人工林與天然林破碎化過程差異對比
——以美國華盛頓州和密西西比州為例

任芯雨,呂瑩瑩,巫穎偉,李明詩,*,李衛正

1 南京林業大學林學院, 南京 210037 2 南方林業協同創新中心, 南京 210037 3 南京林業大學現代分析測試中心, 南京 210037

人工林與天然林破碎化過程差異對比
——以美國華盛頓州和密西西比州為例

任芯雨1,2,呂瑩瑩1,2,巫穎偉1,2,李明詩1,2,*,李衛正3

1 南京林業大學林學院, 南京 210037 2 南方林業協同創新中心, 南京 210037 3 南京林業大學現代分析測試中心, 南京 210037

森林損失和破碎化一直是國際社會普遍關注的重大環境問題之一。根據Forman景觀變化包括穿孔、分割、破碎化、收縮和消失5種空間過程的理論,利用ArcGIS Modeler建立森林破碎化過程模型用以明確描述森林景觀破碎化的空間過程和生態進程。基于NLCD2001、2006、2011 3期數據,以美國華盛頓州和密西西比州為研究區,利用森林破碎化過程模型,將森林損失斑塊分為4種破碎化過程(分割類型因其線狀特征被歸入破碎化類型),對比分析天然林和人工林的破碎化過程在時空上的差異性。研究表明天然林破碎化斑塊多分布于城市/森林、耕地/森林、以及灌木/森林的交界處,而人工林破碎化斑塊分布格局較為零散；天然林中破碎化斑塊和收縮斑塊大多發生在上階段收縮、破碎化以及穿孔斑塊的邊緣,而人工林中4種空間過程的承接關系不像天然林那么明顯,但兩者整體上都呈現相似的“收縮-消失-穿孔/破碎化”變化規律,主要表現為收縮類型占主導然后慢慢消退,穿孔和破碎化逐漸增多占據新的主導。

森林破碎化過程；天然林；人工林；差異分析

森林景觀破碎化已是一種全球現象,特別是在一些發展中國家和地區,表現尤為突出[1]。森林破碎化是指原先大塊連續的森林被分割成較小和獨立斑塊的過程[2]。森林破碎化改變了地區的植被結構,改變了物種生存所需的生物地理環境,嚴重影響著物種多樣性,同時破壞了系統內的能量平衡和物質流動,還會帶來會邊緣效應和擁擠效應等一系列生物學后果[3-6]。因此森林景觀格局及其破碎化研究一直是景觀生態學的熱點。

Forman探討了自然過程和人類無計劃活動對景觀所產生的影響。他認為,在景觀變化中有五種空間過程：穿孔、分割、破碎化、縮小和消失[7]。穿孔是大面積景觀要素單元在外力作用下形成小面積斑塊的過程(如森林皆伐)；分割是寬度相等的帶劃分區域,將原始景觀分割的更為破碎(如道路、防護林)；破碎化是原始斑塊破碎程度加劇,形成的小斑塊之間距離日益加深；到了縮小階段,原始斑塊規模日益縮小,最終徹底消失[8]。森林破碎化過程也遵循這樣的規律,表現為森林斑塊數量增加而平均斑塊面積縮小,斑塊形狀趨于不規則,內部生境面積縮小,廊道被截斷以及斑塊之間隔離,最終形成孤立的森林島嶼[9]。這5種破碎化過程具有不同的空間屬性,并深刻影響著景觀空間格局和生態進程[10]。

按照森林起源的不同,森林可以分為天然林和人工林。根據美國科學認證體系(SCS)的定義,天然林是由自然傳播或萌生而形成的、具有當地生態系統的大多數主要特征及關鍵要素(如復雜性、結構層次和多樣性)的森林。人工林是指林地區域內與本土生態系統相比缺少某些特性和關鍵要素,其原因在于人類的活動,如植樹、播種或強勢的造林活動等形成的森林[11]。人工林比天然林生長快、成材早且輪伐期短,但天然林物種豐富度高,結構穩定,在生產功能和生態功能上往往優于人工林[12]。基于天然林和人工林在物種組成、成長過程、穩定性上的差異,可以預見兩者在景觀破碎化格局和空間過程中也將呈現不同的特點。然而目前針對天然林和人工林的比較多集中在群落結構、物種多樣性、生物量和碳儲量等方面[13-15]。關于兩者景觀破碎化過程的分析對比鮮有報道。而傳統的森林破碎化研究多是利用景觀格局指數描述景觀類型組成和結構特征,研究結果缺乏空間含義,未能全面闡明在森林長期演變的過程中破碎化斑塊面積和數量的變化情況及影響因子[16-19]。如果能夠明確森林破碎化空間過程,定量描述天然林和人工林的景觀破碎化方式,將有助于揭示不同生態環境下不同森林資源類型的演變機理,從景觀生態的角度更加深刻理解天然林與人工林的差異性和相似處,對發展合理的、有差異性的森林經營管理策略具有重要指導意義。在此,根據一種基于Forman理論的新型景觀破碎化過程模型[20],本研究建立了森林破碎化過程模型,用于天然林與人工林森林破碎化空間過程的差異比較。

