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威尔逊，S. J.舍尔哈斯，R.格劳，A. S.南尼，S.斯隆，2017。森林生态系统-服务功能的转变:森林转变的生态维度。生态与社会22(4): 38。
https://doi.org/10.5751/ES-09615-220438
森林生态系统-服务功能的转变:森林转变的生态维度
摘要
新的森林正在世界各地扩张。在许多地区，再生速度超过了毁林速度，导致了“森林过渡”，即森林覆盖净增。这些新森林通常仅以“森林覆盖”变化的总量来衡量，它们在生态上彼此不同，也与最初被砍伐的森林不同。我们要问，我们可以从不同的森林恢复途径中期望得到什么生态属性、商品和服务?为了解决这个问题，我们提出了一种反映其社会驱动因素和生态结果的森林转型类型学:植树、自发再生和农林复合转型。通过案例研究，我们说明了每种过渡类型的生态结果如何随着时间的推移而不同和变化。我们绘制了森林转变类型的全球分布图，以确定每种类型的全球中心，并发现自发转变在全球范围内最常见，特别是在拉丁美洲;农林业转型在欧洲和中美洲占主导地位;在欧洲和亚洲的部分地区发生了种植园的转变。我们提出了一个概念框架来理解和比较不同类型森林转变所产生的生态服务功能:森林生态系统服务功能转变曲线。 This framework illustrates that carbon sequestration tends to be comparatively lower in agroforestry transitions, and biodiversity recovery is lower in industrial plantations. Spontaneously regenerating forests tend to have relatively high biodiversity and biomass but provide fewer provisioning and economically valuable services. This framework captures the dynamism that we observe in forest transitions, thus illustrating that different social drivers produce different types of ecosystem-service transitions, and that as secondary forests grow, these services will change over time at rates that differ among transition types. Ultimately, this framework can guide future research, describe actual and potential changes in ecosystem services associated with different types of transitions, and promote management plans that incorporate forest cover changes with the services and benefits they provide.介绍
尽管全球森林面积持续减少，但随着“新森林”(即次生林、人工林和其他木本植被)面积的增加，许多地区的森林覆盖正在增加(Sloan和Sayer 2015年，Rudel等人2016年)。在过去的两个世纪中，西欧和美国发生了显著的森林转变，即一个国家或地区从森林净覆盖减少到增加(图1A) (Mather 1992, Rudel et al. 2005)。在工业化、农业集约化和农村向城市迁移的驱动下，森林覆盖通过废弃农田和人工林的自发森林演变而增加(Mather 1992, Rudel et al. 2005, Meyfroidt and Lambin 2011)。最近，许多热带国家的森林已经开始恢复，这表明热带森林开始发生转变(Rudel等人，2002年，Sloan 2008年，Vaca等人，2012年，Aide等人，2013年，Sloan和Sayer, 2015年)。这些新森林在生态上往往与最初砍伐的森林不同(Dent和Wright 2009, Meyfroidt和Lambin 2011, Redo等人2012,Chazdon等人2016)，这些热带过渡的生态后果仍然知之甚少。新生热带森林过渡的规模、速度和生态性质提出了它们最终将带来的生态和环境效益的重要问题。
森林转型文献主要衡量未分化森林面积的变化，而没有考虑森林的生态特征(Mather 1992, Rudel等，2005)(图1)。但从生态和社会角度来看，“森林”(或“树木”)覆盖的总面积无法很好地衡量扩大新森林在短期和长期内的社会和环境效益(Chazdon等，2016)。
Rudel et al.(2005)和Lambin and Meyfroidt(2010)确定了可以导致森林过渡的社会-农业变化的几种途径。森林恢复的不同途径和驱动因素可以产生不同类型的森林覆盖和分布，这些森林覆盖具有不同的生态特征(例如，原生和非原生物种的生物多样性、生物量、结构和比例)(Holl et al. 2000, Chazdon 2003, 2014, Dent and Wright 2009, Wilson and Rhemtulla 2016)，地理特征(例如，陡坡上的再生或道路附近的种植园)(Dent and Wright 2009, Redo et al. 2012, Nanni and Grau 2014，Angonese和Grau 2014, Sloan 2016)，以及景观属性(例如，次生和残余原生林之间的连通性、空间关系、栖息地走廊)(Thomlinson等人1996,Hecht和Saatchi 2007, Angonese和Grau 2014)(图2)。新森林的不同生态属性、配置和轨迹依次产生不同的生态系统服务组合(Chazdon 2008, Grau等人2008,Locatelli等人2015)，在森林转变的过程中发生了变化。虽然森林转型文献已经确定了可以产生森林转型的不同社会变化途径(Rudel et al. 2005, Lambin and Meyfroidt 2010)，而且生态学文献已经确定，恢复森林提供了各种不同森林类型的生态系统服务(Brown and Lugo 1990, Chazdon 2008, 2014, Dent and Wright 2009)，迄今为止，还没有系统地综合这些领域，以审查森林过渡的长期生态后果。
我们研究了给定森林转变的类型和驱动因素的变化如何与森林和森林服务的生态变化相对应。我们解决了三个关键问题:(1)我们可以从不同的森林恢复途径中期待什么生态属性、商品和服务?(2)不同森林转换后的森林的生态特征与原有森林有何不同，彼此之间又有何不同?(3)在全球范围内，作为森林转型类型基础的不同形式的再造林有多普遍，它们以及与之相关的森林和服务在地理上是如何分布的?
