研究，一部分的特别功能北方地区生态修复

利用短期监测数据实现大规模恢复的目标

• 摘要
• 简介
• 方法
  • 研究区域
  • 试点项目研究设计
  • 统计分析
• 结果
• 讨论
  • 植被处理对生态属性的影响
  • 联系生态属性和生态目标
  • 将生态数据纳入恢复计划
  • 在项目总体目标的基础上增加生态目标
• 对本文的回应
• 致谢
• 文献引用

介绍

在过去十年中，生态恢复作为一种帮助退化土地恢复的工具(MEA 2005, Comín 2010)和提供生态系统服务的工具(Rey Benayas et al. 2009, Bullock et al. 2011, Suding 2011)在政治上和科学上都得到了批准。生态学理论是修复生态学的重要基础(Palmer et al. 2004, Young et al. 2005)，但人们也越来越理解一种综合方法，包括一个社会经济框架，以满足社会对健全修复项目的需求(Hagen 2003, SER 2004, Clewell和Aronson 2007)。

对修复项目结果的评估应该始终是修复项目的一个组成部分(Hobbs and Norton 1996, Tischew et al. 2010)。这将允许在生态或社会发展的错误轨道上进行纠正，证明使用公共或私人资金的合理性，并为未来的恢复活动收集有价值的信息(Suding 2011)。

所有的修复项目都应该有一个总体目标。目标可以相当笼统和不具体，但仍可作为项目及其相关伙伴的指路明灯和动力，并与利益相关方和其他相关团体进行沟通(例如，冰岛的Hekluskogar;Aradottir 2007)。为了评价恢复的结果，必须制订若干具体的子目标或指标。这些指标构成了项目规划和实施的基础。一个修复项目将受益于一个整体的、最重要的目标和具体的、可测量的目标之间的明显联系，特别是在大型和复杂的项目中(Grant 2006)。

生态系统的属性，例如物种多样性、自我可持续性的潜力、景观完整性和内部过程，通常是制定评估目标和标准的基础(SER 2004, Ruiz-Jaen和Aide 2005)一个)．然而，许多生态系统的属性和相应的目标可能难以衡量。因此，必须将目标转化为科学可测量的生态属性，以便对恢复结果进行明确和客观的评估(Hildebrand等人，2005年，Ruiz-Jaen和Aide, 2005年)bZedler 2007)。

定期监测正在修复的区域是必要的，以评估修复的进展。不幸的是，在规划和实施恢复干预措施时，长期监测的数据很少。在一些幸运的情况下，来自短期监测的数据是最好的可用信息。明智的管理策略是最佳地利用这些短期数据，并在进一步监测数据表明需要时调整方法和程序(Howell等，2012)。这种类型的战略与适应性管理相对应(Holling 1978)，并使用最佳的可用知识，包括本地知识、制定目标、接受不确定性和评估程序作为其基本组成部分(Gardner 2010, Keith et al. 2011)。

高山地区从人类退化中自然恢复受到非生物因素的限制，如低温、生长季节短、水和营养可用性低(Ebersole 2002, Willard等人2007)，这些因素降低了这些系统的恢复力，即在扰动后恢复到原始状态的能力(Pimm 1984)。物理干预和植被处理可用于协助自然恢复，增加恢复力和植被覆盖发展(Skrindo和Økland 2002, Whisenant 2002)。为此目的，有许多程序可用，每一种程序都受到生态、金钱、美学、物流和速度等因素的不同影响(Perrow和Davy, 2002年)。在高寒地区，传统上主要采用三组技术:(1)土壤和地形修复，(2)添加养分，(3)播种或种植(Urbanska和Chambers 2002年，Krautzer和Wittmann 2006年)。

我们以挪威中部高山地区的一个前军事训练区的恢复为例，说明总体目标、生态指标、可测量属性和恢复干预水平之间的联系(图1)，并说明如何在该地区正在进行的恢复活动的规划和实施中使用植被恢复的短期监测数据。

该项目的总体目标是“将该地区重新设置为民用，并恢复生态系统的原始状态，以便未来的自然保护(国家公园)”(国防部，1998年)。制定了“恢复计划”，将这一综合目标划分为若干具体的生态指标，以促进植被的发展(http://www.forsvarsbygg.no/hjerkinn；一项中试研究测试了三种促进植被恢复的恢复处理，并通过一个监测程序评估了三种生态属性对植被发育的影响(图1)。我们(1)从植被覆盖、植物物种丰富度和非本地物种存在度方面评估了恢复处理对短期植被发育的影响;(2)阐述了生态成果如何在该区域的运行恢复中得到实施，并有助于实现恢复项目的总体目标。