作為世界上第四大森林資源豐富的國家,美國多年來一直是世界上最大的木材出口國和最主要的紙漿和紙產品輸出國之一[21]。西北太平洋沿岸和落基山脈分布著大片天然林,是美國木材供給的重要來源。但由于天然林的過度采伐,導致木材供應緊張,生態環境惡化。東南部人工林的大面積營造彌補了天然林的不足,但也帶來了如森林穩定性差、病蟲害嚴重、地力衰退等一系列問題[22]。美國西北部天然林和東南部人工林是近現代較為典型的林業生產與管理模式,同時美國在地理、氣候等方面與我國相似,以其為研究案例,不僅可以剖析其林業發展成就的制度優勢,還能為我國林業管理體制的完善和發展提供有益借鑒和現實參考。

綜上所述,本文選擇天然林密布的華盛頓州和人工林面積廣闊的密西西比州作為研究區域(圖1),使用NLCD2001、2006、2011 3期數據,根據Li提出的景觀破碎化過程評價方法建立森林破碎化過程模型[20],將2001至2006年、2006至2011年間森林破碎化斑塊分為穿孔、破碎化、收縮和消失4種明確的破碎化空間過程,由此對比天然林和人工林破碎化方式在空間過程和時間序列上的相同點和差異性,用以鞏固天然林資源保護成效,更新人工林經營方式,提高森林穩定性,為政府營林造林提供決策支持,對我國實現森林資源可持續發展也具有借鑒意義。

1 研究區和研究方法

1.1 研究區概況

華盛頓州(45°33′N—49°N、116°55′W—124°46′W)總面積約18.48萬km2。喀斯喀特山脈縱貫州境,將全州分為東西兩部分,西部分布著溫帶雨林,東部主要是哥倫比亞熔巖高原。森林用地面積約占全州的52%,其中以針葉林占據主導地位,闊葉林大多分布在洪澇災害頻繁或受到其他嚴重干擾(雪崩或砍伐)的河岸地區[23]。該州林業區主要集中在喀斯喀特山脈及以東地區,木材產量居全國第二,采伐中的93%為軟材,其中道格拉斯冷和西部鐵杉為主要商業原材。40%以上的原材加工成條材和板材,約40%加工成圓木出口,其余作為紙漿和生產膠合板的原料。林產品出口居全國第一,屬于較為典型的天然林生長區。

圖1 美國州界圖Fig.1 The state diagram of USA

密西西比州(30°12′N—35°N、88°06′W—91°39′W)總面積約12.54萬km2。全州地勢低洼,雨量充沛,作物生長期長。該州河網密布,毗鄰密西西比河東岸,西北部地區在亞祖河與密西西比河的沖積下而成了新月形的肥沃地帶,稱為沖擊河谷。森林覆蓋面積占全州62%,南部主要為松樹林,密西西比河下游主要分布柏樹林,東北部地區為混合闊葉林[24]。該州人工林營林區面積廣闊,私有林占全州森林面積88.6%,每年向工廠和其他制造業輸出了超過10億價值的林產品(包括木材、紙漿和松脂等),為該州帶來了巨大的經濟效益[25]。

1.2 數據來源

研究所用的數據包括：空間分辨率為30 m的3期美國國家土地覆蓋數據庫(National Land Cover Database,NLCD2001、NLCD2006、NLCD2011)。美國國家土地覆蓋數據庫由多精度土地特征(Multi-Resolution Land Characteristics Consortium,MRLC)項目建立,用于提供國家土地覆蓋數據和土地覆蓋變化數據,適于大范圍森林景觀格局變化的分析評價。3期數據為2014年10月發布的最新版本,均覆蓋全美境內,均由Landsat TM影像決策樹分類得到,包括20種土地覆蓋類型。此外,NLCD2011首次實現了從2001年到2011年國家土地覆蓋數據之間墻到墻的,空間明確的連通。因此可以基于這3期數據直接比較并檢測土地覆蓋動態變化。