我们提出了一个概念框架:“森林生态系统服务过渡”。该框架描述了不同森林转型路径所产生的生态属性、商品和服务，它们在森林转型轨迹中如何变化，以及它们与现有森林的区别。我们用目前关于不同类型次生林产生的生态系统服务的文献，以及不同生态和社会背景下转变产生的驱动因素和服务的案例研究来支持这一概念。为了实现这一概念，我们使用现有数据集来估计不同森林过渡类型及其各自的生态系统服务套件的全球分布。
我们的论文结构如下。第一节通过总结森林转型文献，界定了与生态结果相关的森林转型类型学。第二部分借鉴生态学文献，重点介绍了新林的生态特征及其相关的生态系统服务功能。在第三部分，我们介绍了亚热带和热带森林过渡的四个案例研究，以提供不同的生态系统-服务过渡的例子，它们是如何产生的，以及它们是如何随时间变化的。在第四节中，我们综合了前几节，提出了概念性的“森林生态系统-服务功能转换曲线”，以说明不同森林转换类型产生的生态系统服务功能如何随着时间的推移而收敛和发散。在第五部分中，我们估计了全球不同森林过渡路径的流行程度，并应用我们的生态系统-服务过渡曲线来描述可能由不同恢复路径导致的生态系统服务的全球模式。
通过将细致入微的生态视角纳入主要基于社会科学的森林转型理论，我们的综合研究为理解和预测新森林随着时间的推移可以提供的生态系统产品和服务提供了一个框架。虽然目前的数据还不足以检验我们的框架，但我们相信我们的概念框架将有助于指导未来的研究，并使森林转型理论对政策和规划更有用。
森林转换类型学
森林转型是由社会经济条件的变化和残余森林的文化观念所驱动的，往往是一致的(Mather 1992)。鲁德尔等人(2005)确定了发生森林转变的两种主要途径:城市经济发展途径，即农村向城市的迁移为新森林在废弃的边际农业土地上自发再生创造了机会;森林稀缺途径，即森林减少加上对森林产品和服务的需求促使土地所有者和政府植树。Lambin和Meyfroidt(2010)将这种二分法扩展到热带地区出现的三种当代森林转型路径:小农农林复合路径，小农种植树木以加强土地利用，提高生产力，稳定作物产量(Rudel 2005, 2009, Tiffen et al. 1994);全球化路径——当代城市经济发展路径，其中农村贫困人口寻求就业并从国外汇款回国，可能减少当地农业活动(Aide和Grau 2004, Hecht等人2006);国家森林政策路径，即寻求实现经济和政治议程的“强国”将土地所有权正规化，保护和种植森林以阻止土壤退化，保护流域，或增加林产品供应(Mather 2007, Meyfroidt和Lambin 2008)。
当地环境和文化在上述途径中产生了差异，因此，结果不容易量化。文化显然会影响新森林的性质和拐点，以及是否存在森林过渡。尽管文化很重要——mather(1992)认为环境价值的变化、社会运动和政策也可以推动森林覆盖率的增加——Meyfroidt和Lambin(2008)和Rudel等人(2005)都没有强调文化驱动因素。但在美国、西欧和拉丁美洲部分地区观察到的森林转变过程中，由于文化原因，森林变得更有价值，它们也恢复了。文化价值、话语和宗教通常认为森林对于审美、娱乐和生物多样性和自然的精神欣赏很重要，因此有助于Lambin和Meyfroidt(2010)所描述的森林恢复途径。随着保护意识的传播，全球化转型已经发生(Brechin和Kempton 1994年，Schelhas和Pfeffer 2008年);当社区出于精神原因保护森林时，森林就会恢复，正如喜马拉雅森林所发生的那样(Lambin and Meyfroidt 2010)，最近的森林景观恢复“运动”很可能在未来十年产生区域转变(Kull et al. 2007, Schelhas and Pfeffer 2008, Lambin and Meyfroidt 2010)。即使在最贫穷的国家(如尼泊尔)也会发生文化转型，这在一定程度上反驳了森林转型主要由经济因素驱动，因此主要发生在更富裕的“发达”国家的观点(Lambin和Meyfroidt 2010)。
我们研究了三种不同森林转型路径的生态结果:经济增长、工业种植园再造林和小农农林复合/农场树木。这种类型将上述路径的不同社会驱动因素整合到一种类型中，在这种类型中，不同的路径与不同的生态结果相关(图1、图2)。我们的类型反映了鲁德尔等人(2005)描述的经济增长与森林稀缺的二分法，但它也将其森林稀缺路径(根据Lambin和Meyfroidt 2010)分开，以区分工业种植园再造林(大型商业树木种植园，一般由强大的国家和商业林业利益集团实施)从小农农林集约化(小规模植树和辅助再生，通常用于提供当地森林产品和服务)。通过我们的四个案例研究，我们还考虑了在森林稀缺和经济增长的情况下，文化因素对土地所有者行为的影响(Mather 1992, Robbins and Fraser 2003, Redman and Foster 2008)。我们详细阐述了社会-生态类型学的每一种途径，以说明每种途径如何产生不同的生态系统产品和服务(图2)。
