人為干擾對川西金鳳山楠木次生林群落結構和物種多樣性的影響

郝建鋒，王德藝，李 艷，姚小蘭，張逸博，詹美春，齊錦秋

(1. 四川農業大學林學院， 雅安 625014； 2. 水土保持與荒漠化防治重點實驗室， 雅安 625014；3. 木材工業與家具工程重點實驗室，雅安 625014)

生態系統功能和服務的穩定與持續是人類生存的基礎，生物多樣性是影響生態系統功能和服務發揮的最關鍵因素之一[1- 3]，在全球變化的背景下，生物多樣性與生態系統的穩定性成為國際生態學界關注的熱點[1,4]。人為干擾在全球氣候和環境的重大變化中起著主導作用，是近百年來全球物種多樣性的銳減的主要原因[5- 6]。國內外學者對放牧、采伐、旅游活動等人為干擾對物種多樣性的影響做過大量的研究[4- 5,7- 10]，研究范圍遍及熱帶森林、草原、濕地、農業及城市等景觀類型[7- 12]，但仍以草地為主[5,7- 9]，對陸地生態系統中生產力最高、組成最復雜的森林生態系統的研究卻為之不多[1]，對人為干擾下森林群落的多樣性與穩定性的關系很少有研究涉及[13]。關于人為干擾強度的很多研究認為，中度干擾下的物種多樣性有增加的趨勢[5,9,14]，即“中度干擾假說”；關于干擾對植物群落層次的影響的很多研究認為，各層次對干擾的反應存在差異，但關于干擾對群落哪一層次影響最大仍無定論[3,5,14- 15]。中度干擾能否增加森林群落的物種多樣性水平？森林群落各層次對干擾的反應如何？這些問題都未能得到很好的解決。

2013年結束的第八次全國森林資源清查顯示，我國森林覆蓋率提高到21.63%；但是普遍存在的以獲取林產品為導向、經濟利益為重的森林經理方式卻不甚合理，森林經營者廣植馬尾松(Pinusmassoniana)[16]、杉木(Cunninghamialanceolata)[17]、桉(Eucalyptusrobusta)[18]等速生豐產林。但是，人工純林的整體功能遠不及天然林和次生林，物種多樣性劇烈下降、病蟲害大爆發等問題使人們更多地關注人工林經營的可持續性。如何調控森林經理方式才能達到森林生產力的持續與物種多樣性的保護和生態系統整體功能的維持之間的平衡？這是走林業可持續發展道路的亟待解決的問題。近年來，鑒于人工純林暴露的諸多不足，國家開始倡導培育珍稀名貴樹種，以期獲取比速生樹種更高經濟效益，并且實現恢復和保護物種多樣性的目的。楠木(Phoebezhennan)[19]，樟科楠木屬，國家二級保護漸危種，俗稱“金絲楠木”，天然分布極少，具有極高的經濟和景觀價值，所以受到眾多森林經營者的青睞，但楠木群落環境和物種多樣性現狀卻十分堪憂。現存的關于楠木研究多集中在楠木人工林群落生物量、凋落物等方面[19]，因此，本研究以金鳳山旅游區的楠木次生林群落為對象，探討以選擇性采伐和旅游活動為主的人為干擾對其物種組成、群落結構和物種多樣性的影響，以期為該旅游區的楠木次生林群落物種多樣性保護、可持續經營和發揮生態系統整體功能提供科學依據。

1 研究區域與研究方法

1.1 研究區概況

研究區位于四川省雅安市雨城區的金鳳山(30°04′47″—30°04′59″N，103°02′50″—103°02′57″E)，地質構造為川西沉降褶皺帶，地形呈西南東北走向，最高峰海拔1000 m；亞熱帶季風性濕潤氣候，年均溫16.1 ℃，年極端平均最高氣溫16.9 ℃，年極端平均最低氣溫15.4 ℃，大于10 ℃的積溫約為5000 ℃，全年日照時數約1000 h；位于華西雨屏區的雅安素有“天漏”之稱[20]，雨量充沛，年降水量約為1700 mm，某些年份高達2000 mm；土壤為紫色土，成土母質為第三系名山群鈣質紫色砂、泥巖的殘基物、坡基物和洪基物。本研究區屬于亞熱帶季風性濕潤氣候常綠落葉混交林區，多為常綠樟櫟林、針葉次生林等，森林覆被率達90%。