方法

研究区域

研究区域是Hjerkinn靶场，这是一个前军事训练场，位于挪威中部Dovrefjell海拔1000 - 1700米之间(a.s.l)，周围是自然保护区(图2)。军事活动始于1923年，从20世纪60年代开始，随着重型基础设施的发展，如军事训练设施和道路网络的广泛扩展。它成为了南挪威最大的军事区，占地165平方公里。周围的保护区有大量的野生驯鹿(学家)、金刚狼(Gulo Gulo)和北极狐(Vulpes lagopus)， Dovrefjell地区被挪威管理当局描述为“欧洲最后一个几乎完整的高山生态系统”(自然管理局2012年)。

最近的气象站(Fokstugu, 973米a.s.l)的年平均温度(1997-2006)为0.8°C，年平均降水量为444毫米(挪威气象研究所，2010年)。基岩以前寒武纪的变质岩为主，被till覆盖(挪威地质调查局2011年)。研究地点位于以地衣、矮灌木和一些草类和草本植物为主的干燥和中干燥的高山荒地。

挪威议会在1999年决定关闭射击场，恢复该地区的自然状态(国防部1998年)。该项目由挪威国防产业局管理，是挪威有史以来批准的最大的修复项目，包括移除100多栋建筑、烟头、砾石坑和其他设施，以及90公里的道路。该项目还包括清除未引爆的爆炸物、污物和其他污染物。

恢复工程制定了植被发展的三个具体目标。物理干预和植被处理应实现以下目标:(1)启动和促进本地物种的自然恢复，(2)接近邻近未受干扰地点的物种多样性和植物覆盖，(3)不允许引入植物材料/非本地物种。这些目标与项目的总体目标有关，即恢复该地区，使其成为未来的荒野和自然保护。

2002年开始了一项移除1.2公里道路的试点项目，旨在验证大规模修复的技术和生态方法的安全性和有效性，以及经济计算。一个监测项目记录了不同处理后植被的恢复情况，使用三个生态属性来评估恢复处理对植被发展的影响:植被覆盖、物种丰富度和非本地物种的丰富度。

全面的大规模生态修复和拆除技术基础设施和道路始于2008年。本机的种子羊茅属ovina(Martinsen and Oskarsen, 2010)，虽然在2002年的试点项目中它们还没有准备好使用，但它们被繁殖并用于大规模的修复。

试点项目研究设计

该试点项目沿着20世纪60年代修建的三条道路(总长1.2公里)建立，在未受干扰的植被上添加碎石和砾石。2002年8月，一架防壳挖掘机将碎石下移至原地形表面，挖掘机抓斗将被压缩的表面抬起，将原土壤表层搅拌至20厘米以下(图3)。

试验进行了3种植被处理:(1)对照(C;(2)施肥(F;搅拌表土中加20 g/m²N-K-P颗粒肥);(3)施肥和播种(FS;无论是20克/平方米的化肥和7克/平方米的商品种子羊茅属rubra被添加到搅拌表土中)。植被的地块或草皮可作为种子源、种子陷阱或植被再生的来源(Aradóttir 2012)。因此，我们从附近的道路边缘移植了≤1平方米的植被草坪到所有的植被处理中，种植距离为5-10米。我们在收集草皮时遵循了严格的规程，以避免对周围完好的植被造成破坏。

每条道路被划分为3个长约100米的街区，植被处理在每条道路的街区中随机分配。为了监测植被的发展，在每个街区建立5个永久性地块(0.5 × 0.5 m²)，共45个地块(每街区5个地块，每路3个地块，3条路;图4)。所有路段均位于平均海拔约1000米的平坦石南植被中。

我们在2004年和2009年、干预和植被处理后2年和7年分别记录了样地的植被，并测量了到移植草坪的距离。在16个样地(12.5 × 12.5 cm²)中记录了维管植物的丰度。此外,记录植被总盖度、死有机质盖度和裸土盖度(%)。在播种的地块中，我们记录了覆盖的百分比f . rubra．Deschampsia cespitosa为研究区原生物种，在高山石南植被中为非原生物种。它正在向受干扰的地点扩张，在健康植被中是一种入侵物种，因此在恢复植被中不是一个需要的物种，即不符合生态目标(图1)。

我们使用之前从研究地点(Strømsæther 2006)附近未受干扰植被的32个地块收集的数据作为参考数据。这些数据只描述了存在/缺失和总植被覆盖，而不包括物种丰度。因此，我们选择不将这些数据纳入我们的统计分析，而是将它们以参考植被的数字表示。

