研究

通过社区制度创新减轻碎片化土地所有制的影响:中国青海省贵南县的两个案例研究村

• 摘要
• 简介
• 方法
  • 研究区域
  • 生态实地研究
• 结果
  • 牧民对生态变化的看法
  • 植被组成和地上生物量
  • 土壤碳氮密度
• 讨论
• 结论
• 对本文的回应
• 作者贡献声明
• 致谢
• 数据可用性
• 文献引用

介绍

在世界大部分地区，以市场为基础的经济改革导致了寻求集体使用和管理牧场私有化的政策(Behnke and Scoones 1993, Li and Zhang 2009)，以避免长期被揭露但一直被引用的“公地悲剧”(Ostrom 1990)，并刺激对土地的私人投资。当分配的牧场被围栏隔离时，土地使用和所有权是碎片化的，产生了前所未有的不确定性，其特征是牲畜流动性减少(Scoones 1994)，牲畜生产成本增加(Li和Zhang 2009, Gongbuzeren等人，2016)，社区社会网络和相互关系碎片化(Li和Huntsinger 2011)，生计脆弱性增加(Yeh等人，2014,Scoones 2015)，牧场退化程度加剧(Cao等人，2013,Harris等人，2016)。Li et al. 2018)。尽管有丰富的文献记录了牧场碎片化的挑战，但很少涉及如何应对制度创新以维持牧民生计和环境的问题。

牧区社会-生态相互作用的过程是多尺度的，牧场破碎化是影响牧区社会-生态相互作用的主要因素。一方面，高寒草原和干旱半干旱区草地资源的时空分布具有异质性(Hobbs et al. 2008, Lai and Li et al. 2012)，在近期气候变化下，草地生态系统和局地气候条件的异质性迅速增加(Chen et al. 2017)。beplay竞技在这个意义上，许多其他研究(McAllister等人，2006年，Hobbs等人，2008年，Harris等人，2016年)指出，恢复更大空间尺度的牲畜移动和改善资源跟踪的牧场制度可以有效地保持资源异质性，减少投入和相关成本的需求。另一方面，最近的研究也表明，牧场管理的必要规模也取决于社会经济条件的变化。牲畜和畜产品市场正在迅速扩大(Zhang et al. 2014, Chinasho et al. 2017, Han 2018)，在市场化经济改革下，牧民可以在牧场销售的产品和服务已经多样化，包括草药、生态旅游、文化产品和手工艺品(Gongbuzeren et al. 2018)。许多牲畜很少或没有牲畜的贫困家庭要求改变家庭合同，以实现更平等的资源使用权分配(Gongbuzeren等人，2018年，Li等人，2018年)。从这个意义上说，尽管研究指出，随着企业规模的缩小，资源异质性降低，所需的经济投入将增加(Hobbs et al. 2008, Ulambayar and Fernandez-Gimenez 2019)，但关注家庭规模的制度可能更好地帮助当地个体家庭实现牧场资源的平均分配。

考虑到这些社会-生态动态，对多个机构规模的关注是必不可少的。在这项研究中，我们询问了在家庭和社区规模上运作的机构如何相互作用，以适应不断变化的生态和社会经济景观，特别是牧场破碎化。通过对青藏高原(QTP)两种不同的制度响应，即牧场转移制度(RTS)和社区放牧配额制度(GQS)的研究，揭示了不同规模的制度运作如何导致不同的生态结果。

在青藏高原的牧区，牧场家庭接触政策的土地分配始于20世纪90年代初，在家庭牧场被围起来的地方，生态条件一直在变化。已确定的生态变化包括植物成分的变化，营养缺乏或有毒物种取代了美味物种(Zhou et al. 2005, Li和Huntsinger 2011)，草皮层的逐渐破坏和地上生物量的下降(Dong et al. 2013)，以及广泛的野生动物栖息地和迁徙走廊的破碎化(Fox et al. 2009, Jakes et al. 2018)。研究还发现，由于生态变异和极端天气条件，碎片化限制了牧民所需的灵活性(Banks et al. 2003, Yan et al. 2005, Li and Huntsinger 2011, Yeh et al. 2014, Gongbuzeren et al. 2015)。社会经济影响包括牲畜生产成本增加(Li和Zhang 2009)、牲畜死亡率以及围绕围栏边界的内部社区冲突(Yan等人2005,Yeh和Gaerrang 2011)。

