
科学研究与应用
Journal of Scientific Research and Applications
- 主办单位:未來中國國際出版集團有限公司
- ISSN:3079-7071(P)
- ISSN:3080-0757(O)
- 期刊分类:科学技术
- 出版周期:月刊
- 投稿量:4
- 浏览量:435
相关文章
暂无数据
热带森林转化为人工林及其自然恢复过程研究进展
Research Progress on the Conversion of Tropical Forests to Plantations and Their Natural Restoration Processes
引言
热带森林是地球上生物多样性最丰富、生态系统功能最复杂的陆地生态系统,覆盖全球陆地面积的7%,却容纳了全球50%以上的物种。然而,自20世纪中叶以来,热带地区大规模的森林转化导致约一半的原始热带森林消失或退化。其中,转化为单一种植人工林(如橡胶、油棕、桉树等经济作物)是热带森林丧失的主要驱动力之一。以东南亚为例,橡胶种植面积从1990年的540万公顷扩张至2020年的超过1400万公顷,油棕种植面积同期增长了2倍以上。这种大规模的森林向人工林转化在满足全球资源需求的同时,导致了严重的生物多样性丧失、碳储量下降、水文过程改变和土壤退化等生态环境问题。随着部分人工林经济效益下降、生态保护政策加强以及全球气候变化应对需求,大量退化或废弃的人工林进入自然恢复阶段。如何理解这些退化人工林的自然恢复过程、评估不同恢复路径的生态效果、识别影响恢复成效的关键因素,已成为热带森林恢复生态学的重要科学问题。本文系统回顾了近20年来的相关研究,为热带地区退化人工林的生态恢复和景观管理提供科学参考。
1 热带森林转化为人工林的生态影响
1.1 生物多样性丧失
热带森林转化为单一种植人工林导致生物多样性急剧下降。Fitzherbert等综合分析发现,相比原始森林,油棕园的植物物种丰富度下降80%—90%,鸟类减少77%,蝴蝶减少83%。Barlow等的大规模研究表明,热带地区的人为干扰可能使森林生物多样性损失加倍。在东南亚橡胶种植区,橡胶纯林的植物物种数仅为原始森林的5%—10%,土壤节肢动物多样性下降60%—70%。功能多样性的丧失同样值得关注。Warren-Thomas等发现,油棕园中的鸟类群落功能多样性显著低于原始森林,特别是大型食果动物和林下食虫鸟类几乎完全消失。这种功能多样性的丧失可能对种子传播、授粉和害虫控制等生态系统过程产生长期影响。
1.2 碳储量和气候调节功能下降
热带森林转化为人工林显著降低了生态系统碳储量。Guillaume等对东南亚橡胶种植园的评估发现,橡胶林的地上生物量仅为原始森林的30%—50%,总碳储量减少40%—60%。Carlson等估算,1990—2010年间,东南亚因森林转化为油棕园和橡胶园,累计释放了约3.5亿吨碳。更值得关注的是,人工林转化还导致土壤有机碳的长期流失。有长期监测表明,森林转化为橡胶林后,表层土壤有机碳在前5年下降约25%,并在20—30年内持续缓慢下降。
1.3 水文过程改变和土壤退化
单一种植人工林显著改变了热带地区的水文循环。对比研究发现,橡胶林的蒸腾速率比原始森林高20%—30%,但林冠截留降水能力下降40%—50%,导致径流增加和土壤侵蚀加剧。单一种植人工林的涵养水源能力仅为原始森林的50%—70%。长期的单一种植导致土壤物理、化学和生物学性质全面退化。相比原始森林,人工林土壤容重增加15%—30%,孔隙度下降20%—40%,土壤板结严重。橡胶林土壤微生物生物量仅为原始森林的40%—60%,真菌多样性下降50%—70%,影响了土壤的生物扰动和有机质分解过程。
2 人工林退化后的自然恢复过程
2.1 自然恢复的基本模式
退化人工林的自然恢复遵循经典的次生演替理论。热带森林次生演替的一般模式,其恢复过程大致分为三个阶段:先锋种定居阶段(0—5年),以快速生长的先锋树种为主,通过种子雨或土壤种子库迅速占据空地;过渡阶段(5—20年),先锋种与中等演替树种共存,群落结构逐渐复杂化;成熟阶段(20年以上),后期演替树种逐渐占据优势,群落组成和结构趋向原始森林,但完全恢复可能需要数十年甚至上百年。