统计分析

采用线性混合效应模型(Pinheiro and Bates 2000)评估了植被处理对(1)植被覆盖度、(2)物种丰富度和(3)外来物种的影响。

为了结合试点研究的嵌套结构(道路中的街区、街区中的小区)和同一地块上的重复测量，我们将嵌套在道路中的街区中的小区作为模型中的随机因子。固定因素为解释变量年份(因子变量)、处理类型(因子变量)和距离最近的移植植被草坪的距离(连续变量，log)₂转换)，以及所有相关的交互。我们采用Akaike信息准则(Crawley 2003)进行模型选择，只给出最精简的模型。植被覆盖数据在分析前进行平方根转换，以减少异方差。具有物种丰富度的模型采用泊松误差分布。所有分析均使用软件R (R Development Core Team 2011)、软件包lme4 (Bates和Maechler 2010)和nlme (Pinheiro et al. 2011)进行。所有的数字都显示反向转换的值。

结果

最适合植被覆盖的模型包括年份、处理以及它们之间的相互作用(表1a)。FS处理的植被覆盖比C处理高，F为中间值(图5a)。植被覆盖度从2004年到2009年呈增加趋势，但C处理的增加幅度大于FS处理，减少了2009年处理间的覆盖度差异。移栽草皮距离对植被盖度无显著影响。

最适合物种丰富度的模型包括年份、处理、它们之间的相互作用以及到最近移栽的距离(表1b)。2004年和2009年FS处理的物种丰富度最低。从2004年到2009年，所有处理的物种丰富度都有所增加，但F处理的增加幅度较低，2009年处理之间的物种丰富度差异相对较小(图5b)。与移植部位的距离有额外的积极影响;物种丰富度随距离的增加而降低。

两种禾本科植物在这些植被类型中均为非本地植物f . rubra而且d . cespitosa．f . rubra在2004年和2009年分别有41%和48%的土地被FS处理过(图5a)，随着时间的推移，其丰度没有显著变化(F _1、12= 0.594,P= 0.456)。草d . cespitosa在2004年C和F处理小区中都存在，F处理的丰度最高(表1c，图5c)。丰富的d . cespitosa2004 - 2009年，尽管FS处理的丰度仍然较低(显著处理×年交互作用;表1 c)。3年后，拆除道路的视觉景观效果显著(图3)。

讨论

为了在大型或复杂的恢复项目中实现总目标，有必要制定与可测量的生态属性相联系的具体目标。虽然目标到属性的层次结构改善了项目过程和恢复结果的评价(图1)，但它确实假设了生态属性和目标之间的联系。简要讨论了植被处理对生态属性的影响。表2给出了这些结果的简化总结，以及它们对大规模考虑的直接影响。我们将详细阐述如何将这些成果融入到大规模的修复项目中。

植被处理对生态属性的影响

在高山生态系统中，缓慢的营养循环导致可利用营养物质的缺乏(Walker和del Moral 2003)，利用有限资源是恢复的常用方法(Whisenant 1999)。施肥可以迅速增加植被覆盖。然而，我们的研究结果显示，施肥小区和对照小区之间的植被覆盖只有很小的、不显著的差异。肥料处理可以促进牧草等营养适应物种的生长，从而取代或阻碍群落中其他物种的定植(Densmore 1992, Smits et al. 2008, Moulton and Gough 2011)。在肥沃的土地上的存在d . cespitosa，在未受干扰的植被中不会发生，可以解释为这种位移正在发生的早期预警。虽然d . cespitosa它原产于挪威，在中度受干扰的山地生态系统中很常见，在高山健康植被中是一个强有力的竞争者和非本地植物，因此在Hjerkinn的恢复方案中不可取。未来的监测数据对于制定恢复计划中肥料使用的建议非常重要。

在植被恢复项目中播种的物种是传统的快速生长和营养适应的草，提供了植被覆盖的快速发展。然而，由于这些草能够以本地植物物种为代价永久生长并占据空间(Rydgren et al. 2011)，与非种子场所相比，播种会导致物种多样性的减少(Densmore 1992, Holl 2002, Gretarsdóttir et al. 2004)。与此相对应，我们发现施肥和播种处理能迅速形成稳定的植被覆盖，且该植被覆盖主要由物种丰富度低于其他处理的种子物种组成。物种丰富度通常通过在干扰事件后提供更多的再生长策略来提高群落的恢复力，即更高的响应多样性(Walker et al. 1999, Elmqvist et al. 2003)。我们的结果还表明，播种在短期内抑制了本地植物物种的建立。

