合成

拉丁美洲旱地的森林景观恢复

• 摘要
• 简介
• 应用森林景观恢复原理(FLR)
  • 原则1:FLR是一个灵活的、参与性的过程，以适应性管理为基础，需要充分的监测方案
  • 原则2:FLR寻求在景观尺度上恢复生态过程，以确保维持生物多样性和生态系统功能，并增强对环境变化的韧性
  • 原则3:FLR寻求通过恢复生态系统服务来增进人类福祉
  • 原则4:FLR的实施是在景观尺度上的;换句话说，站点级别的决策需要在景观上下文中做出
• 结论
• 对本文的回应
• 致谢
• 文献引用

介绍

近年来，恢复生态学作为一门科学学科和环境管理的实用方法都取得了显著进展(Young et al. 2005, Brudvig 2011, Bullock et al. 2011)。现在，人们普遍认为，通过加强人类生计所依赖的自然资源的提供，生态恢复可以对可持续发展作出积极贡献(Nellemann和Corcoran 2010年)。将生态恢复纳入全球环境政策的各项目标就说明了这一点。例如，《生物多样性公约》最近制定了2020年总体目标(http://www.cbd.int/decision/cop/?id=12268)，旨在恢复至少15%的退化生态系统。同样，欧盟的目标是到2020年恢复生物多样性和生态系统服务(http://www.eu-un.europa.eu/articles/en/article_9571_en.htm)．

Chazdon(2008)概述了森林生态恢复的最新情况，强调了许多国家在扭转近期森林损失和退化方面正在取得的进展。然而，正如Chazdon(2008)所指出的，大规模森林恢复对未来景观及其相关物种的结构和组成的影响仍然知之甚少。关于不同恢复方法对恢复生态系统服务的影响及其与生物多样性的联系(Chazdon et al. 2009, Palmer and Filoso 2009)的信息也缺乏。有证据表明，修复措施可能经常不成功，因此有必要了解这些失败的原因，以及成功实现修复所需的条件(Palmer和Filoso 2009)。

在本研究中，我们考察了一种特殊的恢复方法，即森林景观恢复(FLR)。FLR的概念最初是由世界自然基金会(WWF)和国际自然保护联盟(IUCN)在2000年的一个研讨会上提出的，以应对更传统的森林恢复方法的普遍失败(Dudley et al. 2005)。传统的方法通常是基于场地的，通常专注于一种或几种森林产品，严重依赖于种植数量有限的非本地物种，未能解决森林损失和退化的根本原因(Dudley et al. 2005)。“森林景观恢复全球伙伴关系”的发展亦进一步支持“森林景观恢复全球伙伴关系”(http://www.ideastransformlandscapes.org/)，目前已有超过25个机构参与。关于FLR方法的进一步细节由Lamb和Gilmour(2003)、Mansourian等人(2005)和Rietbergen-McCracken等人(2007)提供。

如果FLR要被广泛采用，那么首先需要证明它的有效性。这里所描述的研究的主要目的是确定FLR的基础原则，并研究如何在实践中应用这些原则。具体而言，该研究探索了FLR在拉丁美洲旱地森林中的应用，这种森林类型被认为是生物多样性保护的全球优先重点，对支持人类生计具有高度重要性(Miles et al. 2006)。由于放牧、焚烧和砍伐植被等人类活动，旱地地区也遭受了广泛的退化(寨卡病毒和Erb 2009年)。关于人类活动的影响和旱地森林生态恢复的潜力的研究相对较少。在这里，我们提供了一个大型国际研究项目(ReForLan，“拉丁美洲干旱地区森林景观的恢复以保护生物多样性和农村发展”)的研究成果的综合;Newton 2008)，以确定一些关键的经验教训。在六个不同的研究领域进行的研究的进一步细节在最近的一本书中(Newton和Tejedor 2011)，读者可以参考这本书获得更多的信息。我们在此根据FLR的四个基本原则(附录1)确定本研究结果的一般含义。图1说明了本项目实现FLR的过程，附录2-4给出了该项目的进一步细节。

应用森林景观恢复的原则(flr)

