吳學(xué)峰, 高亦珂, 謝哲城, 徐 俊

昆蟲野花帶在農(nóng)業(yè)景觀中的應(yīng)用*

吳學(xué)峰, 高亦珂**, 謝哲城, 徐 俊

(北京林業(yè)大學(xué)園林學(xué)院 北京 100083)

在農(nóng)業(yè)景觀中, 昆蟲野花帶是以混播等方式, 建植在農(nóng)田、果園、菜地等農(nóng)地邊緣的條狀或片狀生態(tài)緩沖區(qū)。通過配置不同功能植物形成植物群落, 為自然天敵及傳粉者提供蜜粉源和棲息地, 改善農(nóng)地生境質(zhì)量; 強(qiáng)化害蟲天敵支持系統(tǒng), 達(dá)到提高授粉率、減少農(nóng)藥使用、改良修復(fù)農(nóng)地土壤、凈化水源、抑制雜草等多樣的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能。本文回顧了昆蟲野花帶的應(yīng)用發(fā)展歷程, 涵蓋了中西歐發(fā)達(dá)國家及美國等地。不同國家昆蟲野花帶側(cè)重不同, 瑞士、比利時等國家作為昆蟲野花帶的源頭, 最早將生態(tài)保育的思想運(yùn)用于農(nóng)業(yè)生產(chǎn), 并付諸生態(tài)補(bǔ)償機(jī)制的實踐; 英國昆蟲野花帶有政策的細(xì)化支持, 應(yīng)用方式豐富; 美國以本土植物的開發(fā)、草原生境的修復(fù)及重要傳粉者保護(hù)為研究與實踐的重點。中國的農(nóng)地周邊由于外來物種入侵、人為干預(yù)嚴(yán)重等造成了景觀異質(zhì)性低、生境破碎化, 亟待引入昆蟲野花帶的技術(shù)手段, 進(jìn)行生境管理與規(guī)劃。中國的昆蟲野花帶研究仍處于發(fā)展初期, 缺少實際應(yīng)用。未來, 中國昆蟲野花帶的發(fā)展, 首先要針對現(xiàn)有非作物生境植物群落以及各類昆蟲群落展開動態(tài)監(jiān)測與調(diào)查, 在大尺度上劃定生態(tài)保護(hù)區(qū)域, 分析現(xiàn)有生境格局, 構(gòu)建生態(tài)網(wǎng)絡(luò), 研究昆蟲野花帶的規(guī)劃方案, 分清主次和功能需求, 并根據(jù)節(jié)肢動物功能團(tuán)的時空動態(tài)變化, 確定最佳群落結(jié)構(gòu), 保持昆蟲野花帶生境與其他自然與半自然生境的功能連接度, 保留多樣的景觀因素。

花卉混播; 傳粉者; 生境管理; 昆蟲野花帶; 生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)

傳粉昆蟲為農(nóng)作物提供了重要的傳粉生態(tài)服務(wù), 害蟲自然天敵為農(nóng)業(yè)生產(chǎn)提供了生物防治功能。如在美國, 傳粉者和害蟲天敵能提供每年45億美元的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值[1], 包括作物產(chǎn)量的提升、野生植物群落的維系等[2]。二戰(zhàn)后集約化的耕作方式、農(nóng)藥的使用、氣候變化等導(dǎo)致農(nóng)地節(jié)肢動物生境破碎甚至消失, 尤其是專一食性的特化傳粉者、獨(dú)居性傳粉者等更易消失, 農(nóng)地生境管理迫在眉睫, 這關(guān)系著地球生態(tài)環(huán)境和人類社會的健康發(fā)展。

傳粉者和害蟲天敵的生境管理主要針對其在景觀尺度中的活動、覓食等需求, 進(jìn)行其生境的保護(hù)、重建或修復(fù)及管理。重點在于調(diào)整其活動范圍內(nèi)的景觀資源布局、各類生物間的競爭-合作關(guān)系等。這種對農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)性調(diào)整具體體現(xiàn)在: 1)構(gòu)建農(nóng)田邊際的非作物生境, 如樹籬(hedgerows)、昆蟲野花帶(wildflower strips)、禾草帶(grass margins)、甲蟲堤(beetle banks)等, 提供豐富的蜜粉源、永久的庇護(hù)所等; 2)多樣化的農(nóng)作物種植, 間作、輪作等避免作物種類單一化導(dǎo)致的傳粉者等同質(zhì)化; 3)利用現(xiàn)有農(nóng)田附近的景觀資源(森林、河流、湖泊、田間原生野花群落等), 以保護(hù)為主, 設(shè)置生態(tài)焦點區(qū)域(ecological focus areas, EFA), 即農(nóng)業(yè)景觀中的一些面積較小具有生態(tài)價值的半自然棲息地或保護(hù)區(qū), 在此實施休耕政策[3-6]。

昆蟲野花帶是一種以混播方式建植于農(nóng)田、果園、菜地等農(nóng)地邊緣, 呈條狀或片狀的生態(tài)緩沖區(qū)。通過配置不同功能植物形成植物群落, 為傳粉者、害蟲天敵提供蜜粉源和棲息地, 改善農(nóng)地生境質(zhì)量; 具有強(qiáng)化害蟲天敵支持系統(tǒng), 達(dá)到提高授粉率、減少農(nóng)藥使用、改良修復(fù)農(nóng)地土壤、凈化水源、抑制雜草等多樣的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能。昆蟲野花帶通過增加花量、開花植物的多樣性以及不同的植被結(jié)構(gòu)吸引多樣的傳粉者, 改善傳粉者生境。較之其他生態(tài)保育的途徑, 最大優(yōu)勢在于易于建植與轉(zhuǎn)化, 如可以根據(jù)作物類型、目標(biāo)昆蟲偏好、景觀美學(xué)價值等靈活選擇混播物種。

不同國家對農(nóng)業(yè)景觀中昆蟲野花帶的稱謂不盡相同,常見的稱法有wildflower strip/wildblumenstreifen(通用)、wildflower plantings(德國、美國)、blühstreifen/ bande fleurie/flower strip(比利時, 法國)、weed strip(瑞士、德國)等[7-10]。本文以wildflower strip(昆蟲野花帶)為這類保育型非農(nóng)植物帶的代表名稱, 簡稱“昆蟲野花帶”。

1 昆蟲野花帶的功能

昆蟲野花帶是多種生境交替融合的生態(tài)緩沖區(qū), 為傳粉昆蟲提供粉蜜源, 更提供了活動、繁殖、棲息的場所, 使其完成全部的生命周期。多年生的野花帶以0.08~0.8 hm2的面積最能維持穩(wěn)定的野生傳粉者群落, 且與農(nóng)田的距離應(yīng)控制在30 m以內(nèi)[11-12], 如與其他生境管理方式如樹籬、樹林等區(qū)域形成完整的生態(tài)網(wǎng)絡(luò), 能發(fā)揮更多樣的功能。