坐落于金鳳山的金鳳寺是川藏線上的著名寺廟，金鳳寺的僧人對楠木的栽植始于唐初，由于年數久遠，僧人撫育得當，楠木人工林至今已演替為物種豐富度高、林相豐富、林分郁閉度高的楠木次生林群落。然而，近年來金鳳寺的旅游活動日益頻繁，觀賞樹形良好、經濟價值極高的楠木古樹是游客主要的旅游動機之一，楠木次生林受到人為踐踏、折枝采葉等不同程度的旅游干擾；此外，經營者因楠木巨大的景觀和經濟價值而視其為特殊保護對象，選擇性剔除其他樹種，楠木次生林群落的林分趨于單一、林相遭受破壞。森林采伐和旅游活動成為影響楠木次生林群落物種多樣性和生態系統穩定性的主要人為干擾形式，并且與金鳳寺核心景區距離越近，選擇性伐除越明顯，旅游活動越頻繁，人為干擾強度越大。

1.2 研究方法

1.2.1 樣地的選擇與設置

參照魯慶彬[5]、吳甘霖[14]等對人為干擾強度的劃分方法，根據與金鳳寺核心景區距離的遠近來劃分人為干擾強度，距離越近，選擇性采伐和旅游活動對楠木次生林群落的干擾強度越大；距離越遠，則反之。為研究不同強度人為干擾對楠木次生林群落物種多樣性的影響，實地考察發現，遠離核心景區120m以外的林區很少受到選擇性采伐和旅游活動為主的人為干擾，因此本研究將人為干擾強度劃分為以下3級：重度干擾(緊靠核心景區0—40 m：選擇性采伐明顯，林分單一，楠木占據喬木層的大部分空間，少見其他樹種；旅游活動頻繁，游客進入量大，草本層植被遭受嚴重踐踏，普見人為折枝痕跡等)；中度干擾(距離核心景區40—80 m：選擇性采伐較弱，有較多其他樹種存在；游客進入量較少，草本層植被遭受輕度踐踏，人為折枝痕跡較少等)；輕度干擾(遠離核心景區80—120 m：選擇性采伐不明顯，林相豐富，有較多的其他樹種存在；幾乎無游客進入，草本層植被很少遭到踐踏，幾乎無人為折枝的痕跡等)。在充分考察的基礎上，設置9塊20 m×20 m林相整齊、林層豐富、具有代表性的樣地(表1)，其中輕度、中度和重度干擾樣地各3塊。將每個樣地等分為4個10 m×10 m的喬木樣方，并在每個樣地中沿對角線選取6個5 m×5 m的灌木樣方和12個1 m×1 m的草本樣方進行調查，喬木層、灌木層、草本層樣方總數分別為36個、54個、108個。

測定和統計內容有

(1)喬木層：測定樹高≥3 m的所有植株，記錄其種類、胸徑、高度和冠幅；(2)灌木層：測定所有樹高<3 m的木本個體，包括喬木幼苗和幼樹，記錄其種類、株數(叢數)、高度和冠幅；(3)草本層：統計包括草質藤本和蕨類植物，但大型木質藤本按胸徑大小分別計入喬木層或灌木層，記錄其種類、株數(叢數)、高度和蓋度。

1.2.2 楠木次生林群落結構

依據孟祥楠[21]等對喬木樹種胸徑和高度的劃分方法，測定楠木次生林群落中高度不小于3 m喬木個體的胸徑和高度。將喬木個體的胸徑分為9個徑級，每4 cm為一個徑級，依次為：胸徑Ⅰ 0—4 cm，胸徑Ⅱ 4—8 cm，胸徑Ⅲ 8—12 cm，胸徑Ⅳ 12—16 cm，胸徑Ⅴ 16—20 cm，胸徑Ⅵ 20—24 cm，胸徑Ⅶ 24—28 cm，胸徑Ⅷ 28—32 cm，胸徑Ⅸ 32 cm及以上；統計不同強度人為干擾下楠木次生林群落的喬木層中各徑級的個體數，并繪制徑級結構圖(圖1)；將喬木個體的高度分為9個高度級，每2 m為一個高度級，依次為：高度Ⅰ 3—5 m，高度Ⅱ 5—7 m，高度Ⅲ 7—9 m，高度Ⅳ 9—11 m，高度Ⅴ 11—13 m，高度Ⅵ 13—15m，高度Ⅶ 15—17 m，高度Ⅷ 17—19 m，高度Ⅸ 19 m及以上；統計受不同強度人為干擾群落喬木層中各高度級的個體數，并繪制高度級結構圖(圖1)。