植被草皮的移植已被用于改善受干扰的高寒地点的植被恢复(Conlin和Ebersole 2001, Bay和Ebersole 2006)。使用草皮可以引入新的植物、种子或营养单位作为新植被的基础(Aradóttir 2012)，同时，草皮可以作为安全的种植场所。我们发现，与移植草地的邻近性对植被覆盖没有影响，但增加了物种丰富度，独立于其他处理，表明草地作为种子来源。由于幼苗体积小，幼苗死亡率高，植物生长缓慢(Erschbamer et al. 2001, Forbis 2003)，可以预期幼苗对植被覆盖的短期贡献很小。然而，在较长时间尺度上，草皮幼苗的建立和生长以及植被的扩展都能增加植被覆盖。研究结果表明，在较小的受干扰地点，当可以支持相对较高的草皮供应时，如沿道路种植草皮，并沿边缘种植植被发达时，种植草皮是一种高度相关的恢复方法。较大的场地很少有足够的植被提供足够的草皮而不造成相当大的破坏，此外可能与完整的植被有更大的距离。因此，必须考虑与其他处理相结合，以恢复大型场地的植被。

联系生态属性和生态目标

代表目标生态系统的参考站点对于评估生态属性和制定的生态目标之间的联系是有用的(Ruiz-Jaen和Aide 2005)一个)，可以部分弥补长期监测数据的不足。我们的短期监测数据显示，与参考植被相比，植被覆盖度较低，物种丰富度较高(图5)，这主要是由于参考站点的木本物种和地衣物种丰富度较高。尽管其他研究表明，至少在潮湿条件下(Rydgren et al. 2011)，隐根植物群落比维管植物群落更快地恢复到“参考点”，但这些物种群的固有生长速率较慢，恢复速率较低(MacGillivray et al. 1995, Den Herder et al. 2003)。由于中试研究地块处于演替的早期阶段，与参考植被相比，该地块的物种丰富度较高，随着单株/分株的大小随时间的增加，预计每个地块的物种数量会减少。然而，环境因素，如土壤湿度和营养水平，可能在受干扰和未受干扰的高山遗址不同。因此，即使是后期演替植被也会偏离未受干扰的参考状态(Odland and Munkejord 2008, Rydgren et al. 2011)。

植被处理对测量的生态属性的影响(参见表2、图1)可能与环境有关，因为不同地点的非生物和生物条件不同。我们的短期监测数据显示，2004 - 2009年对照处理的植被覆盖度和物种数量均有较大增加，表明在监测站点提供的条件下，施肥和种子的使用是多余的。然而，在暴露于水或风蚀的陡峭山坡上，迅速建立草覆盖层可能是阻止进一步退化的一种需要的策略。在这种条件下，植被覆盖将稳定土壤，吸收养分和水分，并可能为本地物种提供长期的安全场所(Delach和Kimmerer, 2002年，Urbanska和Chambers, 2002年)。从这项试点研究或任何其他案例研究中观察到的结果可以部分推广，但目标和恢复干预措施之间的联系取决于测量属性的生态和逻辑相关性(表2)。

将生态数据纳入恢复计划

该试验项目旨在产生数据，以帮助指导Hjerkinn遗址的大规模恢复工作。经过7年的监测，我们可以评估这些数据的生态和物流相关性。

我们的数据表明，在不同植被处理的样地，植被的发育随时间的推移趋于一致。因此，使用成本较低且较简单的处理方法，例如将搅拌表土与草皮结合，将是这种小型和相对平坦的场地的首选策略(表2)。物种的快速建立和非原生物种的低丰度都符合项目的具体目标。然而，在有侵蚀风险的地方，如陡坡或植被稀疏的裸露干燥地点，植被覆盖建立缓慢可能是一个问题。在大规模修复工程中，根据生态资料的评价，由于目前修复的场地主要是低高寒植被的平坦场地，从2008年开始采用表层土搅拌作为基础处理。

当一些植被、营养单位或种子已经存在的情况下，化肥的施用比没有植被覆盖的情况下产生更多的生物量(Kelley和Epstein, 2009年)。在继续进行的大规模修复中没有使用化肥处理，因为到目前为止没有遗址具有这些特征。持续的监测将有助于检测非本地竞争草d . cespitosa在受精区建立得更快，并取代其他物种。