由于NLCD產品精度依不同的地理位置和不同的分類類型而不同,因而沒有正式的產品精度評價。Wickham 使用抽樣設計和響應設計評價NLCD2001分類精度,結果表明NLCD2001安德森二級分類和一級分類的總體精度分別為78.7%和85.3%,其中森林類型的用戶精度為87.0%[26]。利用多時相高分辨率遙感影像分層隨機抽樣的方法評價NLCD2006分類精度,結果表明安德森二級分類精度為78.0%,森林類型的用戶精度為87.0%[27]。基于樣本點抽取的NLCD2011分類精度評價正在進行當中,預計將于2015年完成[28]。

1.3 研究方法

森林景觀破碎化過程模型建立在Forman景觀破碎化理論的基礎上。首先,通過疊加兩個時相的土地覆蓋分類數據,可以得到森林景觀要素轉變為其他類型的斑塊(缺失森林斑塊)和保持不變的斑塊(保留森林斑塊)。再利用景觀破碎化過程模型將缺失森林斑塊分為穿孔、破碎化、收縮和消失4種空間過程。其中,穿孔是指缺失森林斑塊被一個保留森林斑塊完全包圍；破碎化是指缺失森林斑塊與兩個或兩個以上的保留森林斑塊相接；收縮是指缺失森林斑塊僅僅與一個保留森林斑塊相接；消失則是指缺失森林斑塊不與任何保留森林斑塊相接,處于完全孤立的狀態[29](圖2)。

圖2 景觀破碎化空間過程[7]Fig.2 Diagram of four spatial processes of landscape fragmentation[7]白色表示缺失森林斑塊,綠色表示保留森林斑塊,灰色表示非森林斑塊

1.3.1 數據預處理

表1 土地覆蓋類別聚合

為方便后續研究,對2001、2006和2011年土地覆蓋數據進行聚合。將原始數據聚合為森林和非森林,得到兩個研究區的3期森林/非森林分類圖,用于獲取缺失森林斑塊和保留森林斑塊,具體規則見表1。

1.3.2 森林破碎化過程模型

本文分別對華盛頓州和密西西比州2001到2006年,2006到2011年兩個時間段的森林景觀格局變化進行研究,利用ArcGIS Modeler實現模型的構建。將兩期森林/非森林分類圖進行疊加,得到缺失森林像元和保留森林像元。根據Moore理論對缺失森林像元使用八鄰域法進行聚合,得到缺失森林斑塊,稱為森林破碎化斑塊圖。再對保留森林像元采用八鄰域法聚合,得到森林損失圖層1,其中值1代表缺失森林像元,2及其以上的值分別代表不同的保留森林斑塊,圖層背景值設為0。對森林損失圖層1中每一個缺失森林像元用焦點分析工具計算其八鄰域內不同值的個數(圖3)。若結果值為1,則該像元被八個缺失森林像元包圍；若值為2,則該像元的八鄰域內存在另一個值(背景值0或者保留森林斑塊)；若結果值為3及其以上,則該像元八鄰域內至少還有兩種非1的值。然后,對結果進行分區統計,以每一個缺失森林斑塊為一個區域,統計該區域內的最大值。由此得到森林破碎化空間過程分類圖a,其中值為1的斑塊為穿孔或消失類型；值大于等于3的該斑塊為破碎化或收縮類型。

接著,將森林損失圖層1的背景值賦為空值得到森林損失圖層2,再將該圖層值為1的缺失森林像元賦為空值,得到森林損失圖層3。分別對兩個圖層進行焦點最大值和最小值分析。若某像元的焦點最小值和其焦點最大值相等,且在該像元所在斑塊內的所有像元焦點最大值都相同,那么該斑塊就屬于穿孔或收縮類型。而剩下的斑塊為破碎化類型,由此得到森林破碎化空間過程分類圖b。最后將森林破碎化空間過程分類圖a和森林破碎化空間過程分類圖b結合,即可將四種斑塊類型區分出來,得到森林破碎化空間過程圖(圖4—圖5)。