原则1:FLR是一个灵活的、参与性的过程，以适应性管理为基础，需要充分的监测方案。

Maginnis和Jackson(2007)指出，当地利益相关者积极参与规划和管理决策被认为是FLR的一个重要组成部分。这是为了确保充分满足当地的需要，并确保利益的公平分配。尽管利益相关者的参与现在被广泛认为是有效保护管理的必要条件(Hockings等，1998年)，但其在FLR中的应用迄今为止受到的关注相对较少。在这种情况下，利益相关者的参与对于确定恢复行动的潜在地点和方法尤为重要(图1)。Kusumanto(2007)确定了在FLR背景下实现利益相关者参与的四个步骤:(1)理解利益相关者过程的背景，(2)识别关键利益相关者，(3)理解利益相关者的利益和相互作用，(4)管理多利益相关者过程。

为了了解背景和研究恢复的潜力，我们在不同的研究区域通过参与式农村评估技术、问卷调查、焦点小组讨论和半结构化访谈进行了社会经济研究。这使得目前的森林用途得以确定，并探索对恢复的态度。结果表明，对旱地森林原生植物物种重要性的认识在不同地区，甚至在同一地区的不同群落之间存在很大差异。例如，在墨西哥中部韦拉克鲁斯的Paso de Ovejas，社会经济研究的结果记录了76种具有一种或多种用途的树种，而在墨西哥瓦哈卡的上Mixtec地区，所有112种本地植物至少被一些受访者认为是有用的(del Castillo et al. 2011)。然而，在智利中部，对当地人进行的采访中很少提到传统上被用作药物、食物和纤维来源的硬肉素森林物种。这些结果表明，目前对该地区树种的了解是有限的，显然已经丢失(del Castillo et al. 2011)。

在研究的几乎所有地区，与森林有关的活动都与养牛和农业种植相竞争。原生森林现在通常局限于低质量的地点，如陡峭的地点或土壤贫瘠的地区。然而，在这些边缘地区有恢复森林的余地，这可能有益于人类福祉。从干燥森林中提取的薪柴和木炭一直被发现是取暖和烹饪的重要能源。例如，对阿根廷北部一个土著Kolla社区的研究表明，这个有260名居民的社区每年使用大约315棵不同大小的树作为柴火。在所有的研究区域都遇到了对原生森林的过度开发，但目前的恢复努力要么非常有限，要么根本不存在。尽管如此，通过所有领域的利益攸关方协商，确定了具有相对较高社会经济价值的单个树种，突出了恢复的潜力(del Castillo等，2011,Suárez等，2011)。

最详细的利益相关者利益和互动分析是在阿根廷北部的Yungas地区进行的(Ianni and Geneletti 2010, Ianni et al. 2010)。这突出了FLR方法引进面临的潜在障碍。这些社区的土地利用主要用于饲养超群牛，森林资源的改善对社区的愿望贡献不大。我们的研究结果强调了改变这种情况的难度，并与Reed(2008)的研究结果非常一致，Reed发现利益相关者参与的潜在好处在实践中往往难以实现。我们发现，这个地区的许多当地社区都参与了与环境管理倡议有关的讲习班、访谈和调查，这些活动都是由国家、非政府组织或研究机构开展的。然而，参与水平往往很低，这些举措产生的积极成果很少。因此，我们确定需要在社区和外部行为体之间发展新的关系，以支持Chazdon等人(2009)的建议。以前的倡议似乎没有加强社区从事社会和经济发展活动的能力。这突出了一个事实，即自然资源管理举措往往起源于当地社区之外，并在项目目标受益的地点创造了新的决策层次和社会政治安排(McDaniel 2003)。因此，我们的研究结果与Reed(2008)的研究结果非常一致。Reed认为，要想成功，利益相关者的参与需要以一种强调授权、公平、信任和学习的哲学为基础。