最近本地种子的供应f . ovina为大规模修复提供了有趣的前景。在中试研究中，由于引种的总优势，播种处理与项目生态目标的冲突最大f . rubra．种子本身很快产生了植被覆盖，可能有助于在暴露的受干扰地点建立植被覆盖。用本地种子取代外来物种的种子更符合该项目的生态目标。使用繁殖的本地种子已被建议用于两个大的地点，长距离到完整的植被作为繁殖源会阻碍本地健康植被的定植。此外，在大型场地和供体植被非常脆弱的地区，可供移植的草皮有限，因为机械扰动会引起侵蚀。未来的大规模修复应该混合使用不同的处理方法来创造马赛克，防止大的、单一的平原的发展。

恢复生态学家、开发商和承包商之间的合作对于将生态成果转化为在规划和实际工作阶段在技术和后勤上都可行的大规模恢复解决方案至关重要。在竞标中强调了项目的整体修复目标，因此在申请项目时通知了承包商。开发商聘请了一位修复生态学家从头到尾跟踪这个项目。由修复生态学家与国防产业局合作开发的“绿色研讨会”是所有操作人员(承包商)的必修课，包括主题讲座，如修复生态学、修复的实际经验、最佳和最差的做法，以及对受破坏地点的户外检查。在研讨会期间，承包商和修复生态学家制定了在实际干预期间的合作计划，包括修复生态学家承诺随时提供帮助，并在现场进行讨论时进行定期检查。这些准备工作如预期的那样发挥了作用，到目前为止，在大规模恢复过程中，科学、应用和当地知识的交流卓有成效，这应该是所有生态恢复的理想过程(Hagen 2003)。众所周知，这种类型的参与可以提高修复项目参与者的承诺和耐力(Reed 2008, Reyes 2011)。绿色研讨会使所有合作伙伴意识到项目的目标和义务。绿色研讨会的发展，以及承包商、修复生态学家和开发商之间的合作模式，对于其他的修复项目是非常值得推荐的。

未来的监测数据将有助于在营养物的使用、播种的长期效应以及处理如何影响非本地物种的发生和数量方面改进特定地点的处理。这可能涉及需要向承包商传达的新的生态建议。由于立法和竞争性招标，新的承包商有望进入该项目。我们需要多次举办环保研讨会，并采取积极的跟进行动，让承办商了解最新情况，并配合工作人员的变化。

在项目总体目标的基础上增加生态目标

在评估修复项目时，成功的概念是复杂的(Zedler 2007)。它假设了一个可以衡量成功价值的精确和可测量的目标，但这往往是缺乏的，这一概念可能被用作一种缺乏科学相关性的主观价值判断(Zedler 2007)。成功还必须在适当的时间尺度上进行评估，因为生态系统的恢复是一个缓慢的过程，只有很少的监测项目运行足够长的时间来包括长期的生态过程(Hughes et al. 2011)。

国防产业局利用试点项目的结果和经验，向当地人民、政治家和挪威国防部内部传达大规模修复的信息。生态数据被表示为实现恢复计划的总体项目目标的科学保证，也被称为成功(参见图1)。大规模的恢复将持续到下一个十年，一个明显的挑战是，如果新的监测数据显示需要新的解决方案的结果，如何让参与者和社会做好准备，在整合程序中接受变化。

成功的生态恢复项目必须符合适应性管理的关键要素，如制定总体目标和有限数量的监测生态属性，战略的比较测试，接受基于新数据的恢复战略修改，以及承认当地知识。我们发现，本文描述的案例研究是挪威有史以来批准的最大的恢复项目，它是适应性管理的一个例子，并说明了如何克服适应性管理的障碍(Keith et al. 2011)。该案例研究提出了将短期监测数据纳入长期恢复的有用程序，并描述了行动者之间的合作系统，这将激励未来的恢复项目。

文献引用

Aradottir,。l . 2007。修复侵蚀地区的桦树和柳树林地。67 - 74页在G.霍尔多松，E. S. Oddsdóttir和O.埃格特森，编辑。造林对生态系统、景观和农村发展的影响．TemaNord 2007:508，雷克霍特，冰岛。

Aradottir,。l . 2012。用草坪移植恢复高山植被:大小重要吗?应用生态学杂志49:439 - 446。http://dx.doi.org/10.1111/j.1365-2664.2012.02123.x

贝茨，D.和M.马赫勒，2010。lme4:使用S4类的线性混合效应模型。R包版本0.999375-33。(在线)网址:http://CRAN.R-project.org/package=lme4

贝，R. F.和J. J.艾博索，2006。草坪移植在恢复高山小径上的成功，美国科罗拉多州北极、南极和高山研究38:173 - 178。http://dx.doi.org/10.1657/1523 38 - 0430 (2006) [173: SOTTIR] 2.0.CO; 2