2.2物种组成与结构功能的恢复
物种组成的恢复是自然恢复过程中最受关注的方面。物种丰富度在恢复的前20年快速增加,之后趋于平缓,但即使恢复40—60年,物种数仍仅达到原始森林的60%—80%。种子传播限制是物种恢复的主要障碍,在森林破碎化景观中,大型动物传播的树种由于种子传播者缺失,几乎不能自然定居到恢复中的次生林。次生林地上生物量的恢复相对较快。Poorter等对新热带地区1500多个次生林样地的分析表明,生物量恢复遵循对数增长模式,前20年年均增长率约11吨每公顷,在良好条件下,40—60年可恢复到原始森林生物量的80%左右。然而,林分结构的恢复更为缓慢,次生林的垂直分层结构在恢复30年后仍显著简单于原始森林,大径级树木极度缺乏,这种结构简化直接影响了栖息地异质性。土壤功能的恢复普遍滞后。土壤有机质需要30—50年才能恢复到原始森林水平的70%—80%,而土壤微生物群落的恢复可能需要更长时间。生态系统服务的恢复速率因服务类型而异,木材生产在20—30年内可恢复到原始森林的80%—90%,但生物多样性保护功能需要40—120年。
2.3影响恢复速率的因素
景观背景是决定恢复速率的重要因素。距离种源森林距离是决定恢复速率的最重要因素之一。在距离原始森林100 m内的次生林,物种累积速率是距离500 m以上次生林的3—5倍。人工林的经营强度和持续时间显著影响恢复潜力。集约经营超过30年的橡胶林,由于土壤严重退化和种子库耗竭,其自然恢复速率比经营10—15年的年轻橡胶林低40%—60%。此外,降水量和季节性强烈影响恢复过程。年降水量大于2000 mm的湿润热带地区,次生林生物量恢复速率比年降水量1500-2000 mm的季节性热带地区快约50%。
3 不同恢复路径的对比
3.1 自然恢复与主动恢复
自然恢复指停止人为干扰后依靠自然过程进行的恢复,而主动恢复涉及人为种植、土壤改良等干预措施。Holl等对热带地区15年的对比实验表明,主动恢复(种植10种本地树种)比自然恢复在物种丰富度上高30%—50%,但主要是人为引入的树种贡献。有趣的是,在距离森林种源较近(<100 m)的地点,自然恢复在10—15年后可达到与主动恢复相似的生物多样性水平,但成本仅为后者的5%—10%。自然恢复的生态效益与经济成本比通常高于主动恢复,特别是在景观尺度上。但在严重退化、种源匮乏或需要快速恢复的场景下,主动恢复仍然是必要的。
3.2 保留残留树木与完全清除
这是人工林恢复中的关键管理决策。Zhang等对西双版纳橡胶林的研究表明,停止管理但保留橡胶树的“丛林式橡胶林”在恢复15—20年后,物种丰富度达到原始森林的60%—70%,而完全砍伐后的次生林仅达到40%—50%。保留残留树木的优势包括:提供生态骨架,保留的大树提供荫蔽,改善微环境,抑制杂草竞争;加速结构恢复,形成多层次垂直结构,增加栖息地异质性;维持部分生态功能,保持一定的碳储量和水文调节能力。然而,保留树种的选择至关重要。如果保留的是强烈抑制林下植被的外来种,可能阻碍自然恢复。在热带季节性森林中,保留20%—30%的人工林树木比完全清除在生物量累积上快约25%,但物种组成相似性略低,这提示需要在恢复速率和群落组成之间权衡。
3.3 同人工林类型的恢复潜力差异
不同类型的人工林由于树种特性、经营方式差异,其废弃后的恢复潜力显著不同。橡胶林相对容易恢复,因为橡胶树冠层相对开阔、通常不产生强烈化感物质、种植行距较大。废弃橡胶林10—15年后可形成具有30—50种乔木的复层结构。油棕林恢复较困难,Foster等在婆罗洲的研究发现,废弃油棕园10年后仍以先锋种为主,物种数不足20种,主要原因是种植密度大、长期除草剂使用导致土壤种子库耗竭。桉树林的恢复潜力取决于树种,外来桉树由于化感作用强,恢复极其缓慢。
4影响恢复进程的关键因素
4.1 种源可获得性