为了解决土地分割带来的一些问题，中国自2008年以来一直在推广RTS，允许家庭将其承包的牧场出租给他人。自十七届三中全会推进《关于农村改革发展的决定》，讨论了农区完成土地租赁制度的各种条件后，许多牧区开始实行牧场承包承包制度，并建立围栏，并得到了地方政府的支持(国务院2008,QPG 2011)。2016年，中国政府启动“三权分置”改革，承认所有权不可交易(一般为国家所有)、承包权不可交易、土地使用权可交易三种产权(国务院2016年发布)，牧场流转制度正式颁布并推广至所有牧区。这一政策鼓励牧民从那些没有足够牲畜来使用他们的分配，或已经退出或已经退出放牧的牧民那里租用草地，以扩大他们的家庭草地(Gongbuzeren et al. 2016)。那些把草地租给别人的人即使没有牲畜也能获得收入。RTS是一种可交易的土地使用权。

在QTP的一些地区，尽管受到政策干预的强大影响，社区自组织的创新放牧管理机构已经出现，以管理牧场(Lai and Li 2012, Cao et al. 2013, Gongbuzeren 2019)。这些创新放牧管理系统之一包括以社区为基础的GQS，保留社区集体使用牧场，同时将放牧使用权私有化，允许承包土地在没有围栏的情况下保持集体管理(Gongbuzeren et al. 2018)。GQS是一个自组织的社区系统，规定了家庭一级的放牧配额，以控制牲畜数量，同时在社区规模上保持更大的牲畜流动性。家庭可以出售、出借和交易牲畜放牧配额，但牧场是集体使用的，不能转让或出租。牲畜数量限制由社区执行，因为社区成员在保护牧场方面有共同利益。当牧场状况良好时，所有的配额都可以增加。

在保留或恢复更大牧区的两种最突出的方式中，RTS允许通过租赁围栏牧场将放牧使用权转让给其他牧民，而GQS允许将放牧一定数量的动物(配额)的权利转让给其他牧民，但土地不被分割，并处于社区管理之下，尽管名义上是分配的。这两种体系的目标都是重新获得传统大规模畜群迁徙的生态、社会和经济效益，而传统大规模畜群迁徙曾是该地区的一种基本畜牧实践。RTS可以被视为一种重新聚合社区中一些分散牧场的使用的方式，而GQS可以防止或取代社区中所有共享牧场的土地使用的碎片化。

虽然已经研究了这些新系统对土地碎片化(在家庭和社区规模上运行)对牲畜生产和牧民生计的影响(Gongbuzeren and Li 2016, Zhuang et al. 2017, Gongbuzeren 2019)，但这些系统对牧场生态系统和土壤性质的变化仍未得到证实。这是我们研究的重点。RTS和GQS在时间和空间上影响牲畜的运动模式，对牧场生态系统有直接影响。虽然生态学研究探讨了气候变化和放牧排斥对植被和土壤的影响(Klein et al. 2007, Sang 2009beplay竞技, Harris et al. 2015, 2016, Su et al. 2015, Wang et al. 2017, Hopping et al. 2018)，但许多研究只考察了不同气候条件下放牧与不放牧的影响，而没有考虑不同尺度下的制度条件及其运作。本研究比较了两个案例，它们采用不同的制度安排来应对私有化造成的土地碎片化。A村使用RTS作为管理放牧使用的主要策略，B村使用GQS。实地研究和访谈研究都用于评估影响。虽然我们的研究仅限于两个村庄的夏季牧场，但我们相信，它提供了对这两种制度模式在牧区管理碎片化草原的后果的深入了解。