布洛克，J. M.阿伦森，A. C.牛顿，R. F.派维尔，J. M.雷·贝纳亚斯，2011。生态系统服务和生物多样性的恢复:冲突与机遇。生态学与进化趋势26:541 - 549。http://dx.doi.org/10.1016/j.tree.2011.06.011

Clewell, A. F.和J. Aronson. 2007。生态修复:一个新兴专业的原则、价值和结构。美国华盛顿特区岛。

Comín, F. A.编辑。2010.生态恢复:全球挑战．剑桥大学出版社，英国剑桥。

康林，D. B.和J. J.艾博索，2001。高山扰动的恢复:美国科罗拉多州草坪移植中物种的差异成功北极、南极和高山研究33:340 - 347。http://dx.doi.org/10.2307/1552241

克劳利，2003。统计计算:使用S-Plus进行数据分析的介绍。英国奇切斯特,威利。

Delach, A.和R. W. Kimmerer. 2002。的影响Polytrichum piliferum纽约铁矿尾矿种子萌发和建立的研究。Bryologist105:249 - 255。http://dx.doi.org/10.1639/0007 - 2745 (2002) 105 (0249: TEOPPO) 2.0.CO; 2

丹·赫尔德，M。Kytöviita, P. Niemelä。2003.苏格兰松林和芬兰拉普兰亚北极石南地的驯鹿地衣生长和驯鹿放牧对地被植被的影响。描述生态学26:3-12。http://dx.doi.org/10.1034/j.1600-0587.2003.03211.x

Densmore, R. V. 1992。阿拉斯加冻土带扰动的演替，有无辅助植被恢复。北极和高山研究24:238 - 243。http://dx.doi.org/10.2307/1551663

自然管理理事会，2012。Dovrefjell-Sunndalsfjella nasjonalpark。Enig og tro直到Dovre faller。宣传册，自然管理局，挪威特隆赫姆。

艾伯索勒，2002。美国科罗拉多州尼沃特岭小块裸露地块上高山植被的恢复北极、南极和高山研究34:389 - 397。http://dx.doi.org/10.2307/1552196

T. Elmqvist, C. Folke, M. Nyström, G. Peterson, J. Bengtsson, B. Walker和J. Norberg. 2003。响应多样性、生态系统变化和弹性。生态学与环境前沿“，1:488 - 494。http://dx.doi.org/10.1890/1540 - 9295 (2003) 001 (0488: RDECAR) 2.0.CO; 2

Erschbamer, B.， E. Kneringer和R. N. Schlag. 2001。阿尔卑斯山中部冰川前陆的种子雨、土壤种子库、幼苗招募和幼苗存活植物区系196:304 - 312。

Forbis, t.a.， 2003。高山环境下的幼苗人口统计。美国植物学杂志90:1197 - 1206。http://dx.doi.org/10.3732/ajb.90.8.1197

加德纳,t . 2010。监测森林生物多样性:通过对生态负责任的管理改进保护。趋势,伦敦,英国。

格兰特，2006年。澳大利亚西部贾拉森林铝土矿开采恢复的状态-过渡演替模式。恢复生态学14:28-37。http://dx.doi.org/10.1111/j.1526-100X.2006.00102.x

王晓明，王晓明，王晓明。Gretarsdóttir，王晓明。Aradóttir，王晓明。2004。冰岛垦殖处理对植物演替的长期影响。恢复生态学12:268 - 278。http://dx.doi.org/10.1111/j.1061-2971.2004.00371.x

哈根,d . 2003。协助恢复受干扰的北极和高山植被-一种综合方法。论文。挪威科技大学，特隆赫姆，挪威。

希尔德布兰德、a.c.瓦茨和a.m.兰德尔，2005。恢复生态的神话。生态和社会10(1): 19。(在线)网址://www.dpl-cld.com/vol10/iss1/art19/

霍布斯，R. J.和D. A.诺顿，1996。建立生态修复的概念框架。恢复生态学4:93 - 110。http://dx.doi.org/10.1111/j.1526-100X.1996.tb00112.x

霍尔博士。2002。美国东部复垦煤矿地表植被的长期恢复。应用生态学杂志39:960 - 970。http://dx.doi.org/10.1046/j.1365-2664.2002.00767.x

Holling, c.s. 1978。适应性环境评估与管理。John Wiley & Sons，奇切斯特，英国。

豪厄尔，E. A.哈林顿，S. B.格拉斯，2012。恢复生态学概论。美国华盛顿特区岛。

休斯，F. M. R.， P. A.斯特罗，W. M.亚当斯，K. J.柯比，J. O.蒙特福德，S.沃林顿。2011。监测和评估大规模的、“开放式”的栖息地创造项目:一个旅程而不是终点。自然保护杂志19:245 - 253。http://dx.doi.org/10.1016/j.jnc.2011.02.003