1.1 為昆蟲提供蜜粉源和庇護(hù)場所, 改善農(nóng)地生境質(zhì)量

昆蟲野花帶支持的傳粉者類群豐富, 包括傳統(tǒng)上人工管理養(yǎng)殖的蜂種、蝶類、蛾類等。不同的昆蟲野花帶植物組成、結(jié)構(gòu)、形式、數(shù)量等對不同訪花者的移動、取食偏好、寄主選擇等均有影響。此外, 昆蟲野花帶的群落組成在時間、空間上的變化會滿足不同傳粉者對生境及食源質(zhì)量的需求。昆蟲野花帶中有花植物資源的豐富度、可用性對傳粉者類群的覓食、庇護(hù)作用, 對農(nóng)作物產(chǎn)量和質(zhì)量影響最大; 昆蟲野花帶永久性的半自然或自然生境對傳粉者的筑巢、遷徙等至關(guān)重要。譬如熊蜂屬(spp.)是對傳粉生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能貢獻(xiàn)最大的泛化傳粉者, 其對生境的要求選擇范圍廣、食性多樣, 種類豐富的野花帶則恰恰投其所好; 而長喙天蛾屬(spp.)等特化傳粉者, 食源狹窄, 移動緩慢, 棲息地局限, 通常對特殊功能植物的依賴性更強(qiáng), 譬如美國的黑脈金斑蝶()野花帶中的植物應(yīng)含有其寄主——馬利筋屬(spp.)、其他蜜源植物、暖季型禾草等[13-14]。

大尺度的昆蟲野花帶建設(shè), 配置植物時強(qiáng)調(diào)生態(tài)緩沖區(qū)的完整性, 以彌補(bǔ)破碎的生境斑塊; 植物種類豐富、寬度較大的昆蟲野花帶更能支持多樣的傳粉者類群; 特殊功能植物占比較大的昆蟲野花帶可以支持特殊的傳粉者類群。一些研究證明, 昆蟲野花帶的景觀背景、空間位置也會影響傳粉者的種群數(shù)量、規(guī)模等。如大尺度條件下, 建植于森林邊緣與農(nóng)田交接地帶的昆蟲野花帶比在裸地中對傳粉者更有利, 在農(nóng)田邊緣比農(nóng)田中間更合適; 小尺度條件下, 如家庭農(nóng)場的草莓(×)園, 建植在農(nóng)地中心的昆蟲野花帶更能提升傳粉的有效性[15-17]。

1.2 強(qiáng)化害蟲天敵支持系統(tǒng), 減少農(nóng)藥使用

害蟲天敵常分為兩類: 一為捕食性天敵(predator), 包括瓢蟲(Coccinellidae)、草蛉(Chrysopidae)、花蝽(Anthocoridae)、食蚜蠅(Syrphidae)、蜘蛛(Araneae)以及步甲(Carabidae)等; 二為寄生性天敵(parasitoids), 如寄生蜂(parasitoid wasp)等(表1)。害蟲天敵在農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)中是關(guān)鍵類群。昆蟲野花帶能強(qiáng)化害蟲天敵的支持系統(tǒng), 植被高度及結(jié)構(gòu)的復(fù)雜性會為不同的昆蟲提供生境體系, 而生境結(jié)構(gòu)又影響著昆蟲群落的多樣性和數(shù)量[18]。例如Tschumi等[9]比較了瑞士中部有無昆蟲野花條帶參與的冬小麥()田, 通過對野花帶植被特點如闊葉植物和禾草的覆蓋比例、每種開花植物的花或花序的數(shù)量等進(jìn)行多次評估以及不同區(qū)域小麥田調(diào)查后發(fā)現(xiàn), 臨近昆蟲野花帶的小麥田害蟲卵數(shù)減少44%, 而小麥產(chǎn)量也隨著昆蟲野花帶中花密度和闊葉植物覆蓋面積的增加而提高。自然天敵的聚集及壽命的延長、繁殖率的提高等也需要輔助食源的支持, 在作物收割后因為作物生境害蟲的消失, 而使其向其他植被區(qū)域移動, 一是尋找相似的害蟲食源或寄主(如寄生蜂), 二是利用蜜粉源補(bǔ)充體力, 三是尋找植被作為棲息庇護(hù)場所或利用其枝干進(jìn)行筑巢。另外, 還有一部分天敵昆蟲偏好在植物的莖稈、葉片上產(chǎn)卵, 例如菜粉蝶()常在十字花科(Brassicaceae)植物莖、葉上產(chǎn)卵等; 低矮開闊的植被結(jié)構(gòu)適合蝶類幼蟲中喜好溫暖生境的種類; 高大且密集的植被結(jié)構(gòu)能滿足步甲類等昆蟲越冬、渡過極端條件, 高大密集的植被能提供更多食物資源且更為隱蔽, 比低矮植被能容納更多昆蟲種類[19-20]。

表1 野花帶群落中有益節(jié)肢動物功能團(tuán)及與其相關(guān)的植物群落關(guān)鍵功能性狀

真正能做到控制蟲害、減少農(nóng)藥使用的昆蟲野花帶, 不僅能提供天敵的生境條件, 還能滿足一定量植食性昆蟲(害蟲)的需求。具有轉(zhuǎn)移農(nóng)作物蟲害和維持植物群落中完整的食物鏈, 為天敵提供作物害蟲以外的補(bǔ)充食源的功能, 但需控制害蟲種群密度。因此昆蟲野花帶中需要配置一定的寄主植物、誘集植物(表2)。天敵靶向的昆蟲野花帶在設(shè)計時需考慮受保護(hù)作物的常見害蟲及其天敵的取食偏好、寄主選擇等, 如不同植物的花型、花色、蜜粉含量等均能影響天敵的活動能力、范圍等。

表2 昆蟲野花帶中常見誘集植物、寄主植物及其吸引的主要害蟲種類

1.3 改良、修復(fù)農(nóng)地土壤, 凈化農(nóng)地水源

長期農(nóng)藥的使用導(dǎo)致農(nóng)地土壤板結(jié)、肥力下降, 不僅限制了原生植物根系生長, 也不利于土棲昆蟲的地下筑巢。瑞士研究者對建植5~6年的昆蟲野花帶土壤菌群研究發(fā)現(xiàn), 綠僵菌(, 一種昆蟲病原真菌)的菌落數(shù)量顯著高于無昆蟲野花帶的谷物種植田, 而農(nóng)地的土壤結(jié)構(gòu)也得到了自上及下的改良[21]。另外昆蟲野花帶還可以提供較長期的土壤覆蓋, 減輕土壤侵蝕, 含有豆類植物昆蟲野花帶植物還田后可以有效提高土壤肥力; 在鄰近水域的區(qū)域, 一些超積累及富集植物的組合還可以有效控制土壤污染物, 消解氮、磷污染, 如可消減淺層地下水中90%的硝酸鹽, 控制源頭污染; 同時一些高大的禾草如柳枝稷()為主的混播組合還可以避免農(nóng)地土壤有機(jī)物的流失[22-24]。英國在其環(huán)境管理計劃中以豆類-花卉植生草皮、6~12 m寬的禾草帶等來控制玉米()和冬小麥農(nóng)田的土壤侵蝕控制, 凈化水源[25]。