Gilmour(2007)指出FLR应该采用一种适应性管理方法，基于增量、经验学习和决策制定，并以对决策结果的持续监测为支持。适应性管理，即利用监测结果通知和调整管理行动，长期以来一直被视为管理复杂生态系统的基本方法(Walters 1986)。然而，到目前为止，这一概念在森林管理中的成功应用受到了限制(Bormann等，2007年)。我们将注意力集中在参与式管理框架中适合监测的指标的开发上(Newton 2011)，但我们发现在确定此类指标方面缺乏令人惊讶的共识(Orsi et al. 2010)。迄今为止，在这些研究领域，对干旱森林的范围和状况的监测非常有限，尽管我们的研究在这方面取得了一些进展(Schulz等，2010,Rey Benayas等，2011,Schulz等，2011)，如果FLR要成功，这些方法需要被恢复计划的利益攸关方广泛采用。

原则2:FLR寻求在景观尺度上恢复生态过程，以确保维持生物多样性和生态系统功能，并增强对环境变化的韧性。

Lindenmayer等人(2010)确定了广泛适用于任何森林地区的生物多样性保护指导原则，包括维持森林连通性、维持景观异质性和维持林分结构的复杂性。正如这些作者所指出的，森林连通性影响着影响生物多样性的关键过程，包括种群的持久性和扰动后的恢复，种群中个体和基因的移动，以及景观中不同位置的殖民。同样，栖息地斑块的多样性、大小和空间排列是许多类群栖息地适宜性的重要决定因素，并受到景观异质性程度的影响(Lindenmayer et al. 2010)。

我们的研究考察了每个研究区域的森林损失和破碎的动态。利用FRAGSTATS(版本3)对来自不同日期的卫星遥感图像进行分析(McGarigal et al. 2002)，以生成一系列景观指标，以便比较每个时间间隔内森林覆盖的空间格局。在过去三十年里，所有研究地区的森林覆盖率都出现了下降(表1)。在这段时间内，结果表明，在所审查的大部分研究地区，旱地森林出现了逐步破碎和退化的情况。在四个研究区，森林斑块的平均大小和总核心区面积都在下降，但在另外两个研究区(恰帕斯和阿根廷南部)，这些值要么保持稳定，要么随时间略微增加(表2)。在那些斑块平均大小下降的地区，森林斑块的总边缘长度在研究间隔内趋于增加，但与其他指标相比，这些值在年份和研究区之间表现出更大的变化。斑块密度在研究区域之间也表现出了类似的对比结果，在两个区域(阿根廷北部和韦拉克鲁斯)记录到持续增加，而在另外两个区域(恰帕斯和智利中部)记录到下降(图2)。总的来说，这些结果与其他研究一致，即人类改造景观中的森林空间模式可以高度个性化(Lindenmayer和Fischer, 2006年)。

我们还研究了每个研究区域内影响森林生物多样性的过程，特别关注树木物种丰富度。例如，在墨西哥的维拉克鲁兹，Williams-Linera和Lorea(2009)在十个热带干燥森林片段中研究了与14个环境和人为变量相关的树种丰富度，其中记录了98个冠层、77个下层和60个幼苗物种。排序结果表明，海拔高度、坡向、坡向、近水程度、牛和步道的存在是物种丰富度模式的重要解释变量。这些结果表明，人为干扰降低了研究区物种丰富度;海拔较低的遗址受干扰更大，多样性更低。虽然在许多研究地区，海拔高度一致地影响着物种丰富度和组成(Rocha-Loredo et al. 2010, Zacarías-Eslava和del Castillo 2010)，但森林碎片面积只在一个研究地区(Oaxaca)与成年树木的物种丰富度有关，而在另一个研究地区(智利)与树苗丰富度有关(表3)。碎片化对遗传多样性的影响也得到了检验。例如，对阿根廷南部单种旱地森林的遗传结构进行了评估，重点是单型针叶树Austrocedrus chilensis．北部边缘种群数量相对较少，自交系繁殖，但基因多样性较高，而南部较大且相对连续的种群多样性较低，并显示出基因混合的信号，因此需要积极的恢复努力(Souto et al. 2011)。这说明了假设相对小的、孤立的种群在基因上是贫困的，而大的连续种群在基因上是高度可变的(Souto et al. 2011)的风险。