本文使用的森林破碎化過程模型沒有涉及到分割類型。這是因為分割過程往往始于線狀廊道(如道路),而本研究所用土地覆蓋數據的空間分辨率不高,難以識別捕捉到線狀信息,道路等線狀要素難以以斑塊的形式呈現。另外,分割類型和破碎化類型都是缺失森林斑塊與兩個或兩個以上的保留森林斑塊鄰接,不同在于分割類型往往是線狀,到了破碎化階段才發展為面狀,因此將分割類型歸入破碎化類型中。

此外,為了得到更加科學、準確的統計結果,模型沒有設置最小斑塊面積的閾值,森林破碎化斑塊最小面積為30m×30m(即一個像元)。

圖3 森林破碎化過程模型[20]Fig.3 Forest fragmentation process model[20]

2 結果

2.1 土地覆蓋總體變化

表2顯示了華盛頓州和密西西比州從2001到2011年11年間的土地覆蓋總體變化情況。表中數值代表當年該土地覆蓋類型面積占研究區域總面積的比例。2001到2011年間華盛頓州灌木和草地覆被面積有大幅度增長；城市用地面積有小幅增長,從5.82%增長到5.97%；森林覆被面積持續下降,從43.39%減少到40.06%；耕地先降再升有所波動；水體、裸土和濕地基本保持穩定。密西西比州11年間的土地覆蓋變化情況大致相同,灌木和草地有大幅上升,城市用地從6.17%增加到6.43%；森林覆被比例從39.60%降低至37.73%；與華盛頓州不同的是,耕地覆被面積所占比例持續下降,濕地略有上升,水體有所下降,而裸土前五年基本保持不變,后五年略有增加。

對比兩州同一年份的土地覆蓋情況不難發現,華盛頓州森林覆蓋面積最大,灌木居于第二,農業用地也較為廣泛。密西西比州森林覆蓋面積位居第一,耕地覆蓋面積位居第二,濕地面積比例較大位居第三,其次才是灌木；另外,密西西比州的森林和灌木比例都低于華盛頓州,而耕地和濕地的比例則明顯較高。

表2 華盛頓州和密西西比州土地覆蓋聚合類別比例統計

2.2 森林損失

表3展示了華盛頓州和密西西比州在兩個時間段(2001—2006和2006—2011)的森林損失狀況。其中,間期始端和末端的森林面積數據從NLCD土地覆蓋數據中得到,兩者之差為森林凈損失面積；將前期與后期土地覆蓋數據疊加可以得到森林損失面積。觀察森林損失面積這一列,可以發現兩個時段內密西西比州的森林損失遠大于華盛頓州,年森林損失速率幾乎是華盛頓州的兩倍。同樣的,密西西比州的森林恢復面積和年森林恢復速率也高于華盛頓州,而2006年到2011年間華盛頓州年森林森林恢復速率只有0.01%。以上對比說明人工林比天然林更容易遭到干擾,但同時其恢復速度也相對較快,因而森林凈損失不大。

表3 2001到2006,2006到2011年間華盛頓州和密西西比州森林損失面積對比

2.3 森林破碎化

2.3.1 森林破碎化空間過程

通過疊加不同時相的土地覆蓋數據,森林破碎化過程模型可以檢測森林景觀變化并明確相應的空間過程。圖4—圖5分別展示了華盛頓州和密西西比州2001至2006年和2006至2011年兩個階段的森林破碎化空間過程。從整體上看,2001到2006年間華盛頓州的森林損失主要發生在西部沿海地區和東北部內陸地帶,這里也是天然林集中分布的地區。森林破碎化斑塊多集中在城市與森林,耕地與森林,以及灌木與森林接壤的過渡地帶,呈現以城市(或耕地、灌木)斑塊為中心向四周擴散的形態。穿孔斑塊主要發生在大面積的原始森林內部；破碎化斑塊大多將森林用地轉變成了灌木和草地,且破碎化斑塊的平均面積大于其他破碎化類型；收縮斑塊平均面積最小,是整個研究區內最為普遍的破碎化形式；消失斑塊數量最少,主要分布在中大型灌木斑塊中。2006到2011年,森林損失斑塊分布重心基本保持不變,整體有向西傾移的趨勢。穿孔斑塊與上一階段的穿孔在空間分布上并無太大聯系,但可以明顯看出破碎化斑塊大多延續著上階段破碎化斑塊向四周擴張；而收縮斑塊則大多發生在上階段收縮、破碎化以及穿孔斑塊的邊緣。