种源可获得性是决定自然恢复成败的首要因素。距离原始森林100m内的次生林,其树种累积速率是距离1 km以上的4—6倍。在高度破碎化的景观中,即使经过40—60年恢复,远离森林的次生林物种数仍仅为原始森林的30%—50%。动物传播种子的树种恢复严重依赖种子传播动物的存在。在东南亚,大型果食动物(如犀鸟、灵长类)的丧失导致许多重要树种无法扩散到恢复林中,有研究表明,恢复传播者群落可使恢复速率提高2—3倍。
4.2 土壤条件
土壤质量直接影响恢复速率和恢复的天花板高度。在营养贫瘠的土壤上,次生林生物量累积速率仅为肥沃土壤的40%—60%。氮和磷的可获得性是最重要的限制因子。长期集约经营导致的土壤压实严重阻碍树木根系生长,添加原始森林土壤可使树苗生长速率提高50%—100%,存活率提高30%—40%。
4.3 残留植被与人为干扰
恢复初期保留的植被类型和数量显著影响恢复轨迹。每公顷保留5—10棵大树可使鸟类和哺乳动物访问频率增加3—5倍,从而促进种子输入。这些大树还提供栖息地和食物资源,对维持动物群落至关重要。恢复过程中的持续干扰严重影响恢复成效。在亚马逊的研究表明,火烧次生林比未烧次生林的树木死亡率高3—5倍,生物量累积减少60%—80%。反复火烧可能将次生林锁定在灌草丛状态。在印度的研究发现,允许放牧的恢复林比禁止放牧的林地树木密度低50%—70%。某些入侵性草本或藤本可能形成单优群落,完全阻止树木定居,需要人为干预清除入侵种。
5结论与研究展望
5.1结论
热带森林大规模转化为单一种植人工林导致了生物多样性丧失、碳储量下降、土壤退化和生态系统服务衰退等严重生态后果。综合现有研究,可以得出以下主要结论:
(1)恢复是可能的,但漫长且不完全。在良好条件下,废弃人工林30—40年可恢复到原始森林生物量的70%—80%,但物种组成和生态系统功能的完全恢复可能需要更长时间。
(2)保留残留植被的“丛林式”恢复路径通常优于完全清除后的自然演替。残留树木提供生态骨架、加速结构恢复,使恢复速率提高20%—50%。但需要根据具体情况进行权衡。
(3)种源可获得性是决定恢复成败的首要因素。在距离种源森林较近、景观连通性好的地点,自然恢复具有很高的生态效益。而在高度破碎化景观中,可能需要主动干预。
(4)土壤条件和持续干扰显著影响恢复进程。长期集约经营导致的土壤退化可能需要数十年才能恢复,而火灾、放牧等持续干扰可能将恢复林锁定在早期演替阶段。
(5)不同人工林类型的恢复潜力差异显著。橡胶林相对容易恢复,油棕林和某些桉树林恢复困难,需要针对性的恢复策略。
5.2研究展望
当前大多数研究的时间跨度不足以捕捉完整的恢复过程。应建立更多的长期(50—100年)定位监测样地,以回答次生林能否最终达到原始森林的组成和功能、恢复轨迹的可预测性如何、气候变化如何改变恢复过程等关键科学问题。现有研究多关注样地尺度,但恢复的驱动因素和效果在景观尺度上可能完全不同。遥感技术的发展为景观尺度研究提供了新机遇,未来应加强遥感与地面调查的结合,建立恢复的多尺度监测体系。需要建立综合评价框架,整合生态、经济和社会维度。在相同成本下,哪种恢复路径能产生最大的生态和社会效益?全球变化正在改变热带森林的恢复条件和轨迹。气候变暖和干旱加剧可能改变树种的地理分布范围、增加火灾频率和强度、改变物候和生物间相互作用。未来研究需要将气候变化情景纳入恢复规划,开展“适应性恢复”,选择能适应未来气候条件的树种组合。此外,新技术如激光雷达、机器学习等为恢复研究提供了新工具。
未来研究应加强长期定位监测、景观尺度分析和恢复路径的综合评价,同时关注气候变化对恢复过程的影响,并利用新技术提升恢复的科学性和效率。在实践层面,应推广“生产性恢复”和“景观恢复理念”,平衡生态保护与社区生计,实现热带地区的可持续发展。
参考文献:
- [1] Gibson L, Lee T M, Koh L P, et al. Primary forests are irreplaceable for sustaining tropical biodiversity[J].Nature,2011,478(7369):378-381.
