｆｅｃｔｏｎｃｏｖｅｒａｇｅ，ｈｅｉｇｈｔ，ｂｉｏｍａｓｓａｎｄｄｉｖｅｒｓｉｔｙｏｆｒｅｆｏｒｅｓｔａｔｉｏｎｃｏｍｍｕｎｉｔｉｅｓｗｈｅｎｔｈｅ
ｄｅｎｓｉｔｙｗａｓｏｖｅｒ５００ｐｌａｎｔｓ／ｍ２．Ｔｈｅｃｏｓｔｓｈｏｕｌｄｂｅｒｅｄｕｃｅｄａｎｄｔｈｅｏｐｔｉｍｕｍｅｆｆｅｃｔｏｆｒｅｓｔｏｒａｔｉｏｎａｃｈｉｅｖｅｄｂｙ
ｃｈｏｏｓｉｎｇｔｈｅａｐｐｒｏｐｒｉａｔｅｐｒｏｐｏｒｔｉｏｎｏｆｓｐｅｃｉｅｓａｎｄｄｅｎｓｉｔｙ．
犓犲狔狑狅狉犱狊：ｓｌｏｐ；ｍｉｘｔｕｒｅｐｌａｎｔｉｎｇｏｆｓｈｒｕｂａｎｄｈｅｒｂａｇｅ；ｖｅｇｅｔａｔｉｏｎｒｅｓｔｏｒａｔｉｏｎ；ｃｏｍｍｕｎｉｔｙｄｉｖｅｒｓｉｔｙ
４３ ＡＣＴＡＰＲＡＴＡＣＵＬＴＵＲＡＥＳＩＮＩＣＡ（２００９） Ｖｏｌ．１８，Ｎｏ．４