在密西西比州,2001至2006年間森林破碎化斑塊多分布在東南部地區,到2011年重心略微朝北部傾斜。與華盛頓州不同的是,破碎化斑塊并非集中在城市/森林、耕地/森林或灌木/森林的過渡帶,而是呈現無規律的散布在森林區域內(除了東北部區域較規律的沿農業帶分布),而且四種破碎化過程在時間上的承接關系也沒有華盛頓州明顯。

圖4 華盛頓州森林破碎化空間過程Fig.4 Forest fragmentation spatial processes in Washington during 2001 to 2011

圖5 密西西比州森林破碎化空間過程Fig.5 Forest fragmentation spatial processes in Mississippi States during 2001 to 2011

2.3.2 森林破碎化時間動態

表4展示了森林破碎化四種空間過程在時間上的變化。從面積上看,2001年到2006年,華盛頓州破碎化類型導致的森林損失面積最大,超過50%；其次是收縮類型,為41.46%；穿孔類型導致的森林損失比例為7.45%,消失類型比例最小不到1%。到下一階段(2006—2011),破碎化類型導致的森林損失面積仍為主導因素,且增長到52.35%,而其他3種破碎化類型比例均有所下降。密西西比州2001到2006年間面積占森林損失總面積最大的為破碎化類型,達60.62%,位居第二的為收縮類型,為34.71%；穿孔類型只有3.02%；消失類型比例最小為1.66%。與華盛頓州情況相似,從2006年到2011年破碎化類型增長到67.64%,收縮類型下降較大為28.63%,其他兩種類型也略有下降。從斑塊數量上分析,華盛頓州2001到2006年69.07%的森林損失斑塊為收縮類型,破碎化類型僅占16.91%。2006年到2011年收縮斑塊仍占主導但比例有所下降,破碎化和穿孔比例上升而消失類型比例下降。同樣的,在密西西比州11年間收縮斑塊數量最多,其次是破碎化。到第二階段,收縮和消失的比例下降,而穿孔和破碎化的比例呈上升。由此看出,天然林和人工林的破碎化空間過程在時間上呈現相似的變化規律,主要表現為收縮類型占主導然后慢慢消退,穿孔和破碎化逐漸增多占據新的主導。此外,需要注意的是,華盛頓州和密西西比州從第一階段到第二階段穿孔類型面積比例變小了,但數量比例卻增加了,這說明穿孔類型平均斑塊面積較小,數量較多。

表4 華盛頓州和密西西比州森林破碎化空間過程的面積比例和數量比例

Table 4 Area and number percentages of forest patches experiencing different spatial processes in Washington and Mississippi States during two time interval

4種空間過程Fourspatialprocesses不同空間過程的面積比例/%Areapercentagesofdifferentspatialprocesses不同空間過程的數量比例/%Numberpercentagesofdifferentspatialprocesses2001—20062006—20112001—20062006—2011華盛頓州Washington穿孔Perforation7.456.449.3711.55破碎化Subdivision50.2752.3516.8118.12收縮Shrinkage41.4640.5269.0766.85消失Attrition0.810.694.753.49密西西比州MississippiStates穿孔Perforation3.012.484.555.66破碎化Subdivision60.6267.6420.6027.59收縮Shrinkage34.7128.6368.0861.11消失Attrition1.661.256.765.64

3 結論

(1)比較華盛頓州和密西西比州總體土地覆蓋情況,11年間兩地森林覆蓋面積持續下降,森林不斷遭到破壞；開發、灌木和草地覆蓋面積持續增長；華盛頓州耕地面積有所波動,而密西西比州耕地面積持續下降；另外,密西西比州河網密布,濕地占全州土地覆蓋很大一部分比例。

(2)人工林的森林損失面積遠大于天然林,年森林損失速率也達到天然林的2倍。但同時其森林恢復面積和年森林恢復速率也高于天然林。由此可見,人工林比天然林更容易遭到干擾,但同時其恢復速度也相對較快,因而森林凈損失不大。

(3)對比兩個研究區的森林破碎化空間過程,可以得出這樣的結論：西部天然林破碎化斑塊多數分布于城市/森林、耕地/森林、以及灌木/森林的交界處,并以大面積的城市(或耕地)斑塊為中心向四周擴散。而人工林破碎化斑塊分布格局較為零散,呈現與天然林生態系統不同的破碎化格局。但天然林和人工林的4種破碎化空間過程具有以下共性：穿孔主要發生在大面積的原始森林內部,如皆伐；破碎化平均斑塊面積最大；收縮斑塊平均面積最小,是整個研究區內最為普遍的破碎化形式；消失斑塊數量最少。