1.4 抑制農(nóng)地雜草

相對于自然更新的一、二年生昆蟲野花帶組合而言, 植物種類豐富、覆蓋能力迅速的多年生野花帶更能控制當(dāng)?shù)貎?yōu)勢雜草的入侵。歐洲的昆蟲野花帶組合中常用本土寄生草本如鼻花屬(spp.)、山羅花屬(spp.)等列當(dāng)科(Orobanchaceae)植物來抑制當(dāng)?shù)馗偁幮秃滩莸纳L[26-27], 提高昆蟲野花帶的物種多樣性。相比早期自然更新的田間非作物種植區(qū), 農(nóng)民更青睞于花卉植物豐富、惡性雜草較少的野花帶及叢生禾草帶[28]。另外, 覆蓋作物組合可以保持穩(wěn)定的土壤溫度、降低地表透光率, 抑制其余草種生長, 故常用于輪作、間作系統(tǒng)中雜草的防治[29]; 使用一定量細(xì)葉型禾草參與昆蟲野花帶建植也可起到相似作用, 還可保持良好視覺效果, 例如, 使用洋狗尾草()、細(xì)弱剪股穎()等細(xì)葉型禾草與夏枯草()、野胡蘿卜()、蓍()等本土野花組合, 較之鴨茅()、狐尾草()等叢生禾草與野花的組合更穩(wěn)定[25]。多數(shù)國家昆蟲野花帶寬度在2~4 m以上, 基本符合雜草種子傳播距離, 即一般性種子傳播距離為1 m, 有特殊結(jié)構(gòu)(如冠毛等)可以擴(kuò)散至7~12 m, 秋冬季清除野花帶刈割后殘茬, 可有效控制雜草種子向農(nóng)田生境擴(kuò)散[30]。

以上昆蟲野花帶的綜合功能不僅針對農(nóng)業(yè)生產(chǎn)和農(nóng)業(yè)生態(tài), 而且還具有一定的文化及美學(xué)功能。農(nóng)田中昆蟲野花帶以其鮮明的色彩和視覺沖擊成為畫面的主題, 例如19世紀(jì)的印象派作品《田間采花》(, Mary Cassatt, 1875)、《熱維耶的黃色田野》(, Gustave Caillebotte, 1884)、《遍開虞美人的田野》(, Vincent Van Gogh, 1889)等。第一次世界大戰(zhàn)期間, 比利時等地田間常見的虞美人()花帶因《在佛蘭德斯戰(zhàn)場》(, John McCrae, 1915)一詩對戰(zhàn)死兵士的追思而成為此后懷舊、向往和平的象征。昆蟲野花帶的存在寄托了人們對荒野自然的聯(lián)想、向往, 也營造了良好的視覺景觀效果。

綜上所述, 昆蟲野花帶改善了農(nóng)地生境質(zhì)量, 改善了農(nóng)業(yè)生態(tài)中的土壤、水質(zhì)以及害蟲支持系統(tǒng), 有效抑制雜草, 優(yōu)化視覺效果, 降低集約農(nóng)業(yè)的景觀同質(zhì)化、破碎生境等負(fù)面影響, 促進(jìn)生物多樣性提升, 是農(nóng)地邊界重要的生境管理工具。20世紀(jì)中后期昆蟲野花帶被人們重新發(fā)掘, 兼顧其生態(tài)功能和文化價值, 并在歐美各國農(nóng)業(yè)景觀中不斷發(fā)展, 延續(xù)非作物種植傳統(tǒng), 發(fā)揮重要的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能。

2 國外昆蟲野花帶的發(fā)展、政策制定及應(yīng)用現(xiàn)狀

歐洲各國為了應(yīng)對傳粉者生境破壞、生物多樣性下降以及作物產(chǎn)量減少等問題, 從20世紀(jì)70年代開始制定并實行了農(nóng)業(yè)環(huán)境管理計劃(agri-environ-mental schemes, AES)[13], 而建植昆蟲野花帶是其中的重要內(nèi)容, 80年代后期開始了一段長時間的探索。1986年, 瑞士康斯坦斯湖區(qū)(Lake Constance region)最早在果園中出現(xiàn)了農(nóng)民自發(fā)播種建植的蜜源植物種植帶[8], 緊隨其后的是以瑞士為主的各國生態(tài)學(xué)家對果園、農(nóng)田覆蓋植物的形式、功能方面的研究、試點[31-32]。最早在農(nóng)田應(yīng)用的是混播禾草帶(甲蟲堤), 目的是有利于農(nóng)田無脊椎動物的越冬保護(hù)[33]。一段時間的試點后, 禾草帶的功能不再能滿足生態(tài)保育的綜合需求, 德國“綠島項目”(Grüninsel programm)等生態(tài)保育工程開始向推廣新混播組合(Saatgutm-ischung)(80%禾草, 20%花卉)[34], 與單一功能的禾草帶并行發(fā)展, 開花植物參與的昆蟲野花帶開始大面積農(nóng)田試點, 并在中西歐國家中擴(kuò)散。此后, 各國相繼出臺了類似國家傳粉者策略(national pollinator strategy)等重要政策法規(guī)[35], 相應(yīng)政策下產(chǎn)生的The B-Lines Programme、Get Britain Buzzing等計劃、方案, 都將昆蟲野花帶作為綠色基礎(chǔ)設(shè)施的一部分, 上升為一項國家指導(dǎo)、公眾廣泛參與的生態(tài)保育運(yùn)動。在昆蟲野花帶研究上, 多數(shù)國家已有20余年的歷史, 主要為集群研究和大規(guī)模實踐, 以英國、瑞士、比利時、法國、德國等為主, 在農(nóng)業(yè)環(huán)境計劃指導(dǎo)下, 農(nóng)民自發(fā)建立昆蟲野花帶為主的緩沖區(qū)域構(gòu)成了歐洲連貫的農(nóng)地棲息地網(wǎng)絡(luò)[36]。對農(nóng)民而言, 在國家政策指引下, 昆蟲野花帶的低維護(hù)成本及3~5年后顯著的生產(chǎn)效益極具吸引力, 近年來對農(nóng)民或農(nóng)場主的調(diào)查發(fā)現(xiàn), 多數(shù)人聽取了政府的針對性意見, 身體力行, 并積極反饋, 認(rèn)同生境管理后帶來的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值; 實施3~5年以上的昆蟲野花帶, 大部分歐洲國家在昆蟲(包括稀有物種)種群密度等方面較傳統(tǒng)農(nóng)業(yè)環(huán)境管理方式顯著提升[31]。歐洲各國的決策者更注意其適應(yīng)性設(shè)計與民意調(diào)查的結(jié)合, 同時不斷滿足高水平的生物多樣性[37-38](表3)。

表3 各國農(nóng)地野花帶植物構(gòu)成、寬度及管理方式對比

美國建立了國家性傳粉者計劃以及農(nóng)田緩沖帶保護(hù)建設(shè)計劃。亞洲國家以日本為主, 處于初步發(fā)展階段, 但在農(nóng)田生態(tài)保育方面主要重視棄耕田植被更新與田間野生植物群落的保護(hù)等。在歐美各國, 市場上已經(jīng)出現(xiàn)了與研究者合作開發(fā)的適應(yīng)多種生境條件(干旱、中生、濕生等), 或針對多種傳粉者保育以及不同景觀效果的野花帶組合, 為大規(guī)模、快速建植應(yīng)用做出巨大貢獻(xiàn)。