表1 樣地概況

1.2.3 物種多樣性測度方法

根據樣地資料，計算不同物種的相對密度、相對顯著度(相對蓋度)和相對頻度，計算每個樣地不同物種的重要值(IV)，并以物種的重要值為基礎，計算物種多樣性指數。本文采用物種豐富度指數S值、Shannon-Wiener多樣性指數H值、Simpson優勢度指數D值和Pielou均勻度指數Jsw值來綜合評價楠木次生林群落的物種多樣性:

相對密度=某個種的株數/所有種的總株數

相對顯著度=某個種的胸高斷面積/所有種的胸高斷面積之和

相對頻度=某個種在樣方中出現的次數/所有種出現的總次數

相對蓋度=某個種的蓋度/所有種蓋度之和

重要值：喬木層

IV=(相對密度+相對顯著度+相對頻度)/3

灌木層、草本層

IV=(相對密度+相對蓋度+相對頻度)/3

豐富度指數S=出現在樣方的物種數

式中，Pi為第i種的個體數ni占所有種個體總數n的比例，ni為第i種的個體數，n為所有種的個體總數，即Pi=ni/n；i=1，2，3，…，S，S為物種數。

1.2.4 數據處理

文中所有數據采用SPSS17.0統計軟件、Origin8.0軟件和Excel進行統計分析，采用單因素方差分析(one-Way ANOVA)和最小顯著差異法(LSD)檢驗群落各層次多樣性指數、高度級和徑級數據的顯著性差異(P=0.05)。

2 結果與分析

2.1 不同強度人為干擾對楠木次生林群落結構的影響

2.1.1 群落徑級結構

植物群落的徑級結構是最基本的群落結構，是植物生長與環境關系的綜合反映，成為評價植物群落受干擾程度、穩定性、生長發育狀況、預測群落結構發展的重要指標[22]。從圖1可以看出，不同強度人為干擾下楠木次生林群落的徑級結構差異顯著，喬木個體在各高度級的數量分布不同；輕度和中度干擾下喬木層的徑級都在徑級Ⅱ(徑級4—8 cm)處出現數量的峰值，分別為64株和67株，并向兩側呈遞減趨勢，林分存在大量幼樹個體，說明林分具有潛在的天然更新能力；受重度干擾的喬木個體的多分布在徑級Ⅰ(胸徑0—4 cm)、徑級Ⅱ(胸徑4—8 cm)和徑級Ⅸ(胸徑32 cm及以上)，大徑級和小徑級個體多，這是因為楠木受到特殊保護，人為選擇性采伐其他樹種，楠木易形成大徑級個體，但過分對楠木的保護抑制了其他樹種的長勢，其他樹種多為小徑級個體。

圖1 不同強度人為干擾下楠木次生林群落喬木層的徑級和高度級結構

2.1.2 群落高度級結構

植物群落高度級結構不僅能反映群落垂直結構的物種組成性狀，還能體現出垂直空間層次上的物種多樣性和動態性[3]，定量分析和評價植物群落高度級結構有助于掌握群落結構的復雜性、發展階段和穩定程度。從圖1可以看出，不同人為干擾強度對楠木次生林群落喬木層的高度級結構的影響差異顯著，喬木個體在各高度級的數量分布不同；輕度和中度干擾下喬木層的高度級的峰值都出現在高度級Ⅲ(高度7—9 m)，個體數分別為55株和60株，并向兩側遞減，低高度級(高度3—9 m)和中高度級(高度9—15 cm)的喬木個體多，高高度級(高度15 m及以上)個體分布稀少，這是因為群落受人為干擾的影響較輕，群落結構在垂直方向上趨于穩定；受重度干擾群落的喬木個體呈分散分布，在低高度級和高高度級較多，中高度級個體數少，說明受重度干擾的群落垂直分布結構不穩定，群落垂直空間層次上的物種多樣性低。

2.2 不同強度人為干擾對楠木次生林群落物種組成的影響

2.2.1 科屬種組成分析

在總面積為3600 m2的9個樣地中，共記錄到維管束植物155種，隸屬于69科136屬，以禾本科(Gramineae)、樟科(Lauraceae)、菊科(Compositae)、蕁麻科(Urticaceae)、薔薇科(Rosaceae)、殼斗科(Fagaceae)、百合科(Liliaceae)等為主。不同群落層次的物種組成不同(圖2)，喬木層有31種，隸屬于19科28屬，以樟科、殼斗科、大戟科(Euphorbiaceae)為主；灌木層有51種，隸屬于27科42屬，以樟科、殼斗科、薔薇科、桑科(Moraceae)為主；草本層有87種，隸屬于42科79屬，以禾本科、菊科、蕁麻科、百合科居多；可見草本層對物種多樣性的貢獻最大，灌木層次之，喬木層物種組成比較單一。不同強度人為干擾下楠木次生林群落的物種組成不同(圖2)，輕度干擾樣地有113種，隸屬于86屬57科，中度干擾樣地有88種，隸屬于63屬51科，重度干擾樣地有77種，隸屬于62屬51科，物種數、屬數和科數隨著干擾強度的增加而降低。