方法

所选择的两个案例研究村庄具有相似的环境特征(表1、2)，传统上集体使用三个季节性牧区，包括夏季牧场、中间牧场(用于春季和秋季放牧)和冬季牧场。如今，这两个村庄采用不同的策略来管理放牧。通过访谈和实地调查收集数据，比较每个村庄的生态和牲畜管理成果。

研究区域

A村和B村位于中国青海省桂南县(图1)。这两个村庄相距50公里，在大多数方面非常相似(表1和表2)。A村的牧场是根据1999年开始的牧场家庭承包政策(RHCP)分配并承包给每个家庭的(表3)。家庭在家庭的基础上用铁丝网围起分配的冬季牧场。他们将夏季牧场和中部牧场结合起来，并为每户家庭分配了一个大的放牧地块(工步泽人和李2016)，但当时并没有按每户设置围栏。相反，直到2008年，3-10个家庭组成的小组共同使用村里大面积的夏季和冬季牧场。从2008年开始，随着政府开始推广牧场转移系统，A村在所有牧场上用铁丝网围起了个人家庭分配，允许家庭按照RTS租用个人地块。如表3所示，所有的草地都由个体家庭或其租户控制和使用。

这项主要以家庭为单位的废物转运站的实施，改变了牲畜的流动模式。首先，由于A村将夏季和中期(春季/秋季)牧场结合在一起，他们将三次季节性迁徙减少到两次。这意味着牧民从6月20日开始在夏季牧场饲养牦牛^th到10月初，超过120天，取决于包裹饲料的供应情况。绵羊从6月20日开始在夏季/中期牧场放牧^th至8月20日^th，共90天，时间比以前长。第二，在RTS下，牧民对牧场租赁的需求迅速增加。根据我们的调查，A村向他人租用牧场的家庭比例从2012年的53%上升到2014年的82%，部分租用牧场在村外。据牧民采访，90%以上的出租地块为一至三个月的短期租赁，每个地块在一年内租给几个家庭。因此，这些短租牧场的放牧时间已增加到9个月。

相比之下，在B村，尽管每个家庭都有政府的纸质合同，标明了分配给他们的个人牧场的位置和大小，但他们只在冬季牧场上保护了个人牧场，仍然共同使用夏季和春季牧场。2009年，B村实施了GQS制度安排，在家庭和社区规模上运作，以管理这些牧场。社区集体设定个人放牧配额，限制每户可以放牧的牲畜总数。为了建立社区放牧能力，当村庄迁移到春秋季和夏季牧场时，社区依靠传统的治理实践，根据他们对当地牧场条件和年度天气模式的经验知识，集体估计季节性牧场的总承载能力。配额标准每年都会根据牧场的情况而变化。社区将其所有放牧配额系统集中起来，每个家庭根据其HRS纸质合同中分配的公顷数的承载能力分配一部分承载能力。每年，一个由村长和尊敬的长者组成的委员会，会在每户牲畜迁移到季节性牧场时，清点和监控每户的牲畜数量，每户都被要求发誓不在牲畜数量上作弊，这符合当地文化中某些誓言的神圣性。该委员会向牲畜数量超过放牧配额的家庭收取一笔费用，并将这笔钱作为补偿分配给牲畜数量少于配额的家庭，这样家畜数量不足的家庭仍有收入。由社区集体决定费用金额(Gongbuzeren et al. 2018)。GQS明确了社区内的可交易权利，在个体家庭规模上分享放牧配额，以便牧民家庭可以在社区规模上保持流动性、社区管理实践和共享劳动。

与更传统的GQS系统相比，牲畜流动模式的变化相对较少。首先，因为他们有季节性牲畜流动，村民每年在夏季牧场放牧的时间只有50天，比a村的时间要少。其次，牧民也表示，对畜产品的需求不断增长，牧民有压力增加牲畜数量，但GQS阻止了个体家庭扩大牲畜数量超过土地的承载能力。根据我们的调查，家庭绵羊的平均数量从2012年的264只/户轻微下降到2014年的252只/户。第三，由于夏季牧场和中期牧场是集体使用的，所以这两个季节牧场从未像A村那样实行租赁制度。