当国家或地区实现城市化、农业现代化以及城市的工作和教育机会吸引人们离开土地时，经济发展途径就会出现。由于农场劳动能力的减少和农业生产中减少劳动力技术的日益普及，农民在更平坦、更肥沃的土地上进行机械化和集约化生产，放弃边际土地(Rudel et al. 2005)。在某些情况下，森林在这些土地上自发再生(Bentley 1989, Aide and Grau 2004, Daniels 2010)。同样，当经济崩溃和政府补贴的撤销导致农民放弃农业用地时，森林也得到了再生，苏联解体后古巴和东欧就发生了这种情况(Kuemmerle et al. 2011, Alvarez et al. 2013)。
由经济驱动的转型所产生的森林类型因环境和周围的森林景观而异。废弃土地上的植被再生范围从肥沃多产的森林(Thomlinson等人，1996年，Chazdon 2003年，2008年)到草地和灌木林(如果没有干预，土地严重退化，无法再生)(Holl等人，2000年，Wilson和Rhemtulla 2016年)。被完整森林包围的地区的再生往往比大面积砍伐地区有更多的本地物种、更高的多样性和空间连通性(Holl et al. 2000, Sloan et al. 2015)。在城市周边地区，由于经济增长而产生的新森林(例如，管理公园、种植园)有时类似于由于森林稀缺转变而产生的“简化”森林，而且往往含有相对较高比例的非本地物种。这些森林也可能是短暂的，如果土地价值上升，就会被清除(Grau et al. 2003, Padoch 2007, Padoch et al. 2008, Lugo 2009, Gutierrez and Grau 2014)。森林物种组成和完整性的变化取决于土地所有者是完全放弃土地，还是在景观中保持较少或重复的存在(Hecht和Saatchi 2007)，以及迁移是长距离的，因此更“永久”还是局部/周期性(Waters 1997, Schmook和Radel 2008)。
如果森林在国家、区域或地方/家庭层面被认为是稀缺的，那么森林覆盖可能会随着人们有意植树而扩大(Mather 1992, Rudel et al. 2005, Rudel 2009)。政府可能会补贴种植园，以生产林产品和商品(如木材、棕榈油)或稳定因砍伐森林而退化的地区的土地(Mather 1992, Rudel等人，2005,Sloan 2016)，从而可能产生工业种植园转型。这些森林不同于天然林，但仍被包括在许多国家和全球对树木和森林覆盖的估计中(粮农组织2015年，Chazdon等人2016年)。国家推动的重新造林受到社会和文化进程的调节，因此不一定反映“客观的”森林稀缺性。在价格表明稀缺(如印度尼西亚)或缺乏基本森林服务(如越南)的地方，也可能发生这种情况(Mather 2007)。同样，在区域一级，社区和市政当局可以植树来保护或恢复生态系统服务，例如水或非木材森林产品(NTFPs) (Wilson 2015)，或为日益增长的需求提供森林产品(例如，巴西钢铁行业的燃料)(Sonter et al. 2014)。在国家和区域尺度上，在稀缺驱动的过渡中，“新森林”的分布受到土地价值的严重影响，有时仅限于其他土地使用者放弃或废弃的非生产性高地(Grau et al. 2003, Laclau 2003, Padoch et al. 2008)，尽管市场信号或当地价值偶尔可能会扭转这些预期的“核心-外围”模式(Foster and Rosenzweig 2003, Sloan 2016)。
在地方范围内，森林产品(如柴火、木材、粮食作物)和服务(如土壤维护、侵蚀控制、遮荫)的稀缺可以促使小农在农场内部和周围种植或保护森林覆盖，以提高家庭生产和恢复力，从而实现小农农林复合转型(Reij et al. 2005, Reij 2006, Rudel 2009, Wilson 2015)。尽管规模较小，但广泛的农林业集约化在非洲范围内已经在森林覆盖方面取得了显著的国家规模收益(Reij 2006)。与其他形式的重新造林相比，农用林业往往是劳动密集型的，而且往往非常功利;因此，农林复合林通常与农村人口密度呈正相关(Rudel et al. 2005, Rudel 2009)。