我们还通过使用景观尺度植被动态的空间建模，探索了生态过程在景观尺度森林恢复中的作用。我们使用了LANDIS II，这是一种建模工具，已被广泛用于探索空间森林动态(Scheller等人，2007年)，但很少用于干燥森林。LANDIS II包含了许多生态过程，包括扩散、殖民、竞争和演替。在不同人为干扰情况下对墨西哥两种干燥森林景观的模拟表明，热带干燥森林对这种干扰的适应能力比预期的更强，即使在小而不频繁的火灾和大而频繁的火灾情况下，森林面积也会增加(Cantarello等，2011年)。这种恢复能力至少在一定程度上归因于扰动后树种的高频率的无性繁殖。然而，森林的结构和组成在这些情景之间有显著差异。建模还揭示了不同形式的扰动之间的一些相互作用。例如，放牧和火灾被发现协同作用，导致森林面积的减少(Cantarello et al. 2011)。

通过对智利地中海地区干燥森林景观的建模，还确定了不同形式扰动之间的相互作用(Newton等，2011年)。例如，外来入侵物种的传播金合欢dealbata预计只有在发生火灾时，加上对原生植被的砍伐和/或砍伐，才会发生这种情况。模型结果表明，干扰对森林覆盖的影响相对较小，但森林结构存在很大差异，在有砍伐和砍伐的情况下，相对古老的林分(>120年)几乎从景观中消失。此外，在未受干扰的情景下，树种丰富度趋于较低，说明人为干扰对维持景观内某些物种的重要性。

我们的建模结果得到了现场实验和观测的支持(Williams-Linera和Alvarez-Aquino 2010, Williams-Linera等人2011一个，b；表4)，表明干旱森林景观的恢复可以通过“被动”和“主动”两种方法来实现，分别包括自然再生和人工种植原生树木。然而，建模还显示，空间森林动态对不同树种的扩散能力的变化高度敏感，这一过程研究相对较少(Chazdon et al. 2009)。另一个关键的未知因素是森林结构和组成的恢复在多大程度上与生态系统功能的恢复有关(Chazdon et al. 2009)，这是我们目前的研究没有直接涉及的一个方面。参照Lindenmayer等人(2010)确定的指导原则，我们的研究表明，恢复景观异质性和林分结构复杂性可能在干林的FLR中特别重要。我们发现，在这种类型的森林中，越来越多的连通性对生物多样性保护至关重要的证据比在同一地区更南部的潮湿森林中记录的证据要少(Echeverría et al. 2007, Newton et al. 2009)。然而，我们的研究很大程度上局限于对树种的调查;考虑到与干燥森林相关的动物物种可能会揭示出更强的碎片化影响(Chaves et al. 2011)。

原则3:FLR寻求通过恢复生态系统服务来增进人类福祉。

近年来，特别是在《千年生态系统评估》(http://www.maweb.org/en/index.aspx)．生物多样性和生态系统服务政府间平台(IPBES;http://ipbes.net/)．尽管满足当地人民的需求一直是FLR的中心目标(Maginnis和Jackson 2007)，但这一点此前并未明确提及生态系统服务(附录1)。正如Bullock等人(2011)所探索的那样，将生态系统服务提供确定为政策和环境管理目标对生态恢复实践具有重大意义。

我们对全球范围内各种生态系统类型的89项恢复评估进行了meta分析，以检验生态恢复在恢复生态系统服务和生物多样性方面是否普遍有效(Rey Benayas et al. 2009)。结果表明，以响应率中值计算，生态恢复使生物多样性和生态系统服务的提供分别增加了44%和25%。这说明生态修复很可能对人类有益，但是这个分析没有考虑到修复的潜在成本。因此，我们随后通过对四种旱地森林景观的生态系统服务价值进行空间分析(Birch et al. 2010)，来检验FLR是否可能具有成本效益。这是通过估计不同FLR情景下生态系统服务效益的净值来实现的，并使用LANDIS II进行建模(图3)。这些情景是:被动(无恢复成本);被动防护(围栏和灭火费用);积极的(本地树木种植、围栏和灭火的成本)。牲畜生产损失的机会成本也被考虑在内，这是每个研究地区的主要替代土地用途。