圖2 不同人為干擾強度和群落層次科、屬、種的數量

2.2.2 重要值指標分析

重要值是反映某個物種在森林群落中作用和地位的綜合數量指標，通過分析重要值可以找出群落中的主要優勢種，調查結果表明：不同強度人為干擾下楠木次生林群落各層次物種組成和優勢種不同。

表2表明，不同強度人為干擾下喬木層的優勢種的數量排序為：輕度干擾>中度干擾>重度干擾，輕度干擾下喬木層的優勢種有青岡(Cyclobalanopsisglauca)、楠木、銀杏(Ginkgobiloba)、潤楠(Machiluspingii)等10種，楠木的重要值為0.1115，僅次于青岡(0.1173)；中度干擾下喬木層的優勢種有青岡、潤楠、楠木、柳杉(Cryptomeriafortunei)等9種，楠木的重要值為0.1335，次于青岡(0.1432)和潤楠(0.1341)；重度干擾下喬木層的有楠木、楓香樹(Liquidambarformosana)等6種，楠木的重要值為0.5095，是絕對優勢種，居于其次的楓香樹，其重要值急劇下降為0.0816，說明重度干擾使物種組成發生急劇變化，這是因為人為選擇性剔除其他樹種，對楠木進行特殊保護使楠木占據了林地大部分空間，致使其他樹種與楠木競爭林地資源空間的能力下降。

表3表明，不同強度人為干擾下灌木層的優勢種的數量排序為：中度干擾>輕度干擾>重度干擾，中度干擾下灌木層的優勢種最多，為水麻(Debregeasiaorientalis)、紫麻(Oreocnidefrutescens)、五加(Acanthopanaxgracilistylus)等15種；輕度干擾下灌木層的優勢種數量居于其次，有細葉楠(Phoebehui)、火棘(Pyracanthafortuneana)、柳杉等13種；受重度干擾群落的灌木層優勢樹種為鐵仔(Myrsineafricana)、火棘等11種。在重度干擾的喬木層中，占據絕對優勢地位的楠木可能抑制林下灌木的生長，不同植物對環境的適應能力有差異，只有火棘、鐵仔、棕竹(Rhapisexcelsa)、慈竹(Neosinocalamusaffinis)等耐陰性、抗逆性強樹種的生長，耐受性差的物種被淘汰。此外，在楠木次生林群落中未見楠木幼樹幼苗，說明楠木幾乎無天然更新能力，但在喬木層和灌木層中常見細葉楠、潤楠、黑殼楠(Linderamegaphylla)、水青岡(Faguslongipetiolata)等鄉土樹種，這些樹種具有潛在的天然更新能力。

表4表明，不同強度人為干擾下草木層的優勢種的數量排序為：輕度干擾>中度干擾>重度干擾，受輕度干擾的草本層的優勢種有漸尖毛蕨(Cyclosorusacuminatus)、里白(Hicriopterisglauca)、烏蕨(Stenolomachusanum)、水竹葉(Murdanniatriquetra)、冷水花(Pileanotate)等34種，而受中度和重度干擾的草本層優勢種僅為18種和16種。輕度干擾下草本層物種豐富度最高可能有以下兩方面的原因：一是草本層植被主要受到人為踐踏等旅游活動的干擾，受輕度干擾的草本層距離核心景區遠，少有游客進入，幾乎無人為踐踏等干擾；二是輕度干擾下整個群落環境較少受到人為干擾的影響弱，群落結構和功能比較健全，草本植物生長條件良好。