无论规模如何，稀缺驱动的转型(包括工业人工林和小农农林业)通常会产生与最初砍伐的森林不同的社会生态属性的人为森林(人工林，农林业)(图1，图2)。特别是，这些功利森林通常比原生林具有更简单的结构(树木大小，年龄，物种组成)。并含有具有高商业价值或多种用途的物种(Wilson and Rhemtulla 2016)。工业人工林的这种生态简化通常比农用林更严重(Bhagwat et al. 2008, Chazdon et al. 2016)。
文化和社会进程的变化形成了上述路径，也可以导致森林的再生。森林覆盖可能会增加，因为人们鼓励或允许人们出于娱乐或精神原因重返森林，因为他们相信森林具有内在价值，或为了保护生物多样性。经济发展(Stern 2004年)和森林稀缺(Wilson 2015年)可以促进文化变化，例如，不断增长的中产阶级希望森林作为娱乐和自然设施(Locatelli等人，2017年)。但是，文化变化也受到跨越这些范式的社会运动和过程的影响和推动。人们对森林的看法或价值的变化可能通过全球化在远离原始来源的地方实现:环保主义的兴起和全球传播(Brechin和Kempton 1994年，Schelhas和Pfeffer 2008年);国际倡议(例如波恩挑战，目标是到2020年恢复1.5亿公顷被砍伐的土地，以及联合国可持续发展目标)(Kull et al. 2007, Schelhas and Pfeffer 2008, Lambin and Meyfroidt 2010);植树文化及相关组织和活动(Brechin 1997, Cohen 2004);以及社会对森林作物的需求，如树荫咖啡(Perfecto et al. 1996)。当当地社区安装生物多样性的原生森林恢复种植园时，当地文化驱动的举措也可以产生转变(Diaz等人，2009年，Piotto等人，2010年，Potvin等人，2011年)，就像厄瓜多尔以森林为导向的“回归土地”可持续生产运动中发生的那样(Wilson 2015年)。因此，文化变迁可以跨越其他类型的途径，在一系列不同的背景下产生各种不同的森林类型。
森林转型的生态后果
森林过渡与所有土地利用和覆盖变化一样，对生物多样性和生态系统功能产生影响。然而，这些往往没有得到充分重视，因为森林转型文献涉及了森林覆盖的总体变化，而忽略了重要的生态特征，如森林年龄、物种组成、垂直结构或除最严重的退化水平外的所有退化(Lund 2009年，粮农组织2011年，Hansen等人2014年，Putz和Romero 2014年，Tropek等人2014年，Chazdon等人2016年，但参见Kauppi等人2006年)。已知不同类型和年龄的森林支持不同类型的物种、生物多样性、生物量以及其他结构和功能特征(Bhagwat et al. 2008, Dent and Wright 2009, Klanderud et al. 2010, Chai and Tanner 2011, Martin et al. 2013, Putz and Romero 2014)。然而，森林转变理论未能系统地解释森林类型和动态的生物物理差异，包括在拐点保留的原始森林的数量和分布，森林恢复的速度和程度，以及由此产生的新森林的类型(Perz 2007)。下面将讨论这些问题与森林过渡所涉生态问题的关系。
森林覆盖拐点与原始森林覆盖
在世界许多地区，现有森林覆盖的一半以上是次生森林(包括自然再生森林和人工林)(粮农组织2015年)。新森林具有不同于原生林以及彼此不同的生态和社会属性，最终为当地和全球用户提供不同的服务和商品(Pascarella等人，2000年，Kanowiski等人，2005年，Bhagwat等人，2008年)。森林转变所涉生态问题因原始森林被清除或退化的程度以及同时发生森林砍伐和重新造林的程度而异。森林覆盖扩大和缩小的地区在地理位置上也往往不同(即低地的森林砍伐和高原的重新造林)，这将影响过渡后提供的服务，特别是在地形梯度陡峭的地区(Redo et al. 2012, Aide et al. 2013, Nanni and Grau 2014)。如果随着森林的再生，原生林继续被砍伐，或者如果拐点出现在低水平的森林覆盖下，与剩余更多原生林覆盖时发生的转变相比，即使森林覆盖大幅增加也可能无法维持森林生态价值(如原生物种多样性)(Mather 1992, Gibson等，2011,Dent和Wright 2009)。原生林是附近次生林原生繁殖体的重要来源(Dent and Wright 2009, Holl et al. 2000, Chazdon 2014);如果没有它们，次生林的生物多样性潜力将大大降低(Gibson et al. 2011)。