國外目前對野花帶研究結(jié)果主要集中在提供蜜粉源、寄主植物等的生境管理功能以及景觀效果方面, 進(jìn)行了蜜粉源植物、誘集植物、寄主植物等功能植物的篩選與配比。比較歐美不同國家, 使用頻率最高的植物有野胡蘿卜、艾菊葉鐘穗花()、西洋濱菊()、矢車菊()、蓍、藍(lán)薊()、香雪球()、虞美人等。共涉及30余科、80多屬, 以豆科(Fabaceae)、菊科(Astera?ceae)、十字花科、傘形科(Apia?ceae)為主, 這些科的植物是訪花昆蟲的主要蜜粉源。不同國家昆蟲野花帶的植物種配比不同, 大都為蜜源植物和寄主植物, 利用昆蟲野花帶在農(nóng)田系統(tǒng)中增加天敵、傳粉者和分解者等的種類與種群數(shù)量, 促進(jìn)生境管理功能的發(fā)揮。二大類植物參與昆蟲野花帶的構(gòu)建、功能實現(xiàn)的要點在于選擇花期長且花期連續(xù)的植物。

2.1 英國

英國的傳統(tǒng)牧場自19世紀(jì)以來形成了獨(dú)特的植物景觀, 鄉(xiāng)村田間的樹籬維持農(nóng)業(yè)生產(chǎn)秩序, 在障隔土地的同時為野生動物提供居所。樹籬附近則常為自然更新的野花地, 遍布草甸毛茛()、柔毛豬殃殃()等野花。英國的農(nóng)業(yè)用地約占國土面積的76%, 以冬季播種的農(nóng)作物(冬小麥等)為主[39]。其昆蟲野花帶的政策制定和應(yīng)用從20世紀(jì)90年代中后期開始。在早期歐盟一般性農(nóng)業(yè)政策(Common Agricultural Policy, CAP)影響下, 于1987年左右將保護(hù)野生傳粉者的一攬子計劃作為農(nóng)業(yè)環(huán)境計劃的重要部分, 從法律層面上一直推行環(huán)境管理辦法(Environmental Stewardship, ES), 其中包含了兩項內(nèi)容: 一般管理條例(entry level stewardship, ELS)和高級管理條例(higher level stewardship, HLS)。ELS至2013年已在英國64.6%的農(nóng)業(yè)用地中實施, 其中針對蝶類、蜂類等昆蟲的生境保護(hù), 推行了豆科為主的蜜源植物野花帶、禾草野花帶等; HLS包含了多樣的本土蜜粉源植物資源, 涉及了原生草甸的修復(fù)與重建, 整體以可用蜜量最大化作為篩選標(biāo)準(zhǔn)[40]。兩種管理條例均由政府提供資金支持, 根據(jù)農(nóng)民意愿靈活實施, 至少10%的農(nóng)田區(qū)域有野生動物生境, 其中4%建設(shè)為高質(zhì)量的蜜粉源野花帶[40]。2014年, 為期10年的國家傳粉者策略正式公布, 重點鼓勵昆蟲野花帶為主的環(huán)境管理辦法的推行[41-43], 到2015年, 環(huán)境管理辦法正式更新為鄉(xiāng)村管理計劃(countryside stewardship scheme, CSS), 在未來5年中將向農(nóng)民分發(fā)9.25億英鎊, 鼓勵采用包括野花帶在內(nèi)的增強(qiáng)生物多樣性、改善環(huán)境的農(nóng)業(yè)生態(tài)工程措施。該計劃由兩部分構(gòu)成: 對應(yīng)之前HLS的高級計劃(Higher Tier), 以保育型野花帶介入, 針對重點保護(hù)地帶的生態(tài)修復(fù)、生境管理; 中級計劃(Middle Tier)則以大面積農(nóng)田傳粉者和鳥類棲息地改善為目標(biāo), 截至2018年, 已推出了18種諸如AB1 Nectar flower mix(蜜源組合)、AB3 Beetle banks(甲蟲堤組合)等野花帶組合, 農(nóng)民可根據(jù)需求而選擇[44]。這次的調(diào)整實際上是空間優(yōu)化、功能細(xì)分的過程, 綜合考慮了景觀水平的生物多樣性、作物生產(chǎn)目標(biāo)、環(huán)境背景、保育對象等。至此, 英國的農(nóng)地昆蟲野花帶整體形成了全面的決策機(jī)制, 在近10年中, 諸多生態(tài)學(xué)家陸續(xù)實施了野花帶、禾草帶的長期監(jiān)測、追蹤、評估與反饋[45-47]。

2.2 瑞士、比利時

在瑞士, 占國土面積40%的草地已開墾耕種, 自1993年開始在部分地區(qū)實施了生態(tài)補(bǔ)償機(jī)制(ecological compensation), 在農(nóng)田等小尺度生境保護(hù)中實施, 約10萬hm2的草甸、草原及農(nóng)田被規(guī)劃為生態(tài)補(bǔ)償區(qū)(ecological compensation area, ECA), 除大面積草甸斑塊的修復(fù)、管理外, 主要利用7%的農(nóng)業(yè)用地建植樹籬及含有30多種本土草本植物的野花帶[48-49]。至今瑞士的生態(tài)保育型野花帶已有近25年的發(fā)展歷史,給農(nóng)民帶來了可觀的收入。同時自1993年起, 農(nóng)民需遵守生態(tài)交叉遵守制度(ecological cross compliance), 以利于昆蟲野花帶建設(shè)的真正落實[50-51]。自2010年起, 政府每年對每公頃農(nóng)地?fù)馨l(fā)約2 800瑞士法郎(CHF)的補(bǔ)貼用于昆蟲野花帶等生態(tài)補(bǔ)償機(jī)制的落實, 2014年開始, 國家政策的重心為鼓勵更多農(nóng)場主、農(nóng)民建設(shè)昆蟲野花帶, 研究更多的配方組合, 進(jìn)行商業(yè)推廣。

比利時于20世紀(jì)80年代末開始昆蟲野花帶植物的篩選工作[31], 而農(nóng)業(yè)環(huán)境計劃的研究重點在于本土干草草原及其生物多樣性保護(hù), 而生境保護(hù)、管理的方案多由當(dāng)?shù)胤菭I利組織如Natagriwal等研討并公布[52]。2005年, 瓦隆政府推出了11組關(guān)于“人工野花帶”(‘managed-strips’)的農(nóng)業(yè)環(huán)境計劃方案, 至2013年已建成1 275 km長的野花帶[53]。未來, 比利時的昆蟲野花帶研究重點放在混播組合的優(yōu)化、生物防控型野花帶的開發(fā)等[54]; 而Amy等[55]通過最近幾年對農(nóng)作物間作系統(tǒng)中野花帶功能的研究, 對其不同應(yīng)用形式(大面積單播或混播等)與農(nóng)民利益、農(nóng)村經(jīng)濟(jì)及生態(tài)補(bǔ)償?shù)年P(guān)系進(jìn)行了深入探討。