表2 楠木群落喬木層物種的重要值

表3 楠木群落灌木層物種的重要值

表4 楠木群落草木層物種的重要值

2.3 不同強度人為干擾對楠木次生林群落物種多樣性的影響

2.3.1 植物群落多樣性特征

總體上看，楠木次生林群落的物種豐富度指數S值、Shannon-Wiener多樣性指數H值、Simpson優勢度指數D值和均勻度指數Jsw值隨著人為干擾強度的增加而降低(表5)，物種多樣性水平逐漸下降。重度干擾樣地緊鄰金鳳寺核心景區，因大量種植楠木而選擇性采伐其他樹種，旅游活動頻繁，人為干擾對生境的破壞度高，一些耐受性差的物種因不適應生境的劇烈變化而被淘汰，所以S值最低；輕度干擾樣地與金鳳寺核心景區距離最遠，較少受到人為干擾的影響，所以S值最大；中度干擾樣地的S值居中。本研究中的H值與S值的變化趨勢一致，重度干擾下群落的H值最低，中度干擾次之，輕度干擾下群落的H值最高，說明楠木次生林群落的物種多樣性水平隨著干擾強度的增加而降低。均勻度指數Jsw反映群落中物種分布的均勻程度，由H值和S值共同決定，一般H值和S值越大，Jsw值越大[3]；輕度和中度干擾下群落的Jsw值較大，這因為其H值和S值都較大，而重度干擾下群落的H值和S值最小，因此其Jsw值最小，說明重度干擾使物種在生境中分布趨于不均勻。

由上述結果可知，隨著人為干擾強度增加，群落物種多樣性整體呈下降趨勢：輕度干擾>中度干擾>重度干擾，人為干擾對楠木次生林群落的物種多樣性產生負面影響明顯。干擾強度與金鳳寺核心景區的距離有關，表現為：距離越近，旅游活動越頻繁，選擇性地伐除除楠木以外的其他樹種的行為越明顯，楠木的生態優勢明顯，物種在群落生境中分布不均勻，一些耐受性差的物種消失，物種豐富度指數、Shannon-Wiener多樣性指數和均勻度指數均下降；距離越遠，群落林分較少受到選擇性采伐和旅游活動的影響，更多的物種能在群落環境中生存，物種多樣性指數逐漸增加。

2.3.2 植物群落層次物種多樣性

植物群落層次物種多樣性反映了植物的立體結構和群落中喬灌草的組合狀況，良好的群落層次結構有利于形成穩定的群落環境。通過對喬木層、灌木層和草本層多樣性指數的計算(表5)，輕度、中度和重度人為干擾下群落層次多樣性差異顯著，物種豐富度指數S值、Shannon-Wiener多樣性指數H值、Simpson優勢度指數D值一般為草本層>灌木層>喬木層，這是因為草本植物、灌木植物、喬木植物對干擾環境的適應能力依次降低所致[3]。受輕度、中度和重度干擾的喬木層和草本層的各項指數均為輕度干擾>中度干擾>重度干擾；灌木層的各項指數均為中度干擾>輕度干擾>重度干擾，中度干擾下灌木層的物種多樣性有增加的趨勢。Andreas M?lder[23]等認為喬木層的物種組成會通過營養循環、透光率、土壤水分供應等生態過程對林下植被產生影響，楊梅[15]等研究發現林下層的物種更新也會受到喬木層的影響。在本研究中，受重度干擾的喬木層楠木的重要值高達0.5095，優勢度極高，喬木層物種組成單一，進而影響林下灌木和草本的生長，所以受重度干擾的楠木次生林群落各層次物種多樣性都處于最低水平；受中度干擾的喬木層物種組成較為豐富，群落環境條件較好，灌木層和草本層的物種多樣性維持在較高水平；受輕度干擾群落遠離金鳳寺核心景區，生境較少遭受人為干擾，喬木層物種組成豐富，所以輕度干擾下各層次物種多樣性指數都維持在較高的水平。

表5 不同強度人為干擾下楠木次生林群落的物種多樣性指數

3 結論和討論

植物群落結構是個體對外界干擾強度、立地條件優劣、環境適應性和多樣性的反映，被認為是影響群落物種組成和多樣性的最重要因素之一[3,24]。金鳳山楠木次生林群落的喬木層在輕度和中度人為干擾下，徑級和高度級結構均呈近正態分布，幼樹較多，說明其群落結構穩定且自然更新能力強；受重度干擾的喬木層的徑級和高度級分布參差不齊，中徑級和中高度級的個體少，兩極分布明顯，群落垂直結構不穩定。通過分析重要值發現，受重度干擾的喬木層中楠木的重要值高達0.5095，楠木是絕對優勢種，林分中未見楠木幼樹幼苗，說明重度干擾導致楠木喪失自然更新能力。Anitha K[11]等研究發現持續的重度干擾會改變群落結構、植被類型、群落演替方向等，因此，筆者認為若選擇性采伐和高強度旅游活動等人為干擾持續作用于楠木次生林群落，將會對群落結構造成不可逆的破壞，致使楠木次生林群落退化為人工林。