生态实地研究

为了解不同管理机构在不同规模经营下牧场生态系统的变化，我们在夏季牧场进行了生态取样，研究了植被组成、地上生物量和土壤性质的变化。我们补充了半结构化的家庭访谈，以了解牧民对生态变化的看法。7月3日至30日植被和土壤性质的实地经验数据^th与2003年收集的基线数据进行比较。这两种方法提供了牧场生态系统变化及其影响的多维图景。

家庭采访

牧民对生态和动物状况的变化进行长期持续的观察，牧民访谈有助于了解生态变化对牲畜的影响以及牧民对生态状况的感知。在畜群规模的基础上，采用分层随机抽样的方法，根据村户口本记录，选择相对富裕、中等财富和贫困的比例相等的农户。每个村共采访了20户，占A村总户数的21%，B村总户数的11%。受访者被问及有关他们对生态环境变化的看法的详细问题，包括植被高度和密度、裸露地面的面积、多样性和生产力水平、有毒植物的数量，以及鼠兔的干扰程度(Ochotona一种小型的穴居动物，被认为与严重的放牧和侵蚀有关。根据我们对当地牧民的采访，这些生态变化指标通常是在他们的日常生活中观察到的，用于评估牧场状况，并且这些指标也被以前的许多研究用于衡量牧场退化和生态状况的水平(Cao et al. 2013, Gongbuzeren et al. 2018)。

夏季牧场的田间横断面

两个研究点的草地可分为两种主要草地类型:冬季草地是高山沙漠和高山草原的混合体，优势种包括大针紫竹而且苔属植物moorcroftii；夏季和中部草场为高寒草甸，优势种包括Kobresia pygmaea而且k .云淡的(Yang 2008, Gongbuzeren, Li 2016)。我们选择两个村庄的夏季牧场进行小区抽样，是因为夏季牧场在不同管理机构下的牲畜流动模式和放牧压力的差异更明显，也因为夏季牧场的生态条件相似程度更高，便于比较研究。我们在7月初牛群迁移到夏季牧场之前收集了我们的地块样本。夏季牧场为高山草甸，平均海拔3600米。牧民在山谷中扎营，他们的牲畜白天从山坡较低的地区垂直移动到山顶，晚上再返回营地。因此，我们沿着从营地到山坡的海拔梯度布置地块。

这两个村庄有着非常相似的生态特征(表2)，可以直接比较植被和土壤质量。在A村，我们在三个不同家庭的牧场的阳坡上选择了三个夏季牧场采样点，并在一年的时间内将其短期租赁给不同的家庭。虽然我们在每个采样点的高程梯度上建立了3条1000 m的横断面，但坡度在10-15度之间，两个点的高程差异很小(见图2)，因此我们认为高程梯度对植被和土壤性质的影响可以忽略不计。在每条样线上，每隔300米，我们建立了3个15米x 15米的地块。在每个图中，我们随机选择6个1 m x 1 m的样方。总的来说，我们在三个采样点的三个横断面上分别采样了162个1 m x 1 m样方。每个小区分别在0-10 cm、10-20 cm和20-30 cm深度采集土壤样品。使用固定体积为100 cm的标准容器获得容重样品^3.．

在B村，由于夏季牧场没有划分，我们在共享夏季牧场的阳坡上随机选择了3个采样点，并在每个采样点以相似的高程梯度建立了1000 m的横断面。与A村一样，我们沿着每个样带选择了3个15米x 15米的地块，然后在每个大地块内随机选择6个1米x 1米的样方，收集土壤和植被样本。

测量

我们根据牲畜的喜好将植被分为三大类:(1)可口的禾本科植物，如Kobresia云淡的，Kobresia parva,大针capillata；(2)美味的食物，如蕨麻妮维雅而且猪毛菜科里纳棺罩。以及(3)难吃的forbs和禾本科，如香densaBenth。Achnatherum splendens,狼毒种群．非美味植物的增加也被确定为牧场生产力下降的指标，因为对牲畜生产的贡献降低了。