2.3 美國

大草原(prairie)作為美國重要的自然生態(tài)系統(tǒng), 全國及各州均有相應(yīng)的大草原保護(hù)方針政策, 其中以傳粉者生境管理與保護(hù)為重點。例如2018年種子遺產(chǎn)計劃(Seed A Legacy)是由美國蜂蝶生境基金(The Bee & Butterfly Habitat Fund, BBHF)支持的一項傳粉者生境保護(hù)計劃, 旨在為美國中西部和大平原的11個州的很多項目提供免費(fèi)的傳粉者混播組合。其中, 美國密歇根州立大學(xué)、俄勒岡州立大學(xué)、加州大學(xué)等的研究者[56-57]經(jīng)過數(shù)年研究, 篩選了美國北部及中西部23~46種多年生植物, 并強(qiáng)調(diào)本土植物對本土野生生物生境管理的重要性, 根據(jù)開花期、生境適應(yīng)性, 與大型種業(yè)公司如Roundstone Seeds等開發(fā)出如傳粉者保育組合、河岸緩沖帶傳粉者組合、帝王蝶保育組合等, 包含6~27種本土植物種類, 旨在延續(xù)其鄉(xiāng)土農(nóng)地景觀, 增加本土農(nóng)作物的授粉和害蟲控制等。美國的高叢藍(lán)莓()種植園、扁桃()種植園中, 20世紀(jì)90年代中后期即有一些研究者和農(nóng)戶開始運(yùn)用昆蟲野花帶吸引更多傳粉者幫助果樹完成傳粉, 尤其注重對本土蜂種如壁蜂屬(spp.)等的吸引能力[58]。而美國農(nóng)業(yè)部林務(wù)局則認(rèn)為多年生的野花帶給農(nóng)業(yè)生產(chǎn)帶來的效益在7年左右可以真正實現(xiàn)。而對傳粉者生境的保護(hù), 農(nóng)業(yè)部從生物遷徙路線展開了全國性的野花帶適應(yīng)性規(guī)劃并制定了相關(guān)設(shè)計指南[59]。

2.4 總結(jié)

昆蟲野花帶以瑞士、比利時等德語國家為發(fā)源中心, 著力推行生態(tài)補(bǔ)償機(jī)制, 農(nóng)民均有義務(wù)利用耕地的2%~7%土地建植野花帶; 而有著同樣種植傳統(tǒng)的英國則在政策與形式上不斷細(xì)化與豐富; 在美國則以本土植物的開發(fā)、草原生境的修復(fù)及重要傳粉者保護(hù)為研究與實踐的重點。不同國家在野花帶管理方式、植物構(gòu)成上既有共識, 也因生產(chǎn)力水平、氣候環(huán)境條件、保育目標(biāo)等不同而存在差異, 但各國開展了多種野花帶模式的實驗、推廣, 理論及營造經(jīng)驗業(yè)已成熟, 政府也以不同的農(nóng)業(yè)環(huán)境計劃予以政策支持, 對實踐野花帶的農(nóng)民施行了生態(tài)補(bǔ)償機(jī)制, 在野花帶植物構(gòu)成的研究也做了相應(yīng)本土化、功能指向性的優(yōu)化配置, 這些都對發(fā)展昆蟲野花帶初期的中國有所借鑒。

3 中國昆蟲野花帶未來的發(fā)展

中國的農(nóng)業(yè)結(jié)構(gòu)現(xiàn)狀仍以精耕細(xì)作的小農(nóng)經(jīng)營模式為主。南方經(jīng)營作物多樣, 以水田作物為主, 如水稻()、油菜()、甘蔗()等; 而在北方旱田作物以小麥、玉米、花生()等為主, 生產(chǎn)規(guī)模較大, 集約化程度較高。這意味著南北方在農(nóng)田野花帶的應(yīng)用時, 規(guī)模、種類、建植方式、景觀背景等皆有差異。

中國的農(nóng)地周邊多數(shù)以防風(fēng)林、農(nóng)民自發(fā)間作的作物、個別覆蓋作物種植等為主。據(jù)調(diào)查, 有近30%的田間空地、田邊道路裸露嚴(yán)重[60]。馬守臣等[61]研究表明, 果園邊際植被均勻度指數(shù)最低, 受人類干擾的作物邊界多樣性指數(shù)和生態(tài)優(yōu)勢度又顯著小于其他農(nóng)田邊際。鮮有多樣化草本植物的大規(guī)模種植研究、實踐等, 且與周邊生境的物種相似性也更高。如今, 更多的田間土地則面臨著空心蓮子草()、豚草()、大狼把草()等入侵植物的控制中, 本土蜂種受到西方蜜蜂等攜帶的病菌感染、食源減少而瀕臨消失。

近年來, 在中國臺灣花蓮農(nóng)改場, 研究者以仙草()、鴨舌癀()、黃花蜜菜()等十來種本土物種以野花植生毯的形式改良果園的土壤有機(jī)質(zhì)、抑制雜草等, 并調(diào)查到27種寄生蜂, 尤其有一種依賴于馬蘭()蜜源的東方果實蠅()的天敵——格氏突闊小蜂(), 有效抑制了果園中的害蟲密度[62]。在中國大陸地區(qū), 南方的水稻田早有田埂間種植蜜量豐富的芝麻()等其他作物的傳統(tǒng), 可以有效控制稻飛虱()、稻縱卷葉螟()等稻田害蟲[63]。目前, 國內(nèi)非作物生境種植普遍以單一植物為主, 如2017年, 北京市順義、密云等十多處農(nóng)田附近建成了以柳葉馬鞭草()、白車軸草()等單一植物種植為主的野花帶[64]。但單一植物很難長久維持生境管理功能。真正把昆蟲野花帶引入實踐還是在近兩三年間, 先正達(dá)種業(yè)公司的“傳粉者行動”(operation pollinator)本土化“運(yùn)動”, 在10 391 hm2的耕地上建設(shè)蜜粉源植物為主的昆蟲野花帶[65]。另外, 北京市農(nóng)業(yè)技術(shù)推廣站于2016年開始在順義大孫各莊、延慶野鴨湖濕地等地展開了昆蟲野花帶示范工程, 并初具規(guī)模[66-67]。

未來中國昆蟲野花帶的發(fā)展, 首先要針對現(xiàn)有非作物生境植物群落及各類昆蟲群落展開動態(tài)監(jiān)測與調(diào)查, 在大尺度上劃定生態(tài)保護(hù)區(qū)域, 分析現(xiàn)有生境格局, 構(gòu)建生態(tài)網(wǎng)絡(luò)[68]; 研究昆蟲野花帶的規(guī)劃方案, 分清主次和功能需求, 并根據(jù)節(jié)肢動物功能團(tuán)的時空動態(tài)變化, 確定最佳群落結(jié)構(gòu); 保持昆蟲野花帶生境與其他自然與半自然生境的功能連接度, 保留多樣的景觀因素(包括裸地等); 以不同形式、功能的昆蟲野花帶, 建立合理、多樣的生境, 例如結(jié)合木槿()、荊條(var.)、華北木香薷()、繡線菊(spp.)、蕕()、檫木()、油茶()、山楂()等蜜粉源、動物食源灌木、小喬木等, 形成多功能、多物種、多樣化的農(nóng)地景觀。另外, 研究者和種業(yè)公司還需借鑒國際經(jīng)驗, 篩選和開發(fā)昆蟲野花帶功能植物, 尤其是影響著越冬天敵存活時間和控害能力的早春和晚秋的蜜粉源野花, 真正實現(xiàn)本土化生產(chǎn)、設(shè)計與落地的完整流程。