金鳳山楠木次生林群落的物種豐富度指數S值和Shannon-Wiener指數H值隨著人為干擾強度的增加而降低，重度干擾對群落物種多樣性的負面影響最大，中度干擾次之，輕度干擾最小，這與許多研究認為中度干擾增加物種多樣性的結論不一致[5,9,14]。一些研究認為人為干擾對灌木層的負面影響最大[5]，本研究結果卻與之相反，受中度干擾的灌木層的S值和H值均高于受輕度和重度干擾的灌本層，物種多樣性水平呈增加的趨勢；魯慶彬[5]、楊梅[15]等研究發現不同人為干擾強度下群落各層次所呈現的物種多樣性特征不同，對干擾的反應不一致，可能與各層次物種的耐受性、種群的繁殖策略等生態習性有關。綜上研究，認為楠木次生林群落各層次的多樣性特征不同可能與人為干擾的作用范圍和不同層次植物的生態習性有關。選擇性采伐和旅游活動這兩種主要的干擾形式起作用的群落層次不同，選擇性采伐主要影響喬木層，旅游活動對草本層的影響最嚴重，而居于二者中間的灌木層受到這兩種干擾的影響相對較弱，此外，喬木和草本的長勢因干擾而被削弱，為灌木的更好地利用生境資源提供了契機，所以灌木層的多樣性水平較高。

生物多樣性的生態系統功能是生物多樣性科學領域的熱點問題之一，人為干擾導致物種喪失，對植物群落的整體功能和服務產生重要影響[1]。經營者為追求楠木巨大的景觀和經濟價值，不惜選擇性剔除其他樹種，并開展不加控制的旅游活動，導致金鳳山楠木次生林群落物種多樣性水平顯著降低(表5)。Miyoshi在1925年曾預測純粹地對日本紅楓(Acerpycnanthum)進行特殊保護、選擇性采伐其他樹種會引起群落環境的衰退，后來Ikuyo Saeki的研究也證實了人為干擾對紅楓群落造成的惡果[10]；大量研究表明旅游活動帶來的踩踏、折枝、游道等人為干擾對森林群落環境造成嚴重破壞[4,5]。如何化解人為干擾與保護物種多樣性的沖突？是否要將森林經營目標轉移到生態保護上，摒棄森林的經濟效益？Evan Davies[25]等研究發現我國海南省傳統的營林理念完全以生態保護為重心，扼制了當地獲取林產品的經濟需要和黎族農戶的“靠山吃山”生活需求，農戶造林和護林的積極性受挫，盜取木材等現象頻發。因此，筆者認為森林經營既要滿足人類對森林的物質需求又要能實現森林的永續利用，實現森林多功能經營。在歐美發達國家實踐成功的“近自然林業”理念[23,26,27]為實現森林多功能經營提供了一條可行途徑，近自然林經營并不排斥獲取森林的生產力，與傳統森林經營理論相比，近自然經營理論認為只有實現最合理的近自然狀態的森林才能實現經濟利益最大化，在發揮森林的經濟功能的同時，不偏廢其生態功能和社會功能。因此，金鳳山楠木次生林群落的恢復和營造可借鑒“異齡-混交-復層-多樹種”的近自然經營方式，降低旅游活動和選擇性采伐干擾的強度，栽植具有潛在更新能力的鄉土樹種，如細葉楠、潤楠、青岡等；對林下幼苗進行撫育更新，實行混交造林；重視群落垂直方向上的多樣性，適度間伐，調節林分結構，構造異齡林和復層林，最終營造物種多樣性水平高、群落結構穩定、整體功能發揮良好的群落環境，使楠木次生林群落發揮最優的經濟和生態功能。

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[1] Ma K P. Studies on biodiversity and ecosystem function via manipulation experiments. Biodiversity Science, 2013, 21(3): 247- 248.

[2] Lu X L, Liang G F, Tang Q, Ding S Y, Li Q X, Zhang X Q. Plant species of the non-agricultural habitats in the lower reaches of the Yellow River plain agro-landscape. Acta Ecologica Sinica, 2014, 34(4): 789- 797.

[3] Yu W, Wan D, Wang S L, Yang D S. Community structure and species diversity of debris flow deposition area in southeast of Tibet, China. Journal of Mountain Research, 2013, 31(1): 120- 126.

[4] Suriguga, Zhang J T, Wang Y X. Species diversity of forest communities and its forecasting by neural network in the Songshan National Nature Reserve, Beijing. Acta Ecologica Sinica, 2013, 33(11): 3394- 3403.