森林转型前原始森林枯竭的程度部分与转型的驱动因素有关(Mather 1992)，也与森林砍伐和再造林驱动因素的同时性有关(Grainger 1995, Sloan 2008)。森林稀缺性转变最有可能发生在原始森林枯竭到临界水平时，但也可能在原始森林被清除时开始(Grainger 1995年，Mather 1992年)。在某些情况下，种植园取代了原生林(Rudel et al. 2016)，如东南亚的油棕和金合欢树，这进一步退化了原生森林(Chazdon et al. 2016)。在欧洲历史背景下，森林转型时原始森林的保留程度在不同国家之间有所不同，部分原因是人口变化、农业集约化或其他外部经济力量(Mather 1992)。在过去的两个世纪里，国家拐点出现在森林覆盖越来越大的水平上(Rudel et al. 2005)，这可能是由于全球对森林保护的文化态度，尽管确切原因尚不清楚(Rudel，个人沟通)。
热带次生林的生态系统服务
热带次生林可能需要几十年甚至几百年才能达到原生林的植物物种多样性(Lamb et al. 2005, Klanderud et al. 2010, Chazdon 2014)。新森林的生态特性彼此之间以及与原始森林的生态特性在不同方面存在差异，这取决于正在进行的使用和管理、过去的土地使用、景观属性以及可用或使用的物种，这些因素在我们的三种森林过渡类型中有系统的差异。
自发再生森林
在环境条件允许的情况下，当其他土地用途(如农业、牧场)停止时，森林会自发再生，这可能发生在土地被遗弃或有意保护的情况下(Chazdon 2014)。在森林转型文献中，研究人员通常将自发再生归因于向更密集的耕作方式的转变，这导致农民放弃边际土地，集中在最肥沃和/或可进入的地区耕作，或者是由于农村人口减少导致农业活动下降(Mather 1992, Aide and Grau 2004, Rudel et al. 2005)。但森林有时也不能自发再生。具有长期土地利用和清理历史的生产力较低的地区在没有援助的情况下恢复的可能性最小(Aide等人，2010年，Mulligan 2010年，Young 2011年)。以非原生的、有时是入侵的、易着火的草类和其他竞争性植被为主的毁林地区也会阻碍或排除森林恢复(Aide et al. 2010)。
自发再生的森林通常会迅速积累地上生物量，并隔离大量的碳，尽管将地上和土壤碳都考虑在内，即使在80年后，大多数森林的生物量仍低于成熟森林(Martin et al. 2013, Chazdon 2014, Poorter et al. 2016)。然而，在自发再生林中，植物物种的多样性和组成往往与原生林相差几十年甚至几百年(Lamb et al. 2005, Dent and Wright 2009, Klanderud et al. 2010, Chai and Tanner 2011, Martin et al. 2013)。森林植物物种组成和多样性取决于过去土地利用的持续时间和强度、剩余原始森林的数量和可用物种库(其中可能包括非本土树木繁殖体)(Uhl等人，1988年，Aide等人，2000年，Guariguata和Ostertag, 2001年，Chazdon等人，2003年，Foster等人，2003年，Styger等人，2007年，Cramer等人，2008年)。自发再生森林也是木材和非木材产品(例如，为许多当地人提供食物、药品和柴火)的来源，而且往往比当地原始森林包含更多在文化和经济上“有用”的物种(Kirby and Potvin 2007, Wilson and Rhemtulla 2016)。
工业种植园
在热带地区，工业种植园是最常见的人工“森林”类型之一，通常是单一树种的非本土物种(如柚木、桉树、松树、橡胶、油棕)(粮农组织2010年，Rudel 2009年，Payn等人2015年)。速生树木的种植园可以吸收大量的碳，其吸收速率高于天然次生林(Kraenzel et al. 2003)。如果将收获的木材用于长期建设，并对种植园进行再生，则这些碳可能仍会被封存(Oliver等人，2014年)，但种植园重新造林仍然是长期碳封存的相对风险选择，因为它们容易受到虫害爆发、风和火灾的影响，会将储存的碳释放到大气中(Jactel等人，2005年，Abbas等人，2016年)。
人工林可以在短短10年内收获，从而迅速生产木材、燃料或纸浆，往往以牺牲其他生态系统服务为代价。一些人工林在下层植被中容纳了高度多样化的植物群落(Lugo 1997)，但有些人工林也会释放毒素，阻止其他树木生长。管理人员还经常采用技术来减少下层植被和自然树木的招募。一般来说，人工林的结构要比原生森林简单得多，可以容纳更少的动物和植物(Healey和Gara 2003, Kanowiski et al. 2005)。