为了分析植被的变化，我们测量了两种植被类型的物种丰富度和冠层盖度以及地上生物量。为了测量地上生物量，我们从每个样方中收集地上生物量，在75°C下烤箱干燥至恒定质量，并称重。

在土壤性质变化的分析中，我们主要评估了碳氮密度，并在补充数据中提供了土壤容重、含水量和土壤分形维数的测量。土壤样品通过2毫米的筛网过滤，以去除根和石头。采用K氧化法测定土壤有机碳和全氮₂Cr₂O₇2400ii CHNS/O元素分析仪(美国Perkin-Elmer)。然后，土壤样品在105°C烤箱干燥至恒定质量并称重。然后用土壤水分(即土壤鲜重减去土壤干重)除以土壤鲜重(Bao 2000)计算土壤含水量，并利用公式3 (Tyler and Wheatcraft 1989)计算土壤分形维数。这些方法与Yang(2008)在他的研究中使用的方法相似。

土壤有机碳密度由式(1)计算。

(1）

其中SOCD (STND)为g.c cm中的土壤有机碳密度(土壤全氮密度)^－2， SOC (STN)为土壤有机碳含量(土壤全氮含量)，单位为g.kg^－1， BD为g.cm中的容重^－2， De为土壤深度，单位为cm。

由式(2)计算土壤全氮密度。

（2）

土壤分形维数(D)由式(3)计算。

（3）

式中D为土壤分形维数，V（r<R_我)为粒子的累积质量我r小于R_我，V_T是总质量，R_我第i级粒度的平均颗粒直径(mm)，和R_马克斯是最大粒子的平均直径。

我们利用杨毅等(2008)2003年在贵南县记录的生态条件历史数据作为对照，进一步评估了两个案例研究地点草地植被和土壤结构可能发生的变化。虽然杨的采样地点是贵南县的另一个案例村，但我们认为它为比较变化提供了可行的基线数据，原因如下。首先，2003年对照点的GPS定位显示其位于贵南县，与我们的两个案例村非常接近(表2)，杨氏植被采样的研究点的海拔高度、牧场类型、放牧管理制度、地理特征等生态特征与我们的两个案例村非常相似(表2)。我们的研究发现，尽管政府在20世纪90年代末推广了牧场家庭承包政策，但许多牧区直到21世纪初才在实践中实施这一政策。2003年，由于牧场家庭承包政策刚刚开始实施，两个案例村都采用了社区集体使用牧场，牲畜流动有3 - 4个季节。杨教授2003年的研究是目前唯一可获得的显示牧场家庭承包政策实施前牧场状况的数据。第三，我们还将贵南县2003年的气象条件与我们地块样本采集的2014年进行了比较，结果表明，这两年的气候特征是相似的(表4)。尽管有这些相似之处，但我们承认这种类型的比较与历史数据存在较大差距。任何我们无法捕捉到的潜在的基于地点的生物物理和生态差异都可能影响这篇论文的发现。但与此同时，这也是我们能够了解桂南县牧场家庭承包政策实施前植被和土壤状况的唯一可访问和可用的历史数据集。

SPSS软件。采用17.0统计软件(SPSS Inc.， Chicago, Illinois, USA)对各处理间所有参数(地上生物量、土壤容重、土壤含水量、土壤分形维数、土壤有机碳密度和氮密度)进行单因素方差分析。我们首先对每个样带的所有样地进行平均，然后用方差分析比较不同管理系统之间植被和土壤结构的差异。结果表明，2003年GQS与RTS在0.05水平上存在显著差异，反之亦然。