- [2] 许静,张忠杰.退化热带森林的恢复[J].中国林业,2008(17):60.
- [3] Warren-Thomas E, Dolman P M, Edwards D P. Increasing demand for natural rubber necessitates a robust sustainability initiative to mitigate impacts on tropical biodiversity[J].Conservation letters,2015,8(04):230-241.
- [4] Jefferson F, B V J, L S O, et al. Simulating land-cover change in Montane mainland southeast Asia[J].Environmental management,2012,49(05):968-979.
- [5] 谢龙莲,张慧坚.世界油棕业发展概况[J].中国热带农业,2007(06):38-40.
- [6] Jos B, D. L G, Joice F, et al. Anthropogenic disturbance in tropical forests can double biodiversity loss from deforestation[J].Nature,2016,535(7610):144-147.
- [7] Lawrence D, Vandecar K. Erratum: Effects of tropical deforestation on climate and agriculture[J]. Nature climate change,2015,5(02):174-174.
- [8] Crouzeilles R, Ferreira M S, Chazdon R L, et al. Ecological restoration success is higher for natural regeneration than for active restoration in tropical forests[J].Science advances,2017,3(11):e1701345.
- [9] Fitzherbert E B, Struebig M J, Morel A, et al. How will oil palm expansion affect biodiversity? [J].Trends in ecology & evolution,2008,23(10):538-545.
- [10] D Z A, M F J, Jianchu X. Agriculture. The rubber juggernaut[J].Science (New York, NY),2009,324(5930):1024-1025.
- [11] Guillaume T, Damris M, Kuzyakov Y. Losses of soil carbon by converting tropical forest to plantations: erosion and decomposition estimated by delta C-1 [J].Global change biology,2015,21(09):3548-3560.
- [12] M C K, M C L, Dessy R, et al. Committed carbon emissions, deforestation, and community land conversion from oil palm plantation expansion in West Kalimantan, Indonesia [J]. Proceedings of the national academy of sciences of the United States of America,2012,109(19):7559-7564.
- [13] Oliver v S, D C M, Katrin W, et al. Conversion of lowland tropical forests to tree cash crop plantations loses up to one-half of stored soil organic carbon[J].Proceedings of the national academy of sciences of the United States of America,2015,112(32):9956-9960.
- [14] Guardiola‐Claramonte M, Troch P A, Ziegler A D, et al. Local hydrologic effects of introducing non‐native vegetation in a tropical catchment[J].Ecohydrology,2008,1(01):13-22.
- [15] Bruijnzeel L A. Hydrological functions of tropical forests: Not seeing the soil for the trees? [J]. Agriculture, ecosystems and environment,2004,104(01):185-228.
- [16] Tommaso C, Elisa G, Lucia P, et al. Effect of the replacement of tropical forests with tree plantations on soil organic carbon levels in the Jomoro district, Ghana[J].Plant and soil,2014,375(1-2):47-59.