[5] Lu Q B, You W Y, Zhao C J, Wang X W, Meng X X. Effects of tourism disturbance on plant diversity in Qingshan Lake scenic area of Zhejiang Province. The Journal of Applied Ecology, 2011, 22(2): 295- 302.

[6] Santangeli A, Wistbacka R, Hanski I K, Laaksonen T. Ineffective enforced legislation for nature conservation: A case study with Siberian flying squirrel and forestry in a boreal landscape. Biological Conservation, 2013, 157: 237- 244.

[7] Chen F R, Cheng J M, Liu W, Zhu R B, Yang X M, Zhao X Y, Su J S. Effects of different disturbances on diversity and biomass of communities in the typical steppe of loess region. Acta Ecologica Sinica, 2013, 33(9): 2856- 2866.

[8] Wang H M, Li Z H, Wang Z. Effects of climate and grazing on the vegetation cover change in Xilinguole League of Inner Mongolia, North China. Chinese Journal of Applied Ecology, 2013, 24(1): 156- 160.

[9] Zhou L, Shangguan T L, Guo D G, Gao H W, Wang Z. Response of species diversity inCaraganakorshinskiicommunities to climate factors and grazing disturbance in Shanxi, Shaanxi, Ningxia and Inner Mongolia. Acta Ecologica Sinica, 2012, 32(1): 111- 122.

[10] Saeki I. Effects of tree cutting and mowing on plant species composition and diversity of the wetland ecosystems dominated by the endangered maple,Acerpycnanthum. Forest Ecology and Management, 2007, 242(2/3): 733- 746.

[11] Anitha K, Joseph S, Chandran R J, Ramasamy E V, Prasad S N. Tree species diversity and community composition in a human-dominated tropical forest of Western Ghats biodiversity hotspot, India. Ecological Complexity, 2010, 7(2): 217- 224.

[12] Muthulingam U, Thangavel S. Density, diversity and richness of woody plants in urban green spaces: A case study in Chennai metropolitan city. Urban Forestry and Urban Greening, 2012, 11(4): 450- 459.

[13] Ma K P. A mini review on the advancement of biodiversity research in China in 2012. Biodiversity Science, 2013, 21(1): 1- 2.

[14] Wu G L, Huang M Y, Duan R Y, Zhao K. Disturbing effects of tourism on species diversity inPinustaiwanensiscommunities. Acta Ecologica Sinica, 2006, 26(12): 3924- 3930.

[15] Yang M, Lin S Z, Cao G Q. Species diversity ofCastanopsiseyreicommunities under different human-caused disturbance. Journal of Northeast Forestry University, 2009, 37(7): 30- 32.

[16] Li R X, Min J G, Peng T T, Liu N, Hao J P, Wang D, Guan Q W. Effects of thinning on understory species diversities ofPinusmassonianaforests. Journal of Northwest A&F University: Natural Science, 2013, 41(3): 61- 68.

[17] Xu J L, Mao Y M, Zheng C Z, Fan Y D, Zhou S S, Chen Y H, Cheng X Y, Yu M K. Effect of thinning on growth and timber outturn inCunninghamialanceolataplantation. Forest Research, 2014, 27(1): 99- 107.

[18] Wang Z C, Du A M, Chen S X. Current situation and sustainable management strategy ofEucalyptplantations in China. Eucalypt Science and Technology, 2012, 29(4): 58- 62.

[19] Ma M D, Jiang H, Liu Y J. Biomass, carbon content, carbon storage and their vertical distribution ofPhoebebourmeiartificial stand. Scientia Silvae Sinicae, 2008, 44(3): 34- 39.

[20] Zhang Z C, Chen C H, Yu Z G, Qi G N. Research on the planning of tea garden in Yaan. Journal of Sichuan Agricultural University, 2004, 22(3): 228- 232.

[21] Meng X N, Zhao Y S, Zheng L, Xin Y. Population structure and understory species diversity of different agedPinussylvestrisvar.mongolicaplantations in Nenjiang Sandy Land of Northeast China. The Journal of Applied Ecology, 2012, 23(9): 2332- 2338.

[22] Xie X K, Su D K, Liu Z G, Yu D P, Zhou L, Dai L M. Modeling diameter distribution of primary broad leaf-Koreanpinemixed forest in Changbai Mountains. Chinese Journal of Ecology, 2010, 29(8): 1477- 1481.

[23] M?lder A, Streit M, Schmidt W. When beech strikes back: How strict nature conservation reduces herb-layer diversity and productivity in Central European deciduous forests. Forest Ecology and Management, 2014, 319: 51- 61.