(4)探討森林破碎化空間過程的時間動態,Forman認為穿孔和破碎化主要發生于景觀破碎化前期,中期進入破碎化和縮小階段,末期是消失階段[6]。本研究通過對比華盛頓州和密西西比州發現,天然林中破碎化斑塊大多延續著上階段破碎化斑塊向四周擴張；而收縮斑塊則大多發生在上階段收縮、破碎化以及穿孔斑塊的邊緣。人工林中4種空間過程的承接關系沒有天然林明顯,但整體上變化規律基本相似,可總結為“收縮-消失-穿孔/破碎化”,表現為收縮類型占主導然后慢慢消退,穿孔和破碎化逐漸增多占據新的主導,如此循環往復,整個過程基本符合Forman景觀破碎化理論的規律。

4 討論

美國天然林集中在西北太平洋沿岸和落基山脈,二戰后由于木材需求量急增,大量天然林遭到砍伐,引發了關于瀕危野生動物保護的法律訴訟[30]。1993年美國政府發起了一項以天然林保護為目標的大型林業生態工程——西北林業計劃,在西北林計劃及各種保護政策的影響下,美國西北部形成了嚴格的森林經營規則和較高的森林管理水平,國有林地木材供給減少,天然林面積有明顯增加,生物多樣性得到保護,森林生態系統趨于穩定。然而盡管西部地區天然林保護卓有成效,但人類活動對森林的影響仍不可忽視。有研究表明,1978年到2001年間華盛頓州森林用地轉變為其他土地覆蓋類型的年平均損失速率為0.37%[31]。本文分析結果顯示2001至2011年間森林年平均損失速率達到0.55%,森林用地遭到持續侵蝕。

美國東南部地區有著非常高的森林覆蓋率和私有林占有率,據統計,截至2007年在美國南部11個州(包括密西西比州)通過人工種植或再生的人工林覆蓋面積已達到180萬hm2[32]。人工林多是單作純林, 樹種單一, 結構簡單,生物多樣性較低, 抗逆性較差,自然和人為干擾劇烈。表3顯示密西西比州的人工林年平均損失速率超過1%,幾乎是天然林的兩倍。但同時,人工林在人為營林措施的干預下恢復速度較快,因而凈森林損失量不大。另外,東南部地區大部分州沒有森林經營的相關法律,林主對擁有的森林自由酌情處理。同時法律也沒有對私有林地的木材采伐量進行限制或有采伐限額,采伐往往以皆伐為主,印證了圖5森林破碎化斑塊呈現較為零散而無規律的格局,體現了人工林本身的生態結構和經營管理方式。

本研究利用森林破碎化過程模型明確了西部天然林和東南部人工林的破碎化在空間和時間上的動態過程,符合Forman認為的景觀變化包含不同空間過程的觀點[7,33-34]。已有的森林破碎化研究大多針對某一時間點上的靜態空間格局而忽視了空間過程,森林破碎化過程模型彌補了這一不足,利用兩個時間點上的土地覆蓋數據,圖示并量化森林破碎化斑塊的分布格局和變化過程,為天然林保護和人工林經營管理提供了一定的科學指導,對詮釋政府政策含義,制定未來森林生態保護制度,促進林業可持續發展具有重要意義。

但是,本研究對土地覆蓋數據進行直接比較,因此土地覆蓋數據的誤分會導致破碎化空間過程的誤分,所以遙感影像的分類精度對破碎化空間過程的準確性有很大影響。本研究使用的NLCD數據精度平均在80%,難以避免的會有部分誤差和錯分。未來使用更加精確的土地覆蓋數據可以有效改善這一現象。

[1] Li M S, Zhu Z L, Lu H, Xu D, Liu A X, Peng S K. Assessment of forest geospatial patterns over the three giant forest areas of China. Journal of Forestry Research, 2008, 19(1): 25-31.

[2] Lord J M, Norton D A. Scale and the spatial concept of fragmentation. Conservation Biology, 1990, 4(2): 197-202.

[3] Fuller D O. Forest fragmentation in Loudoun County, Virginia, USA evaluated with multitemporal Landsat imagery. Landscape Ecology, 2001, 16(7): 627-642.

[4] 劉建鋒, 肖文發, 江澤平, 馮霞, 李秀英. 景觀破碎化對生物多樣性的影響. 林業科學研究, 2005, 18(2): 222-226.