结果

牧民对生态条件的感知以及在两种制度安排和时间内的实地抽样结果存在重要差异。

牧民对生态变化的看法

根据牧民的看法(表5)，使用GQS的牧民中有35%的人报告在系统实施后植被生长下降，尽管其余的人报告增加或没有变化，而使用RTS的牧民中有65%的人报告在系统实施后植被生长下降。同样，GQS组的大多数牧民(46%和65%)报告植被密度和多样性没有变化，而RTS组的71%和59%的牧民报告植被密度和多样性下降。然而，在GQS和RTS中，也有超过50%和82%的牧民报告植被高度下降。在其他生态指标方面，使用GQS的受访牧民中，分别有40%、30%和30%的人报告鼠兔对土壤、裸地和有毒物种的干扰量增加。其余的报告有改善或没有变化。在RTS下，分别有64%、65%和65%的受访牧民报告鼠兔干扰增加到土壤、裸露地面和有毒物种。其余的报告有改善或没有变化。

简而言之，虽然在GQS下观察到一定程度的退化，但大多数牧民没有观察到牧场条件的变化，而大多数牧民在实施RTS后观察到退化。

植被组成和地上生物量

与2003年基线相比，GQS和RTS下的物种丰富度均较低，RTS下每个样点的平均物种数均低于GQS(表6)。此外，基线植被盖度显示，2003年桂南县牧区的主要植被盖度为可口的禾麦类和蕨类，非可口植物盖度仅为1.2%。2014年，GQS下的优势植被盖度仍为禾本科(41.1%)和美味蕨类(28.9%)，非美味植物盖度为10%。然而，在RTS条件下，非美味植物占覆盖面积的34.2%，而美味禾本科和蕨类分别占25%和27%。

总之，在GQS和RTS模式下，虽然非美味植物的盖度有所增加，但GQS模式下的植被组成仍以禾本科和美味蕨类为主，而在RTS模式下，植被组成以非美味蕨类和禾本科为主感冒spp。,香densa，而覆盖可口的禾本科如Kobresia云淡的而且大针krylovii相对较低(表6)。

与2003年的基线相比，GQS和RTS下的平均地上生物量有所增加(图3)。与GQS相比，RTS下的平均地上生物量显著增加(P< 0.05;图3;n = 9)，我们认为这可能归因于RTS下非可口的forbs和graminoids的主导地位。

土壤碳氮密度

碳密度分析表明，GQS下0 ~ 10 cm深度的碳浓度比RTS高28.4%;同样，GQS下0-10 cm深度氮密度水平比RTS高16.3%(图4)。我们还比较了土壤容重、含水量和分形维数(附录1，表A1)。总体而言，各处理土壤容重和含水量的差异主要体现在0 ~ 10 cm深度。具体而言，与2003年相比，GQS下0-10 cm深度土壤容重为17.1%，低于基线(P< 0.05，而RTS组为22.8%，高于基线(P< 0.05)。与2003年相比，GQS下0 ~ 10 cm深度土壤含水量增加了33.8% (P< 0.05=，而RTS (P> 0.05)。土壤分形维数分析也显示了处理之间的一些差异(附录1，表A2)。与2003年相比，2014年RTS下土壤分形维数相对较低，而GQS下土壤分形维数略高。

讨论

2014年，在RTS (A村)和GQS (CNH村)下，植被组成、地上生物量和土壤养分存在差异，2003年以来变化较大。GQS和RTS之间地上生物量的差异可能归因于物种组成的变化。不适宜食用的杂类和禾本科植物盖度最高，地上生物量也较高。两种系统的土壤性质也不同。土壤性质的研究结果表明，不同的管理系统引起了表层土壤性质的快速变化，GQS保持了更好的牧场土壤条件，而RTS导致0-10 cm深度的碳和氮含量较低。

这些发现与牧民对牧场生态系统变化的观察相一致。考虑到这两个村庄的气候条件和社会经济条件相似，我们认为牧场生态条件的差异主要是由于部署的管理机构不同，以及它们如何促进牲畜在时空尺度上的流动。