人工林通常在恶劣的条件下生长良好，但也会使土壤退化，例如，在边缘地区生长的快速生长的商业树种(如柚木)会抑制下层植被的生长(Healey和Gara 2003, Zhang et al. 2010)。根据环境及其在景观中的位置，种植园可以增加水资源和缓解洪水，但它们也可能消耗大量的水，从而减少河流流量和地下水补给(O’loughlin和Nambiar 2001, Jackson等人，2005)。人工林对水文功能的净影响既不明确，又依赖于环境。
农用森林和农场树木
农场树木包括农林系统、家庭种植园(通常比工业种植园更小、更多样化)、防风林和果园，这些都是为了稳定、多样化或加强农业或牧业活动而设计的。农林业包括多种系统，从种植的树篱和牧草树到在古老的原生森林下层生长的作物(如咖啡)(Schroth et al. 2004)。农林复合和其他农场树木系统通常涉及植树或协助自然再生(Schroth等人，2004年)。
农林复合系统固碳量因系统类型的不同而有很大差异。与种植园一样，许多农林业和农场树木系统的设计初衷并不是为了实现永久森林覆盖，而是种植、清除或减薄，然后再生或重新种植(Schroth等人，2004年)，这可能会损害长期碳固存和生物多样性效益。这些系统还可以为景观中的许多森林物种提供宝贵的避难所。然而，野生动物物种通常不是最受威胁的，也不是那些与人类发生冲突的物种，如大型食肉动物或食草动物(Montagnini和Nair 2004年，Jose 2009年，Power 2010年，Tscharntke等人2012年)。一般来说，农林复合系统的生物多样性比其他类型的农业更丰富，但仍比原生林含有更少的本地物种，可能除了天然林生物多样性相对较低的地区(McNeely和Schroth 2006, Schroth和Harvey 2007, Bhagwat等人2008,Power 2010, Phalan等人2011,Reji等人2011,Kremen和Miles 2012)。
与原生森林和种植园相比，农林业系统往往生产相对较多的粮食和其他非森林产品。由于农林复合林的实施规模往往较小，因此可以在景观中进行战略性定位，以最大限度地发挥服务作用;例如，在流域保护水资源，在易受侵蚀地区，在原始森林碎片周围的缓冲区保护生物多样性，以及在森林牧区系统中提高牧场生产力(Nair和Garrity 2012, Calle等人2013,McGroddy等人2015)。
森林转换类型的案例研究
为了说明不同类型的转变所产生的生态系统服务的多样性和变化，我们介绍了来自世界各地发生不同类型森林转变的案例研究(方框1-4)。案例选择:(1)描述了一系列不同类型的转换;(2)已发表了有关生态系统服务功能的研究;(3)在我们的合著者拥有专业知识和获取环境和生态系统服务数据的地方。我们描述了每个站点的森林和土地使用的地理和历史，并比较了提供给主要森林参考站点的服务(图2，框1-4)。我们关注的是可以直接比较(最好是定量比较)的生态系统服务，以及在当地和全球范围内受到人们高度重视的生态系统服务。
由不同的过渡类型产生的新森林提供了不同的商品和服务组合(图3)。我们观察到，与原始森林基线相比，在所有森林过渡类型中，对人们直接有用的服务(如木材、非木制木材)增加了，而不那么直接/明显效用的服务(如:(图3)。这与山区重新造林后对生态服务权衡的其他综述一致(Locatelli et al. 2017)，并强调了新兴森林景观及其生态系统的人为性质(Lugo 2009)。案例研究还表明，新森林的空间格局很重要:在我们所有的案例研究中，重新造林都集中在靠近水源或含水层的地方，这导致森林转型后单位面积的供水服务相对较高。
地理位置米西奥内斯是一个省(约3万公里)2)，位于亚热带的阿根廷(24-26ºS)，其中包括大西洋森林的最大连续区域之一，这是一个高度多样化的生态区。
历史: Misiones在20世纪90年代达到了森林覆盖面积的最低点(Chevez和Hilgert 2003年)，当时政府停止砍伐森林的举措包括建立一个生物圈保护区和几个省级保护区。
新森林:新森林主要扩展为北美松树种植园(松果体ellioti而且p . taeda)用于纸浆、纸张和锯木。由大公司拥有的种植园主要建立在以前用于轮作农业的土地上，并建立了管理景观，在原生森林斑块之间创建了河岸林带和走廊。自那以后，原生森林覆盖率一直保持稳定，而且由于保护区选择性砍伐的减少，森林的生物多样性可能正在恢复。由于政府限制和城乡移民，森林砍伐的主要历史驱动因素——农业转移已经放缓(Izquierdo et al. 2011)。