[5] Li H B, Reynolds J F. A new contagion index to quantify spatial patterns of landscapes. Landscape Ecology, 1993, 8(3): 155-162.

[6] Butler B J, Swenson J J, Alig R J. Forest fragmentation in the Pacific Northwest: quantification and correlations. Forest Ecology and Management, 2004, 189(1/3): 363-373.

[7] Forman R T T. Land Mosaics: The Ecology of Landscapes and Regions. Cambridge: Cambridge University Press, 1995: 1-656.

[8] Gutzwiller K. Applying Landscape Ecology in Biological Conservation. New York: Springer-Verlag, 2002: 1-545.

[9] 李哈濱, 伍業剛. 景觀生態學的數量研究方法. 北京: 中國科學技術出版社, 1992: 209-223.

[10] McGarigal K, Cushman S, Reagan C. Quantifying Terrestrial Habitat Loss and Fragmentation: A Protocol. Rocky Mountain Region: Golden, CO, USA, 2005: 1-115.

[11] 美國科學認證體系SCS. 森林保護計劃關于中國森林認證暫行標準.2015.

[12] 李丹, 陳宏偉, 李根前, 楊斌, 孟夢, 史富強. 我國天然林與人工林的比較研究. 林業調查規劃, 2011, 36(6): 59-63.

[13] 王健敏, 劉娟, 陳曉鳴, 溫慶忠, 段兆堯, 賴興會. 云南松天然林及人工林群落結構和物種多樣性比較. 林業科學研究, 2010, 23(4): 515-522.

[14] 楊玉盛, 陳光水, 林鵬, 黃榮珍, 陳銀秀, 何宗明. 格氏栲天然林與人工林細根生物量、季節動態及凈生產力. 生態學報, 2003, 23(9): 1719-1730.

[15] Ruiz-Jaen M C, Potvin C. Can we predict carbon stocks in tropical ecosystems from tree diversity? Comparing species and functional diversity in a plantation and a natural forest. New Phytologist, 2011, 189(4): 978-987.

[16] 陳利頂, 劉洋, 呂一河, 馮曉明, 傅伯杰. 景觀生態學中的格局分析: 現狀、困境與未來. 生態學報, 2008, 28(11): 5521-5531.

[17] Riitters K H, Wickham J D, O′Neill R V, Jones K B, Smith E R, Coulston J W, Wade T G, Smith J H. Fragmentation of continental United States forests. Ecosystems, 2002, 5: 815-822.

[18] Riitters K H, Wickham J D, Wade T G. An indicator of forest dynamics using a shifting landscape mosaic. Ecological Indicators, 2009, 9(1): 107-117.

[19] Vogt P, Riitters K H, Estreguil C, Kozak J, Wade T G, Wickham J D. Mapping spatial patterns with morphological image processing. Landscape Ecology, 2007, 22(2): 171-177.

[20] Li S J, Bo Y. Introducing a new method for assessing spatially explicit processes of landscape fragmentation. Ecological Indicators, 2015, 56: 116-124.

[21] 黃坤. 美國林業管理模式對我國林業發展的五大啟示. 綠色中國, 2012, (8): 58-61.

[22] 劉貴森, 倪薇, 王燚, 倪柏春, 于春友, 張瑩. 對人工林非森林問題的探討. 林業勘查設計, 2011, (2): 11-13.

[23] Littell J S, Oneil E E, Mckenzie D, Hicke J A, Lutz J A, Norheim R A, Elsner M M. Forest ecosystems, disturbance, and climatic change in Washington State, USA. Climatic Change, 2010, 102(1/2): 129-158.

[24] Fickle J E. Mississippi Forests and Forestry. Oxford: University Press of Mississippi, 2001: 1-347.

[25] Dahal R P, Munn I A, Henderson J E. Forestry in Mississippi: The impact of the forest products industry on the Missippi economy: An input-output analysis. Forest and Wildlife Research Center, Mississippi State University, 2013: 1-22.

[26] Wickham J D, Stehman S V, Fry J A, Smith J H, Homer C G. Thematic accuracy of the NLCD 2001 land cover for the conterminous United States. Remote Sensing of Environment, 2010, 114(6): 1286-1296.

[27] Wickham J D, Stehman S V, Gass L, Dewitz J, Fry J A, Wade J G. Accuracy assessment of NLCD 2006 land cover and impervious surface. Remote Sensing of Environment, 2013, 130: 294-304.