基思，D. A.， T. G.马丁，E.麦克唐纳-马登和C.沃尔特斯，2011。生物多样性保护的不确定性与适应性管理。生物保护144:1175 - 1178。http://dx.doi.org/10.1016/j.biocon.2010.11.022

凯利，a.m.，爱普斯坦，2009。氮施肥对阿拉斯加北部潮湿非酸性苔原非分选圈植物群落的影响北极、南极和高山研究41:119 - 127。http://dx.doi.org/10.1657/1523-0430-41.1.119

克劳策，B.和H.威特曼。2006。恢复高山生态系统。208 - 220页在j·范·安德尔和j·阿伦森，编辑。恢复生态学。布莱克威尔,英国牛津大学。

mcgillivray, c.w, J. P. Grime和综合筛查计划(ISP)团队，1995。试验预测极端事件对植被的抵抗和恢复力。生态功能9:640 - 649。http://dx.doi.org/10.2307/2390156

马丁森，O. E.和H.奥斯卡。2010。Oppformering av sauesvingel - tilbakeføring av Hjerkinn skytefelt til sivile formål[羊羊草的繁殖羊茅属ovina-恢复Hjerkinn靶场为自然保护区]。65 - 66页在哈根和斯克林多，编辑。挪威的自然恢复-一窥tematic领域，专业机构和正在进行的活动。挪威自然研究所，特隆赫姆，挪威。

千年生态系统评估。2005.生态系统与人类福祉:生物多样性综合。世界资源研究所，美国华盛顿特区。

国防部，1998年。Regionalt skyte- og øvingsfelt for Forsvarets avdelinger på Østlandet - Regionfelt Østlandet。St.meld。nr, 11(1998 - 99)。白皮书，国防部，挪威奥斯陆。(在线)网址:http://www.regjeringen.no/nb/dep/fd/dok/regpubl/stmeld/19981999/stmeld-nr-11-1998-99-.html?id=192028

莫尔顿，C. A.和L.高夫，2011。土壤养分有效性对阿拉斯加苔原植物群落有性繁殖作用的影响。北极、南极和高山研究43:612 - 620。http://dx.doi.org/10.1657/1938-4246-43.4.612

挪威地质调查局，2011。基础地图。挪威地质调查局，特隆赫姆，挪威。(在线)网址:http://geo.ngu.no/kart/berggrunn/

挪威气象研究所，2010。气候数据。挪威气象研究所，奥斯陆，挪威。(在线)网址:http://www.eklima.no

奥德兰，A.和H. K.芒克约德，2008。融雪日期对分离挪威南部不同寡营养和中营养山地植被类型的重要性。Phytocoenologia38:3-21。http://dx.doi.org/10.1127/0340-269X/2008/0038-0003

帕尔默，M, E. Bernhardt, E. Chornesky, S. Collins, A. Dobson, C. Duke, B. Gold, R. Jacobson, S. Kingsland, R. Kranz, M. Mappin, M. L. Martinez, F. Micheli, J. Morse, M. Pace, M. Pascual, S. Palumbi, O. J. Reichman, A. Simons, A. Townsend, M. Turner. 2004。拥挤星球的生态。科学304:1251 - 1252。http://dx.doi.org/10.1126/science.1095780

mr . Perrow和A. J. Davy，编辑。2002.生态修复手册。剑桥大学出版社，英国剑桥。http://dx.doi.org/10.1017/CBO9780511549984

皮姆，s.l. 1984。生态系统的复杂性和稳定性。自然307:321 - 326。http://dx.doi.org/10.1038/307321a0

Pinheiro, J. C.和D. M. Bates, 2000。S和S- plus的混合效应模型。施普林格，纽约，美国纽约。http://dx.doi.org/10.1007/978-1-4419-0318-1

Pinheiro, J, D. Bates, S. DebRoy, D. Sarkar和R开发核心团队，2011。Nlme:线性和非线性混合效应模型。R包版本3.1-102。(在线)网址:http://CRAN.R-project.org/package=nlme

R开发核心团队，2011年。R:用于统计计算的语言和环境。R统计计算基金会，维也纳，奥地利。

里德博士，2008年。环境管理中的利益相关者参与:文献综述。生物保护141:2417 - 2431。http://dx.doi.org/10.1016/j.biocon.2008.07.014