[1] LOSEY J E, VAUGHAN M. The economic value of ecological services provided by insects[J]. BioScience, 2006, 56(4): 311–323

[2] OLLERTON J. Pollinator diversity: Distribution, ecological function, and conservation[J]. Annual Review of Ecology, Evolution, and Systematics, 2017, 48: 353–376

[3] 張鑫, 王艷輝, 劉云慧, 等. 害蟲生物防治的景觀調(diào)節(jié)途徑: 原理與方法[J]. 生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報, 2015, 31(5): 617–624 ZHANG X, WANG Y H, LIU Y H, et al. Approaches biological control of pests of through landscape regulation: Theory and practice[J]. Journal of Ecology and Rural Environment, 2015, 31(5): 617–624

[4] SUTTER L, ALBRECHT M, JEANNERET P. Landscape greening and local creation of wildflower strips and hedgerows promote multiple ecosystem services[J]. Journal of Applied Ecology, 2018, 55(2): 612–620

[5] HATT S M M. Spatial diversification of agroecosystems towards biological control of insect pests: A focus on intercropping and wildflower strips[D]. Liège, Belgium: University of Liège, 2017

[6] PE’ER G, ZINNGREBE Y, HAUCK J, et al. Adding some green to the greening: Improving the EU’s Ecological Focus Areas for biodiversity and farmers[J]. Conservation Letters, 2017, 10(5): 517–530

[7] TSCHUMI M, ALBRECHT M, B?RTSCHI C, et al. Perennial, species-rich wildflower strips enhance pest control and crop yield[J]. Agriculture, Ecosystems & Environment, 2016, 220: 97–103

[8] BLAAUW B R, ISAACS R. Larger wildflower plantings increase natural enemy density, diversity, and biological control of sentinel prey, without increasing herbivore density[J]. Ecological Entomology, 2012, 37(5): 386–394

[9] TSCHUMI M, ALBRECHT M, ENTLING M H, et al. High effectiveness of tailored flower strips in reducing pests and crop plant damage[J]. Proceedings of the Royal Society B: Biological Sciences, 2015, 282(1814): 1–8

[10] KIENZLE J, FOELL M, KARRER E, et al. Establishment of permanent weed strips with autochthonous nectar plants and their effect on the occurrence of aphid predators[C]//Proceedings of the 16th International Conference on Organic-Fruit Growing. Hohenheim, Germany: F?rdergemeinschaft ?kologischer Obstbau eV (F?KO), 2014: 31–39

[11] MAY E, ISAACS R, ULLMANN K, et al. Establishing wildflower habitat to support pollinators of Michigan fruit crops. Guidelines for Establishing Pollinator Habitat on Michigan Farms[R]. East Lansing, MI: Michigan State University and The Xerces Society for Invertebrate Conservation, 2017

[12] 趙紫華, 歐陽芳, 賀達(dá)漢. 農(nóng)業(yè)景觀中不同生境界面麥蚜天敵的邊緣效應(yīng)與溢出效應(yīng)[J]. 中國科學(xué): 生命科學(xué), 2012, 42(10): 825–840 ZHAO Z H, OUYANG F, HE D H. Edge effects and spillover effects of natural enemies on different habitat interfaces of agricultural landscape[J]. Scientia Sinica Vitae, 2012, 42(10): 825–840

[13] KLEIJN D, BAQUERO R A, CLOUGH Y, et al. Mixed biodiversity benefits of agri-environment schemes in five European countries[J]. Ecology Letters, 2006, 9(3): 243–254

[14] THOGMARTIN W E, LóPEZ-HOFFMAN L, ROHWEDER J, et al. Restoring monarch butterfly habitat in the Midwestern US: ‘All hands on deck’[J]. Environmental Research Letters, 2017, 12(7): 074005

[15] WARZECHA D, DIEK?TTER T, WOLTERS V, et al. Attractiveness of wildflower mixtures for wild bees and hoverflies depends on some key plant species[J]. Insect Conservation and Diversity, 2018, 11(1): 32–41

[16] KUUSSAARI M, HELI?L? J, P?YRY J, et al. Contrasting trends of butterfly species preferring semi-natural grasslands, field margins and forest edges in northern Europe[J]. Journal of Insect Conservation, 2007, 11(4): 351–366

[17] GANSER D, MAYR B, ALBRECHT M, et al. Wildflower strips enhance pollination in adjacent strawberry crops at the small scale[J]. Ecology and Evolution, 2018, 8(23): 11775–11784

[18] CRIST T O, PRADHAN-DEVARE S V, SUMMERVILLE K S. Spatial variation in insect community and species responses to habitat loss and plant community composition[J]. Oecologia, 2006, 147(3): 510–521

[19] DI PASQUALE G, SALIGNON M, LE CONTE Y, et al. Influence of pollen nutrition on honey bee health: Do pollen quality and diversity matter?[J]. PLoS One, 2013, 8(8): e72016

[20] ROY D B, THOMAS J A. Seasonal variation in the niche, habitat availability and population fluctuations of a bivoltine thermophilous insect near its range margin[J]. Oecologia, 2003, 134(3): 439–444

[21] EGGENSCHWILER L, ISELI R, JACOT K. Soil structure and abundance of the entomopathogenic soil fungusin wildflower strips[J]. Bulletin OILB/SROP, 2006, 29(6): 37–40

[22] BLANCO-CANQUI H, GANTZER C J, ANDERSON S H, et al. Grass barrier and vegetative filter strip effectiveness in reducing runoff, sediment, nitrogen, and phosphorus loss[J]. Soil Science Society of America Journal, 2004, 68(5): 1670–1678

[23] OSBORNE L L, KOVACIC D A. Riparian vegetated buffer strips in water-quality restoration and stream management[J]. Freshwater Biology, 1993, 29(2): 243–258

[24] SMILEY P C JR, KING K W, FAUSEY N R. Influence of herbaceous riparian buffers on physical habitat, water chemistry, and stream communities within channelized agricultural headwater streams[J]. Ecological Engineering, 2011, 37(9): 1314–1323

[25] Natural England. Entry Level Stewardship: Environmental Stewardship Handbook[M]. 4th ed. London: Natural England, 2013

[26] BOKENSTRAND A, LAGERL?F J, TORSTENSSON P R. Establishment of vegetation in broadened field boundaries in agricultural landscapes[J]. Agriculture, Ecosystems & Environment, 2004, 101(1): 21–29