[24] Wehenkel C, Corral-Rivas J J, Gadow K V. Quantifying differences between ecosystems with particular reference to selection forests in Durango, Mexico. Forest Ecology and Management, 2014, 316: 117- 124.

[25] Davies E G R, Wismer S K. Sustainable forestry and local people: the case of Hainan′s Li Minority. Human Ecology, 2007, 35(4): 415- 426.

[26] Zhang C Y, Zhao X H, Gadow K V. Analyzing selective harvest events in three large forest observational studies in North Eastern China. Forest Ecology and Management, 2014, 316: 100- 109.

[27] Schou E, Jacobsen J B, Kristensen K L. An economic evaluation of strategies for transforming even-aged into near-natural forestry in a conifer-dominated forest in Denmark. Forest Policy and Economics, 2012, 20: 89- 98.

參考文獻：

[1] 馬克平. 生物多樣性與生態系統功能的實驗研究. 生物多樣性, 2013, 21(3): 247- 248.

[2] 盧訓令, 梁國付, 湯茜, 丁圣彥, 李乾璽, 張曉青. 黃河下游平原農業景觀中非農生境植物多樣性. 生態學報, 2014, 34(4): 789- 797.

[3] 喻武, 萬丹, 汪書麗, 楊東升. 藏東南泥石流沉積區植物群落結構和物種多樣性特征. 山地學報, 2013, 31(1): 120- 126.

[4] 蘇日古嘎, 張金屯, 王永霞. 北京松山自然保護區森林群落物種多樣性及其神經網絡預測. 生態學報, 2013, 33(11): 3394- 3403.

[5] 魯慶彬, 游衛云, 趙昌杰, 王向偉, 孟秀祥. 旅游干擾對青山湖風景區植物多樣性的影響. 應用生態學報, 2011, 22(2): 295- 302.

[7] 陳芙蓉, 程積民, 劉偉, 朱仁斌, 楊曉梅, 趙新宇, 蘇紀帥. 不同干擾對黃土區典型草原物種多樣性和生物量的影響. 生態學報, 2013, 33(9): 2856- 2866.

[8] 王海梅, 李政海, 王珍. 氣候和放牧對錫林郭勒地區植被覆蓋變化的影響. 應用生態學報, 2013, 24(1): 156- 160.

[9] 周伶, 上官鐵梁, 郭東罡, 高洪文, 王贊. 晉、陜、寧、蒙檸條錦雞兒群落物種多樣性對放牧干擾和氣象因子的響應. 生態學報, 2012, 32(1): 111- 122.

[13] 馬克平. 2012年中國生物多樣性研究進展簡要回顧. 生物多樣性, 2013, 21(1): 1- 2.

[14] 吳甘霖, 黃敏毅, 段仁燕, 趙凱. 不同強度旅游干擾對黃山松群落物種多樣性的影響. 生態學報, 2006, 26(12): 3924- 3930.

[15] 楊梅, 林思祖, 曹光球. 不同人為干擾強度下甜櫧林群落物種多樣性比較分析. 東北林業大學學報, 2009, 37(7): 30- 32.

[16] 李瑞霞, 閔建剛, 彭婷婷, 劉娜, 郝俊鵬, 王東, 關慶偉. 間伐對馬尾松人工林植被物種多樣性的影響. 西北農林科技大學學報: 自然科學版, 2013, 41(3): 61- 68.

[17] 徐金良, 毛玉明, 鄭成忠，范榮德, 周世水, 陳永輝, 成向榮, 虞木奎. 撫育間伐對杉木人工林生長及出材量的影響. 林業科學研究, 2014, 27(1): 99- 107.

[18] 王志超, 杜阿朋, 陳少雄. 我國桉樹人工林現狀及可持續經營對策研究. 桉樹科技, 2012, 29(4): 58- 62.

[19] 馬明東, 江洪, 劉躍建. 楠木人工林生態系統生物量、碳含量、碳貯量及其分布. 林業科學, 2008, 44(3): 34- 39.

[20] 張澤岑, 陳昌輝, 余宗國, 齊桂年. 雅安市茶葉區劃設計研究. 四川農業大學學報, 2004, 22(3): 228- 232.

[21] 孟祥楠, 趙雨森, 鄭磊, 辛穎. 嫩江沙地不同年齡樟子松人工林種群結構與林下物種多樣性動態. 應用生態學報, 2012, 23(9): 2332- 2338.

[22] 謝小魁, 蘇東凱, 劉正綱, 于大炮, 周莉, 代力民. 長白山原始闊葉紅松林徑級結構模擬. 生態學雜志, 2010, 29(8): 1477- 1481.