- [17] Brearley F Q, Prajadinata S, Kidd P S, et al. Structure and floristics of an old secondary rain forest in Central Kalimantan, Indonesia, and a comparison with adjacent primary forest[J].Forest ecology and management,2004,195(03):385-397.
- [18] Liebsch D, Marques M C M, Goldenberg R. How long does the Atlantic Rain Forest take to recover after a disturbance? Changes in species composition and ecological features during secondary succession[J].Biological conservation,2008,141(06):1717-1725.
- [19] Letcher S G, Lasky J R, Chazdon R L, et al. Environmental gradients and the evolution of successional habitat specialization: A test case with14 Neotropical forest sites [J]. Journal of ecology,2015,103(05):1276-1290.
- [20] Leighton R J, Holl D K, Zahawi R A. Seed dispersal limitations shift over time in tropical forest restoration [J]. Ecological applications,2015,25(04):1072-1082.
- [21] Poorter L, Bongers F, Aide T M, et al.. Biomass resilience of Neotropical secondary forests [J].Nature,2016,530(7589):211-214.
- [22] Letcher S G, Chazdon R L. Rapid recovery of biomass, species richness, and species composition in a forest chronosequence in Northeastern Costa Rica[J].Biotropica,2009,41(05):608-617.
- [23] Renato C, Michael C, S F M, et al. A global meta-analysis on the ecological drivers of forest restoration success[J].Nature communications,2016,7(01):11666.
- [24] Martin P A, Newton A C, Pfeifer M, et al. Impacts of tropical selective logging on carbon storage and tree species richness: A meta-analysis[J].Forest ecology and management,2015,356:224-233.
- [25] Poorter L, Bongers F, Sterck F J, et al. Architecture of53 rain forest tree species differing in adult stature and shade tolerance[J].Ecology,2003,84(03):602-608.
- [26] Holl K D, Reid J L, Cole R J, et al. Applied nucleation facilitates tropical forest recovery: Lessons learned from a15‐year study[J].Journal of applied ecology,2020,57(12):2316-2328.
- [27] Leighton R J, D M C, Abel R J, et al. Landscape context mediates avian habitat choice in tropical forest restoration[J].Plos one,2014,9(03):e90573.
- [28] Zhang Y, Xu Q, Zhang B B, et al. Contrasting water-use patterns of Chinese fir among different plantation types in a subtropical region of China[J].Frontiers in plant science,2022,13:946508.
- [29] Guariguata M R, Ostertag R. Neotropical secondary forest succession: changes in structural and functional characteristics[J].Forest ecology and management,2001,148(1-3):185-206.
- [30] A F W, L S J, C T E, et al. Establishing the evidence base for maintaining biodiversity and ecosystem function in the oil palm landscapes of South East Asia[J]. Philosophical transactions of the Royal Society of London Series B,Biological sciences,2011,366(1582):3277-3291.
- [31] David L, J H R, Rebecca M-D, et al. A checklist for ecological management of landscapes for conservation[J].Ecology letters,2008,11(01):78-91.
- [32] L C R, A P C, Daisy D, et al. The potential for species conservation in tropical secondary forests[J].Conservation biology,2009,23(06):1406-1417.
- [33] Markl J S, Schleuning M, Forget P M, et al. Meta‐analysis of the effects of human disturbance on seed dispersal by animals[J].Conservation biology,2012,26(06):1072-1081.
- [34] Miguel M-R, A O-R I, Daniel P, et al. Anthropogenic disturbances jeopardize biodiversity conservation within tropical rainforest reserves[J]. Proceedings of the national academy of sciences of the United States of America,2016,113(19):5323-5328.
- [35] Manning A D, Fischer J, Lindenmayer D B. Scattered trees are keystone structures - Implications for conservation[J]. Biological conservation,2006,132(03):311-321.
- [36] Ticktin T. The ecological implications of harvesting non-timber forest products[J].Journal of applied ecology,2004,41(01):11-21.
- [37] Cochrane A M. Fire science for rainforests[J].Nature,2003,421(6926):913-919.