[27] WALKER K J, STEVENS P A, STEVENS D P, et al. The restoration and re-creation of species-rich lowland grassland on land formerly managed for intensive agriculture in the UK[J]. Biological Conservation, 2004, 119(1): 1–18

[28] MEEK B, LOXTON D, SPARKS T, et al. The effect of arable field margin composition on invertebrate biodiversity[J]. Biological Conservation, 2002, 106(2): 259–271

[29] BàRBERI P, MAZZONCINI M. Changes in weed community composition as influenced by cover crop and management system in continuous corn[J]. Weed Science, 2001, 49(4): 491–499

[30] DE CAUWER B, REHEUL D, NIJS I, et al. Management of newly established field margins on nutrient-rich soil to reduce weed spread and seed rain into adjacent crops[J]. Weed Research, 2008, 48(2): 102–112

[31] WYSS E. The effects of weed strips on aphids and aphidophagous predators in an apple orchard[J]. Entomologia Experimentalis et Applicata, 1995, 75(1): 43–49

[32] VOGT H, WEIGEL A. Is it possible to enhance the biological control of aphids in an apple orchard with flowering strips?[J]. Bulletin OILB/SROP, 1999, 22(7): 39–46

[33] DELATTRE T, PICHANCOURT J B, BUREL F, et al. Grassy field margins as potential corridors for butterflies in agricultural landscapes: A simulation study[J]. Ecological Modelling, 2010, 221(2): 370–377

[34] BUND. überflieger im Schmetterlingsland-BUND Baden-Württemberg[M]. Stuttgart: Bund für Umwelt und Naturschutz Deutschland (BUND), 2013

[35] POTTS S G. European Pollinator Initiative: Assessing the risks of pollinator loss[C]//International Workshop on Solitary Bees and Their Role in Pollination. Fortaleza, Brazil, 2004: 732–740

[36] DELATTRE T, VERNON P, BUREL F. An agri-environmental scheme enhances butterfly dispersal in European agricultural landscapes[J]. Agriculture, Ecosystems & Environment, 2013, 166: 102–109

[37] WHITTINGHAM M J. The future of agri-environment schemes: Biodiversity gains and ecosystem service delivery?[J]. Journal of Applied Ecology, 2011, 48(3): 509–513

[38] GABEL V M, HOME R, STOLZE M, et al. The influence of on-farm advice on beliefs and motivations for Swiss lowland farmers to implement ecological compensation areas on their farms[J]. The Journal of Agricultural Education and Extension, 2018, 24(3): 233–248

[39] DAVY A, GARDNER M, JOHNSON I, et al. Understanding the Impact of Farming on Aquatic Ecosystems[R]. Swindon: Department for Environment Food and Rural Affairs (DEFRA), 2008: 1–42

[40] HARDMAN C J, NORRIS K, NEVARD T D, et al. Delivery of floral resources and pollination services on farmland under three different wildlife-friendly schemes[J]. Agriculture, Ecosystems & Environment, 2016, 220: 142–151

[41] DEFRA (Department for Environment, Food and Rural Affairs). The national pollinator strategy: For bees and other pollinators in England[EB/OL]. York: DEFRA. [2014-11-04]. https://www.gov.uk/government/publications/national-pollinator-strategy-for-bees-and-other-pollinators-in-england

[42] DEFRA (Department for Environment, Food and Rural Affairs). Guidance, Countryside stewardship: An overview[EB/OL]. Surrey: DEFRA. [2019-02-18]. https://www.gov.uk/government/publicati-ons/countryside-stewardship-an-overview

[43] DICKS L V, BAUDE M, ROBERTS S P M, et al. How much flower-rich habitat is enough for wild pollinators? Answering a key policy question with incomplete knowledge[J]. Ecological Entomology, 2015, 40(S1): 22–35

[44] Rural Payments Agency, Natural England. Countryside Stewardship grants[EB/OL]. London: Natural England. [2015-04-02]. https:// www.gov.uk/countryside-stewardship-grants

[45] FIELD R G, GARDINER T, MASON C F, et al. Countryside stewardship scheme and butterflies: A study of plant and butterfly species richness[J]. Biodiversity & Conservation, 2006, 15(1): 443–452

[46] CARVELL C, OSBORNE J L, BOURKE A F G, et al. Bumble bee species’ responses to a targeted conservation measure depend on landscape context and habitat quality[J]. Ecological Applications, 2011, 21(5): 1760–1771

[47] HOLLAND J M, SMITH B M, STORKEY J, et al. Managing habitats on English farmland for insect pollinator conservation[J]. Biological Conservation, 2015, 182: 215–222

[48] BOHREN C. Exotic weed contamination in Swiss agriculture and the non-agriculture environment[J]. Agronomy for Sustainable Development, 2011, 31(2): 319–327

[49] HEITZMANN A. Die Vegetationsdynamik in anges?ten Ackerkrautstreifen in Abh?ngigkeit verschiedener Saatmischungen[J]. Z. PflKrankh. PflSchutz, Sonderheft, 1994, 14: 75–83

[50] AVIRON S, NITSCH H, JEANNERET P, et al. Ecological cross compliance promotes farmland biodiversity in Switzerland[J]. Frontiers in Ecology and the Environment, 2009, 7(5): 247–252

[51] WALTER T, HERZOG F, BIRRER S, et al. Effects of ecological compensation areas on species diversity in the Swiss grassland-an overview[C]//Land Use Systems in Grassland Dominated Regions. Proceedings of the 20th General Meeting of the European Grassland Federation. Zürich: Swiss Grassland Society, 2004: 171–173

[52] PIQUERAY J, ROUXHET S, HENDRICKX S, et al. Changes in the vegetation of hay meadows under an agri-environment scheme in South Belgium[J]. Conservation Evidence, 2016, 13: 47–50

[53] OUVRARD P, TRANSON J, JACQUEMART A L. Flower-strip agri-environment schemes provide diverse and valuable summer flower resources for pollinating insects[J]. Biodiversity and Conservation, 2018, 27(9): 2193–2216

[54] ARTRU S, HATT S, BOERAEVE F, et al. Nature-based agricultural practices for healthier food and environment — The example of agroforestry and wildflower strips[C]//Nature- Based Solutions to Societal Challenges. Liège: University of Liège, 2015

[55] AMY C, NO?L G, HATT S, et al. Flower strips in wheat intercropping system: Effect on pollinator abundance and diversity in Belgium[J]. Insects, 2018, 9(3): 114

[56] FIEDLER A K, LANDIS D A. Attractiveness of Michigan native plants to arthropod natural enemies and herbivores[J]. Environmental Entomology, 2007, 36(4): 751–765

[57] ANDERSON A, COSTNER L, LANGELLOTTO G. Screening native PNW wildflowers for attractiveness to pollinators and natural enemies[C]//Urban Ecosystem Research Consortium (UERC). 2018 UERC Annual Symposium. Portland: Portland State University, 2018

[58] BLAAUW B R, ISAACS R. Flower plantings increase wild bee abundance and the pollination services provided to a pollination-dependent crop[J]. Journal of Applied Ecology, 2014, 51(4): 890–898