RTS依赖于以市场为基础的土地租赁，为牲畜在各个放牧地块之间流动创造机会，以增加流动性，但在当前的短期租赁制度下，它没有为承租人和出租人或社区创造管理租用牧场的共同利益。通过使用多个围栏地块，可能会增加一定程度的流动性，但我们的研究结果表明，由于季节性牲畜流动性有限，夏季牧场的放牧压力更高，而且因为租户对维持牧场条件没有兴趣。因此，RTS导致租用牧场的放牧活动更加集中和频繁，放牧季节延长，引起植被组成和土壤结构的变化。

来自a村(RTS)的JTJ先生做了近30年的牧羊人，他在采访中说:

2008年，我们有14头牦牛和40只羊。2010年，我们不得不卖掉所有的牲畜，因为我们没有钱在其他牧区租房，而且无法进入其他好的牧区，牲畜死亡率很高。因此，我们卖掉了我们的牲畜，把我们的牧场租给了我们村里的其他牧民。我们平均每年可以从牧场租赁中获得约2万人民币的收入，每年我们可能会将牧场出租3-4次，每次租赁时间为2-3个月。我的牧场以前很好，但现在租给了很多家庭，因为很多租我的牧场的家庭都最大限度地使用了牧场，植被条件迅速恶化，鼠兔和空地的数量增加了。

同样，正如我们的研究发现的那样，青藏高原牧区的其他研究也发现，单个放牧地块(Cao et al. 2013, 2018)内的高强度放牧(Harris et al. 2016)对偏好植被和土壤产生了负面影响(Li et al. 2013, 2017, 2018, Cao et al. 2017)。夏季牧场较高的放牧浓度和较长的放牧时间已被证明会相互作用导致土壤退化(Sparling和Schipper 2004, Li等人2013,Wang等人2015,Zhuang等人2019)。

RTS限制了家庭规模的资源获取和管理，没有在更大的时空尺度上恢复牲畜的流动性，也没有在草地条件上创造共享利益，也没有利用这些地区传统的共享劳动和治理。因此，这可能不是解决牧场使用碎片化的有效方法。

例如，a村(RTS)的一名男性牧民在采访ZMCR先生时表示:

我们没有足够的钱从其他家庭租用牧区，我们的牲畜也不能像以前那样在更大的范围内活动，我们的牧区放牧压力加大。大约4年前(2011年)，丹姆普去ngön(蓝头花，或香densaBenth)开始在我们的土地上生长，并且迅速扩张。家畜不喜欢吃这种植物，羊吃了这些植物就会生病。现在(2014年)，当我去放羊的时候，我几乎每走一百步就能看到这种植物的大片区域。我认为我们的牧场环境正在迅速恶化。

此外，该体系成本高昂:共享劳动力和基于对等的执行机制丧失了，促进共同资源使用的传统社会关系丧失了。

鉴于此，我们认为，即使RTS为能够支付个人牧场租金的家庭恢复了一定程度的牲畜流动性，但这样的管理系统仍然限制了围栏个人牧场内的牲畜流动性，而没有在更大范围内移动，并且它无法重新聚集个人牧场以恢复社区规模上的季节性牲畜流动性。此外，由于租赁者支付了土地费用，而没有照顾牧场的利益，因此租赁者最大限度地利用了租赁地。因此，我们认为，与GQS相比，在RTS下导致牧场退化程度更高的主要因素是，在家庭规模上限制牧场的所有管理和使用以及牲畜的流动性，而无法恢复社区规模上的牲畜流动性和管理。

相比之下，GQS系统利用社区习惯制度在社区规模上管理牧场资源和牲畜流动，同时应用基于市场的放牧配额分配来控制和分配家庭规模上的牲畜使用。因此，两个尺度上的制度相互作用以抵消牧场破碎化的影响。在GQS框架下，社区对牧场的使用保持了三个位于不同海拔的季节性牧场之间灵活的季节性牲畜流动模式，以及季节性公共牧场内部更大的流动性。总之，这些有助于减轻放牧压力，包括牲畜对牧场植物和土壤的践踏效应(Su et al. 2015, Cao et al. 2017,2018, Zhuang et al. 2019)，这解释了我们研究中GQS下更好的植被组成和土壤性质。我们认为，GQS明确了牧民的放牧权利，以维持社区对牧场的集体使用，防止牧场管理的碎片化，并保持牧民对分布不均匀的异质牧场资源的使用权。