生态系统服务与产品:研究发现，这些人工林的生物量和碳含量甚至高于原生森林(Fassola et al. 2009)。将这些种植园战略性地安置在流域和易受侵蚀地区，意味着单位森林面积上，它们提供的流域和土壤服务也更大(Izquierdo和Clark 2012)。人工林的生物多样性比原生森林低得多，但它们确实为某些物种提供了栖息地，特别是在与走廊相连的地方，它们经常充当原生森林的缓冲区，限制了美洲虎、野猪和其他大型脊椎动物的进入，扩大了它们的栖息地(Di Bittetti等人，2006年，Paviolo等人，2008年，Zurita等人，2006年)。该省的经济依赖森林生产工业林产品和旅游业(Izquierdo等，2008年)。种植园不用于娱乐或审美目的(但用于缓冲保护区)。人工林生产大量木材和纸浆。非用材林产品减少，因为种植园主要生产木材，而保护区和种植园越来越限制当地居民进入原生森林。
地理位置:萨赫勒地区是半干旱地区(年降雨量100-600毫米－1)南部亚热带苏丹林地和北部撒哈拉沙漠之间的过渡生态区。它主要是热带稀树草原、草原和灌木丛。
历史传统上，人们广泛放牧或迁徙放牧，种植小米和高粱以维持生计。在20世纪70年代和80年代的干旱之后，萨赫勒地区(特别是乍得和布基纳法索)经历了“绿化”，因为降水水平恢复正常(Herrmann等人，2005年，Hickler等人，2005年，Olsson 2012年，Seaquist等人，2009年)，人们采用了适应性土地管理技术(Rasmussen等人，2001年，Mortimore和Turner 2005年，Olsson等人，2005年，Reij等人，2005年，Reij 2006年，Reij和Waters-Bayer 2014年)。
新森林为应对干旱，土地所有者通过保护年轻森林来加强水土保持，以提高农业生态生产和恢复力(Reij 2006)，并在较小程度上植树(Reij et al. 2005)。这些做法所产生的森林树木密度与未管理的林地相当或更好(Mortimore和Turner 2005, Reij等，2005)。大多数新森林生长在管理地区和人口密度相对较高的地区，即使人们继续沿着开放获取的边缘退化森林(Mortimore和Turner 2005年，Mortimore和Adams 2001年)。树木经济权利从国家到个人土地所有者的明显转变极大地加强了这些努力(Reij和Waters-Bayer 2014)。
生态系统服务与产品:碳封存是重要的(Olsson 2012)，因为新的茂密森林横跨广阔的地区(Mortimore和Turner 2005, Reij 2006)。生物多样性可能增加，因为新森林包含许多稀有的本地树种(89%的此类树种仅在管理土地上发现)(Reij et al. 2005)。燃料木材和木材也有所增加(Mortimore and Turner 2005, Rudel 2005: Ch.7)，但没有其他关于非木制木材的数据。地下水位升高(> m)和当地降雨(+30%)归因于水土保持工作，包括重新造林(Reij等，2005年)。谷物产量(Reij et al. 2005)和饲料产量也在重新造林后有所增加(Mortimore and Turner 2005, Rudel 2005: Ch.7)，但这是间接和部分归因于树木覆盖率的增加。
地理位置瓜纳卡斯特是一个省(10,141公里)2)位于哥斯达黎加西北部(北纬10.6°)。东部的火山向下延伸至太平洋沿岸的广阔冲积平原和海滩。自然植被以热带干燥森林为主。
历史到1975年，广泛的森林砍伐使该省的森林覆盖率减少到23.6%。在国际牛肉市场和有利的养牛政策的推动下，不断扩大的公路网使被赶出该国其他地区的小农得以开拓土地，政府政策鼓励森林砍伐(Calvo-Alvarado et al. 2009)。
新森林:在1979年至1986年森林砍伐率非常低的一段时间后，森林覆盖率开始增加，并在2005年扩大到全省的47.9% (Kleinn et al. 2002)。这一转变归因于城市化、牛肉产业的衰落、农业就业的急剧下降、服务业就业的上升(特别是旅游业)、低地农业集约化以及保护政策，包括保护区的建立、生态系统服务的支付、对木材开采和森林砍伐的限制(Calvo-Alvarado et al. 2009, Daniels 2010, McLennan and Garvin 2012)。自然再生主导着新森林，尽管最早在具有海岸景观的丘陵地形上的再生后来被清除并碎片化，用于旅游和房地产开发(Calvo-Alvarado等，2009)，并且树木种植园集中在平坦的土地上(Morera等，2007)。