[59] BENTRUP G. Conservation Buffers — Design Guidelines for Buffers, Corridors, and Greenways[R]. Gen. Tech. Rep. SRS–109. Asheville, NC: U.S. Department of Agriculture, Forest Service, Southern Research Station, 2008

[60] 宇振榮, 苗利梅. 土地整治應(yīng)注重生態(tài)景觀服務(wù)功能[J]. 南方國土資源, 2013, (4): 19–21 YU Z R, MIAO L M. We should pay attention to the ecosystem service in land reclamation[J]. Land and Resources of Southern China, 2013, (4): 19–21

[61] 馬守臣, 原東方, 楊慎驕, 等. 豫北低山丘陵區(qū)農(nóng)田邊界系統(tǒng)植物多樣性的研究[J]. 中國生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報, 2010, 18(4): 815–819 MA S C, YUAN D F, YANG S J, et al. Plant diversity in field margin systems in the hilly regions of northern Henan[J]. Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2010, 18(4): 815–819

[62] 曾竫萌, 林立, 徐仲禹, 等. 在果園鋪上原生野花草毯, 結(jié)果讓農(nóng)人好意外[EB/OL]. 花蓮: 臺灣花蓮農(nóng)改場. [2017-10-05]. http://www.yogeev.com/article/76722.html TSENG C M, LIN L, HSU C Y, et al. Establishing native wildflower mats on the orchards surprised the farmers[EB/OL]. Hualien: Hualien District Agricultural Research and Extension Station. [2017-10-05]. http://www.yogeev. com/article/76722.html

[63] 朱平陽. 顯花植物對稻飛虱卵期主要天敵的生態(tài)功能[D]. 金華: 浙江師范大學(xué), 2012 ZHU P Y. Ecological functions of flowering plants in enhancing biological control of key natural enemies on rice planthopper[D]. Jinhua: Zhejiang Normal University, 2012

[64] 李瑤. 十萬畝農(nóng)田花海環(huán)繞京城[N]. 北京日報, 2018-04-19 LI Y. One hundred thousand mu wildflower fields meander around Beijing[N]. Beijing Daily, 2018-04-19

[65] 汪洋. 先正達(dá)與中國農(nóng)科院蜜蜂所簽署合作框架協(xié)議[J]. 中國農(nóng)資, 2016, (13): 24 WANG Y. Syngenta signed a cooperation framework agreement with the Bee Institute of the Chinese Academy of Agricultural Sciences[J]. China Agricultural Means of Production, 2016, (13): 24

[66] 北京市農(nóng)業(yè)農(nóng)村局. 順義農(nóng)田邊界緩沖帶景觀效果良好[EB/OL]. 北京: 北京市農(nóng)業(yè)農(nóng)村局. [2017-05-27]. http://news.wugu.com.cn/ article/1026645.html Beijing Municipal Bureau of Agriculture. The buffer strips established close to the farmland in Shunyi District have achieved good effect[EB/OL]. Beijing: Beijing Municipal Bureau of Agriculture. [2017-05-27]. http://news.wugu.com. cn/article/1026645.html

[67] 北京市農(nóng)業(yè)農(nóng)村局. 野鴨湖濕地農(nóng)業(yè)生態(tài)景觀科普示范園效果初現(xiàn)[EB/OL]. 北京: 北京市農(nóng)業(yè)農(nóng)村局. [2016-06-23]. http://www.bjny.gov.cn/nyj/231595/5768378/index.html Beijing Municipal Bureau of Agriculture. The demonstration garden of agro-ecosystem landscape in Yeyahu Wetland Has achieved initial success[EB/OL]. Beijing: Beijing Municipal Bureau of Agriculture. [2016-06-23]. http://www.bjny.gov. cn/nyj/231595/5768378/index.html

[68] 宇振榮, 張茜, 肖禾, 等. 我國農(nóng)業(yè)/農(nóng)村生態(tài)景觀管護(hù)對策探討[J]. 中國生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報, 2012, 20(7): 813–818 YU Z R, ZHANG Q, XIAO H, et al. Countermeasures of landscape and ecological stewardship in agricultural/rural area of China[J]. Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2012, 20(7): 813–818

Application of wildflower strips for agricultural landscaping*

WU Xuefeng, GAO Yike**, XIE Zhecheng, XU Jun

(School of Landscape Architecture, Beijing Forestry University, Beijing 100083, China)

Wildflower strips in the agricultural landscape are constructed in strip or matrix forms as buffers on headlands, orchards, vegetable fields, etc. by means of mixture sowing. By combining different functional plants into communities, the wildflower strips provide nectar and pollen resources as well as habitats for natural enemies and pollinators. They also contribute in improving the quality of habitats; strengthen the support system for natural enemies; and provide different ecosystem services, such as improving pollination rates, reducing pesticide use, improving and restoring farmland soil, purifying water sources, and inhibiting weeds. The application and development of wildflower strips in Central and Western Europe and the United States were reviewed in this study. Wildflower strips originated in Switzerland but were first applied with the intention of ecological conservation in agricultural settings in Belgium. Over time, the ecological compensation mechanism improved in these countries. In United Kingdom, wildflower strip application occured with strong, detailed policy support involving the use of a variety of methods. However, in the United States, the promotion of native plants, grassland habitat restoration, and the conservation of key pollinators were emphasized. In China, the lack of landscape heterogeneity and habitat fragmentation was mainly caused by the invasion of exotic species and human intervention. The introduction of these methods of wildflower strip implementation as a means for habitat management and planning was crucial. The study on wildflower strip usage in China was still in the early stages of development and was not yet to be practically applied at larger scales. In the future, wildflower strip implementation would be initiated with simultaneous dynamic monitoring and investigation of plant community interactions along with various insect communities in existing non-crop habitats. These investigations will provide the data necessary to construct ecological networks after delimitation of ecological protection areas on a large scale. In addition, these studies will facilitate decision-making on suitable vegetation structures to combine natural and semi-natural habitats based on spatial and temporal dynamics of arthropod functional groups.

Wildflower meadow; Pollinators; Habitat management; Wildflower strip; Ecosystem services

, E-mail: gaoyk@bjfu.edu.cn

May 4, 2019;

Jun. 25, 2019

S181; S731.7

2096-6237(2019)10-1481-11

10.13930/j.cnki.cjea.190330

吳學(xué)峰, 高亦珂, 謝哲城, 徐俊. 昆蟲野花帶在農(nóng)業(yè)景觀中的應(yīng)用[J]. 中國生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(中英文), 2019, 27(10): 1481-1491

WU X F, GAO Y K, XIE Z C, XU J. Application of wildflower strips for agricultural landscaping[J]. Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2019, 27(10): 1481-1491

* 國家自然科學(xué)基金面上項目(31770736)資助

高亦珂, 主要研究方向為園林植物應(yīng)用與生態(tài)。E-mail: gaoyk@bjfu.edu.cn

吳學(xué)峰, 主要研究方向為園林植物應(yīng)用與生態(tài)。E-mail: 2636203727@qq.com

2019-05-04

2019-06-25

* This study was supported by the National Natural Science Foundation of China (31770736).