结果表明，基于所分析的服务，被动修复对所有研究领域都是具有成本效益的，而主动修复的收益通常被相关的相对较高的成本所超过(Birch et al. 2010;这些发现对贴现率相对不敏感，但对碳的市场价值比较敏感。研究区域之间的价值差异很大，这表明生态系统服务价值具有很强的环境特异性。然而，空间分析能够识别出局部的净效益区域，这表明了这种方法在识别整个景观的相对成本和效益方面的价值。应当指出的是，分析仅限于五种生态系统服务，即碳储存、木材、非木材森林产品、旅游和畜牧生产。如果考虑到额外的生态系统服务，可能会得到不同的结果。

因此，我们的研究表明，就加强生态系统服务的提供而言，FLR可能具有成本效益，但这在多大程度上实际能改善人类福祉尚不确定。Bullock et al.(2011)指出，生态修复的成本和收益都应该公平分配，但在实践中并不总是能做到这一点。例如，Corbera等人(2007)描述了墨西哥恰帕斯(Chiapas)的一个项目，该项目通过植树造林活动为碳封存提供支付，其中最贫穷的农民、妇女和无地者有时被排除在项目活动之外。这个例子突出了产权和地方制度在决定恢复成本和收益分配方面的重要性，这是我们目前的研究中没有研究的一个问题。

原则4:FLR的实施是在景观尺度上的;换句话说，站点级别的决策需要在景观上下文中做出。

在实施FLR期间进行的基于场地的决策应有助于改善景观尺度的功能(Maginnis和Jackson 2007)。FLR项目面临的一个关键决策是如何确定给定景观中的哪些地点应该作为恢复行动的目标。这就提出了一个问题，即应该使用哪种标准作为这种站点优先排序的基础，这个问题以前很少研究。为了解决这一知识差距，我们进行了一项德尔菲调查，以征求全球修复科学家社区的专家意见，目的是确定关键的生态标准和一套广泛的指标(Orsi et al. 2010)。总共提供了389个标准和669个相关指标，突出了存在于单一利益相关者群体中的意见多样性。随后通过第二轮德尔菲过程对这些指标进行了改进，最终确定了8个确定标准和约90个相关指标。这突出了这样一个事实，即可以使用德尔菲技术等方法成功地确定恢复工作的优先次序的标准和指标，但相关变量的数量很大。此外，所表达的意见的多样性表明，制定一套普遍适用的森林恢复标准和指数在实践中将很难实现。

我们通过应用选定的标准来生成适合森林恢复的地图(Orsi和Geneletti 2010)，对墨西哥恰帕斯的景观进行了这种方法的实际实施。为每个标准创建一个地图，然后使用空间多标准评价(MCE)技术将这些地图组合起来，生成一系列恢复选项。从改善景观的生态功能和向人民提供生态系统服务两方面评价了每一种重新造林办法的绩效。这样就可以对不同的修复选项进行排序，并确定首选选项(Orsi和Geneletti 2010)。该研究强调了MCE技术在整合不同利益相关者价值观方面的价值，这些价值是通过在不同研究领域进行的利益相关者咨询活动获得的(Ianni和Geneletti 2010, Ianni等人2010)。空间MCE方法能够通过使用与地理信息系统相联系的测绘工具，探索不同利益攸关方持有的不同值(或权重)的影响。

结论

正如《生物多样性公约》等国际政策目标的发展所反映的那样，对森林生态恢复的兴趣正在增长。另一个例子是“REDD+”(减少砍伐森林和森林退化造成的排放)，其目标包括通过生态恢复提高森林碳储量(联合国环境规划署2011年)。已经为支持REDD+的实施提供了大量资金，但它因关注碳存储这一单一生态系统服务而招致批评;其他生态系统服务、生物多样性和社会问题可能会受到这一举措的不利影响(Stickler等，2009年，Bullock等，2011年)。潜在的负面社会影响包括丧失生计或无法获得正在恢复的土地，在土地权属不安全的地区，这种风险尤其高。因此，需要采取森林恢复办法，以加强生物多样性和提供多种生态系统服务，同时改善人类福祉。FLR方法的设计是为了满足这一需要，但迄今为止，缺乏关于其实际实施的证据。在这里，我们完善了FLR的原则，并通过在拉丁美洲干旱地区的多个景观中进行的研究，批判性地审查了它们的应用。