由于田间生物物理相互作用非常复杂，在确定大尺度牧场生态特征方面发挥着重要作用(Harris et al. 2015, Tang et al. 2015, Hopping et al. 2018)，在没有实验研究的情况下，仅使用观测方法无法分离出原因机制。未来需要使用实验方法在不同尺度上研究牲畜和牧场生态系统之间的相互作用，以了解哪种管理系统在气候变化和外部干扰(如市场力量、社会经济发展和其他政策)下更有效地解决牧场破碎化问题。beplay竞技

结论

青藏高原牧区在不同规模上实施了不同的制度安排，以解决牧场破碎化问题。结果表明，虽然RTS的地上生物量水平高于GQS，但植被组成转变为非美味蕨类和禾本科植物为主。表层土壤性质评价表明，与gqs管理草地相比，RTS草地具有更高的土壤容重、更低的分形维数、更低的碳氮密度。GQS采用创新策略，明确个人的放牧配额，使牧民社区能够在季节性牲畜流动的情况下保持社区集体使用牧场。虽然RTS采用了以市场为基础的牧场租赁系统，在将牧场划分给个体家庭后，恢复了一定程度的牲畜流动性，但它不支持拆除围栏，重新聚集个体放牧地块。放牧活动在单个牧区范围内仍然有限，出租牧区放牧强度较大。因此，我们得出结论，与RTS相比，GQS在解决牧场破碎化方面更有效。然而，我们也承认，在将研究地点的当前植被状况与历史数据进行比较时，可能存在潜在的基于地方的生物物理和生态差异，因此，不同的植被状况和土壤结构变化的原因可能不仅仅是因为不同的管理制度。

这项研究的结果为解决牧区牧场破碎化问题提供了一些重要的经验教训。对于依靠流动性来应对不确定环境条件的牧区系统来说，这是一个重大挑战。我们的研究表明，景观尺度的社区响应至关重要，重建或创建有利于牲畜在季节性牧场之间流动的机构，以重建空间景观连通性至关重要(参见Taylor et al. 1993, McAllister et al. 2006, Galvin 2008)。能够利用更大土地面积的制度促进了牲畜的流动，随后，获得异质牧场资源提高了牧场生产牲畜的能力(Behnke和Scoones 1993)。这就要求管理机构在社区规模上比在家庭间的租赁安排中所能做到的规模更大。我们的研究强调了跨尺度协调的重要性(Hobbs et al. 2008)。破坏性的生态变化可能发生，因为社会-生态系统之间相互作用的时间-空间和功能使用规模与负责管理的机构规模不一致，导致社会-生态系统中断、效率低下和重要系统组件的损失(Hobbs et al. 2008);正如我们在RTS制度安排的例子中所观察到的。

GQS制度安排为中国和世界范围内牧场管理政策面临的挑战提供了一种创新的解决方案:如何克服通过家庭规模的私有化和货币化来明确产权以建立市场经济与保持社区集体使用牧场以发展更大的牲畜空间流动性和资源连通性以避免牧场碎片化之间的矛盾。

因此，我们的发现有两个重要的政策含义。首先，随着中国(或任何其他国家)寻求实施以市场为基础的牧场管理政策，以解决牧场碎片化和保持流动性问题，规模调整至关重要，将家庭和社区规模联系起来。与只关注家庭规模的租赁系统相比，这将改善牧场使用的管理和生态结果。其次，牧场政策应该承认并促进在社区尺度上恢复或维持牲畜流动和牧场条件共享利益的地方举措，以解决牧场碎片化的弊端，政府应该为地方社区提供更多的政策空间，以组织这种创新的牧场制度。

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