[28] Homer C G, Dewitz J A, Yang L M, Jin S M, Danielson P, Xian G, Coulston J, Herold N D, Wickham J D, Megown K. Completion of the 2011 National Land Cover Database for the conterminous United States-Representing a decade of land cover change information. Photogrammetric Engineering and Remote Sensing, 2015, 81(5): 345-354.

[29] 肖篤寧, 李秀珍, 高峻, 常禹, 李團勝. 景觀生態學. 北京: 科學出版社, 2003: 1-224.

[30] 譚文雄, 劉碧云, 陳富強. 美國林業可持續發展研究借鑒的文獻綜述. 世界林業研究, 2008, 21(特刊): 16-20.

[31] Bradley G, Erickson A, Robbins A, Smith G, Malone L, Rogers L, Connor M. Forest Land Conversion in Washington State//The Future of Washington′s Forests and Forestry Industries. Seattle, WA: University of Washington School of Forest Resources, 2007: 236-302.

[32] Zhang D W, Polyakov M. The geographical distribution of plantation forests and land resources potentially available for pine plantations in the U.S. South. Biomass and Bioenergy, 2010, 34(12): 1643-1654.

[33] Jaeger J A G. Landscape division, splitting index, and effective mesh size: new measures of landscape fragmentation. Landscape Ecology, 2000, 15(2): 115-130.

[34] Bogaert J, Ceulemans R, Salvador-Van Eysenrode D. Decision tree algorithm for detection of spatial processes in landscape transformation. Environmental Management, 2004, 33(1): 62-73.

Differences in fragmentation processes between western natural forests and southeastern forest plantations in the United States: a case study comparing the states Washington and Mississippi State

REN Xinyu1,2, Lü Yingying1,2, WU Yingwei1,2, LI Mingshi1,2,*, LI Weizheng3

1CollegeofForestry,NanjingForestryUniversity,Nanjing210037,China2Co-InnovationCenterforSustainableForestryinSouthernChina,Nanjing210037,China3NanjingForestryUniversityAdvancedAnalysisTestCenter,Nanjing210037,China

Forest loss and fragmentation have long been one of the most vital concerns of the international community. Landscape fragmentation includes five different spatially explicit processes: perforation, dissection, subdivision, shrinkage, and attrition. Following this theory, a forest fragmentation process model that can detect these spatially explicit processes, as well as the ecological consequences of forest landscape fragmentation, was developed using ArcGIS Modeler. Using the National Land Cover Database (years 2001, 2006, and 2011), the forest fragmentation process model was applied to Washington and Mississippi in the USA. Deforested patches were quantified and categorized into one of four fragmentation processes, by merging the dissection spatial process into the subdivision spatial process (because of its principal linear feature). Furthermore, the spatio-temporal differences in fragmentation pattern between natural forests and plantations were compared. For natural forests, forest fragmentation mainly occurred in the urban/forest, cultivated/forest, and shrubland/forest interfaces, whereas the pattern of deforested plantation patches dispersed sparsely and irregularly throughout the region. The subdivision and shrinkage patches in natural forests usually followed the perforation, subdivision, and shrinkage patches of the previous period. In contrast, for the plantations, the spatial transition relationships of the four fragmentation processes were not as apparent as for the natural forests. Nonetheless, for both natural forests and plantations, the overall temporal fragmentation pattern tended to have a similar “shrinkage-attrition-perforation/subdivision” tendency. This tendency was characterized by an early shrinkage dominance, followed by its gradual disappearance. Furthermore, perforation and subdivision components increased gradually, and a new dominance was established accordingly.

forest fragmentation process; natural forests; plantation forests; difference analysis

國家林業局“948”項目(2014-04-25)；林業公益性行業專項資助項目(201304208)；國家自然科學基金項目(31270587)；江蘇高校優勢學科建設工程資助項目(PAPD)；江蘇高校品牌專業建設工程資助項目(TAPP)

2015-08-08;

日期:2016-06-13

10.5846/stxb201508081671

* 通訊作者Corresponding author.E-mail: nfulms@aliyun.com

任芯雨,呂瑩瑩,巫穎偉,李明詩,李衛正.人工林與天然林破碎化過程差異對比——以美國華盛頓州和密西西比州為例.生態學報,2017,37(2):474-484.

Ren X Y, Lü Y Y, Wu Y W, Li M S, Li W Z.Differences in fragmentation processes between western natural forests and southeastern forest plantations in the United States: a case study comparing the states Washington and Mississippi State.Acta Ecologica Sinica,2017,37(2):474-484.