我们的研究结果突出了FLR的广泛潜力;在所有研究地区都发现了具有高社会经济价值的树种，而且普遍遇到了当地社区对森林资源的强烈依赖，特别是在薪柴方面。我们证明了FLR可以通过被动和主动的恢复方法来实现，而且即使在持续人为干扰的情况下，森林也可以恢复。我们表明，通过增加生态系统服务的提供，FLR可以有效地为生物多样性和人类社会提供利益。我们还证明，如果考虑到增加生态系统服务提供的价值，并且采用相对低成本的被动恢复方法，FLR是具有成本效益的。因此，这些结果突出了FLR的潜力，以及它可以为实现与可持续发展、生物多样性保护和减轻贫困有关的国际政策目标作出的积极贡献。

然而，我们的研究在FLR的实施中也遇到了一些挑战。首先是难以在当地社区中大力参与FLR活动。我们始终发现，这些利益攸关方对恢复原生干燥森林资源的重视程度相对较低，他们更重视维持农业土地利用做法。对监测活动的参与或兴趣是适应性管理的一个基本组成部分，但也被发现变化很大，而且往往非常有限。我们在参与发展项目方面遇到了一种形式的疲态，这些项目往往不能为加强社区领导的行动的能力提供遗产。显然，如果要成功地实施FLR，地方社区必须积极参与这一进程，而只有当他们认为他们的参与有好处时，才能做到这一点。我们的研究结果支持了Chazdon等人(2009)的建议，他们呼吁在保护生物学家、农业生态学家、农学家、农民、土著人民、社会科学家和土地管理者之间建立新的合作联盟，以制定有效的人类改造景观保护方案和政策。国家和地方政府的直接参与也往往是成功的关键。我们认为，有效执行FLR将需要这样的联盟。此外，需要有一个适当的体制和管理环境来支持恢复活动，并确保在地方一级公平地支付费用和收益; this again will require engagement of national and local governments.

生态系统服务付费(PES)计划，如REDD+，可能成为FLR的一个重要收入来源(Bullock等人，2011年)，可以向参与者提供财政激励，包括对所产生的任何成本的补偿。我们的研究表明，这种成本可能是巨大的，特别是在减少养牛产量的机会成本方面。在我们的研究中，我们没有研究如何在实践中实现FLR的成本和收益的公平分配，但我们认为这是未来的一个关键研究重点。此外，我们没有研究恢复的干森林可能提供的所有潜在价值的生态系统服务。水文服务，例如淡水的供应、流量调节和质量，在这方面可能特别有价值，值得进一步研究。

我们的研究还确定，为FLR开发一个有利的公共政策环境是该方法被广泛实施的关键要求(González-Espinosa等，2011年)。与大多数农村发展行动一样，FLR项目通常需要就合并土地财产的长期使用达成协议，涉及当地社区、基层团体、政府机构、城市社会组织和其他方面(Weiss 2004)。决策过程应该是参与和民主的，以避免地方和区域冲突，这些冲突以前限制了发展中国家许多保护行动的成功(Lele et al. 2010)。在所有研究领域，都有一个旨在确保可持续利用森林资源的全国范围的全面法律框架。然而，各国法律框架的基本理念、范围、目标和细节存在很大差异，政府和非政府组织在支持其实施方面的潜在干预也存在很大差异(附录5)。在所有研究领域中，政策的定义和实施都存在一些限制，这些限制了FLR举措的长期采用。最值得注意的是自上而下的公共政策的应用，没有考虑到当地和长期的需要、能力和愿望，因此往往注定了政府项目的失败。政治环境的另一个共同特征与政府机构权力的典型重叠有关，这往往导致相互矛盾或相互竞争的行动。在所有研究领域，关于森林恢复的公共政策都需要考虑到所有利益攸关者，并使他们能够积极参与决策过程。我们认为，如果要在实践中成功地实现FLR的毋庸置疑的潜力，这是必须克服的最大障碍。

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