雷·本纳亚斯，j·M, a·c·牛顿，a·Díaz, j·M·布洛克，2009。通过生态恢复增强生物多样性和生态系统服务:一项元分析。科学325:1121 - 1124。http://dx.doi.org/10.1126/science.1172460

雷耶斯，2011。公众参与与社会生态恢复力。79 - 92页在伊根、赫杰佩和艾布拉姆斯，编辑。生态恢复的人文维度:整合科学、自然和文化。美国华盛顿特区岛。http://dx.doi.org/10.5822/978-1-61091-039-2_6

m.c. Ruiz-Jaen和t.m. Aide, 2005一个．修复成功:如何衡量?恢复生态学13:569 - 577。http://dx.doi.org/10.1111/j.1526-100X.2005.00072.x

m.c. Ruiz-Jaen和t.m. Aide, 2005b．植被结构、物种多样性和生态系统过程作为恢复成功的衡量标准。森林生态与经营218:159 - 173。http://dx.doi.org/10.1016/j.foreco.2005.07.008

Rydgren, K.， R. Halvorsen, A. Odland, G. Skjerdal. 2011。高山矸石堆的恢复:演替率预示着植被在50年内的恢复。生态工程37:294 - 301。http://dx.doi.org/10.1016/j.ecoleng.2010.11.022

斯克林多和R. H. Økland。2002.施肥对挪威树下植被的影响抗旱性森林。应用植物科学5:167 - 172。http://dx.doi.org/10.1111/j.1654-109X.2002.tb00546.x

史密茨，n.a.c.， J. H.威廉斯和R.波宾克，2008。施肥对钙质草地恢复的长期后效。应用植物科学11:279 - 286。http://dx.doi.org/10.3170/2008-7-18417

生态修复学会(SER)。2004.SER国际生态修复入门。SER国际科学与政策工作组。SER，华盛顿特区，美国。(在线)网址:http://www.ser.org/resources/resources-detail-view/ser-international-primer-on-ecological-restoration

Strømsæther, J. T. 2006。Fra slagmark直到nasjonalpark?Undersøkelse av naturlig suksesjon i forstyrrede områder og problemstill linger knttet till framtidig forvaltning i Hjerkinn skytefelt。论文。挪威科技大学，特隆赫姆，挪威。

苏丁，K. N. 2011。迈向生态恢复的时代:成功、失败和未来的机遇。生态学、进化与系统学年度评论42:465 - 487。http://dx.doi.org/10.1146/annurev-ecolsys-102710-145115

Tischew, S. A. Baasch, M. K. Conrad和A. Kirmer. 2010。评估经常实施的补偿措施的恢复成功:结果和控制程序的要求。恢复生态学18:467 - 480。http://dx.doi.org/10.1111/j.1526-100X.2008.00462.x

K. M. Urbanska和J. C. Chambers. 2002。海拔较高的生态系统。376 - 400页在m·r·佩罗和a·j·戴维，编辑。生态修复手册。第二卷，实践中的还原。剑桥大学出版社，英国剑桥。

沃克，L. R.和R. del Moral, 2003。初级演替与生态系统恢复。剑桥大学出版社，英国剑桥。http://dx.doi.org/10.1017/CBO9780511615078

Walker, B.， A. Kinzig, J. Langridge. 1999。植物属性多样性、恢复力和生态系统功能:优势和次要物种的性质和意义。生态系统2:95 - 113。http://dx.doi.org/10.1007/s100219900062

韦森特，s.g. 1999。修复受损的荒地。剑桥大学出版社，英国剑桥。http://dx.doi.org/10.1017/CBO9780511612565

韦森特，S. G. 2002。陆地生态系统。83 - 105页在m·r·佩罗和a·j·戴维，编辑。生态修复手册。第一卷，恢复原理。剑桥大学出版社，英国剑桥。

威拉德，B. E.库珀，B. C.福布斯，2007。人类践踏后高山苔原植被的自然再生:来自美国科罗拉多州落基山国家公园的42年数据集北极、南极和高山研究39:177 - 183。http://dx.doi.org/10.1657/1523 39 - 0430 (2007) [177: NROATV] 2.0.CO; 2

杨，t.p, D. A.彼得森和J. J.克莱里，2005。修复的生态:历史联系、新出现的问题和未被探索的领域。生态学通讯8:662 - 673。http://dx.doi.org/10.1111/j.1461-0248.2005.00764.x

内德勒，2007。成功:对修复结果的不明确、主观的描述。生态修复25:162 - 168。http://dx.doi.org/10.3368/er.25.3.162