生态系统服务与产品:原生林的碳储量远高于再生林(9年后和21年后)(Hall et al. 2012)。新森林通常战略性地位于“森林保护区”，这些保护区是为提供饮用水和生物多样性走廊而设立的，并解决河流走廊保护法的问题，单位森林面积的水改善率可能很高(Mata 2004)。原生林的生物多样性最高，但再生林的生物多样性往往高于人工林和非林区(Hall et al. 2012)。随着森林的恢复，由于栖息地的增加、更强的连通性和更低的边面积比，生物多样性也会增加(Hall et al. 2012)。然而，由于复杂的授粉和迁徙模式，碎片化的景观不太可能达到完整森林的生物多样性(Frankie et al. 2004)。大多数采伐的木材来自柚木种植园(Piotto et al. 2004)。从农村向城市生活方式的转变，以及使用薪柴做饭的家庭数量急剧减少，可能意味着非木材木材(包括薪柴)对生计的重要性正在降低(Calvo-Alvarado等人，2009年)。
地理位置因塔格山谷(因巴布拉，厄瓜多尔)是厄瓜多尔安第斯山脉西部的一个地区。谷地海拔1100-3700米，年降水量1600-2400毫米。植被范围从山前到山顶云雾林，在较高的海拔有草地。
历史:因塔格密集的云雾林在20世纪70年代、80年代和90年代被迅速清除，用于农业和畜牧业(Sarmiento 2002, Kocian et al. 2011)。森林被砍伐(有时是在提取木材后)，烧毁，种植作物，然后变成牧场。像许多安第斯地貌一样，土壤肥力在过去几十年里有所下降(Jokisch 2002, Mayer 2002)。1991年至2001年间，牧场和农田的扩张以完整和退化的森林为代价，山谷东北部失去了37%的原始森林(Wilson 2015)。
新森林当前位置为了应对森林砍伐导致的水质严重下降和季节性干旱，20世纪90年代，一个当地非政府组织帮助社区建立了40多个社区流域保护区，用于重新造林。森林覆盖率拐点出现在21世纪初，覆盖率为40%，在2001年至2010年期间，森林恢复了26%的土地面积，净增长了3%。通过采用农林业，沿水道种植本地物种，以及在农田和牧场上自发再生，森林恢复了。
生态系统服务与产品:该地区原始森林的碳储量仍然是年轻的自然再生和恢复森林的六倍多(S. Wilson，未发表的数据)。原生林多样性是人工林的2倍，是自发再生林的4倍，前者物种较少，以早期演替树种为主，木材密度低。人工林比自发再生林具有更高的树木多样性(Wilson and Rhemtulla 2016)，而农用林具有中等多样性(S. Wilson，未发表的数据)。居民报告说，由于在水道周围经常建立新的森林(天然的、人工的、农林复合的)，水质有所改善。然而，与过去相比，水质和水量仍然较低，可能需要数年时间才能恢复到森林砍伐前的状态(Bruijnzeelet al. 2010)。在植树的过程中，人们开始重视树木提供的服务，并开发了树木的新用途。主要的森林产品是薪柴和木材。人工种植的森林含有更多用于木材的物种，而自然再生的森林含有更多用于木柴的物种。人工造林比原始森林和自然再生林含有更多的非木制木材(用于肥料、食品、牲畜饲料和药物)。因此，与原生林相比，还原林单位森林面积的木材和非木制木材潜在价值更高(Wilson and Rhemtulla 2016)。
森林生态系统-服务功能转换曲线
我们的文献综述和案例研究表明，不同的社会经济变化产生不同类型的再造林，最终产生不同的生态系统服务组合。随着森林的成熟和生长，这些组合在森林过渡的过程中非线性地变化和发展。为了描述这种与再造林相一致的生态系统服务的发展，我们提出了概念上的“森林生态系统-服务过渡曲线”(图4)，它说明了生态系统服务的类型、数量和轨迹是如何在每种过渡类型的过程中变化的。这些曲线提供了一个框架，用于可视化可能由不同类型的过渡产生的生态系统服务，并用于估计在不同情况下从初级森林覆盖过渡到次生森林覆盖的长期影响。这里提出的概念曲线简化了实际再造林结果的可变性，并不是严格定量的(Norden et al. 2015)。相反，它们指示了在给定类型的森林转换之后我们可能期望的给定服务的相对数量。这些估计结果是基于我们对文献的总结，以及通过PARTNERS再造林研究网络(http://partners-rcn.org/)。
生态系统-服务曲线说明了不同森林转型类型在地方、国家或区域尺度上的生态影响(Vallet et al. 2016)。在一定规模上，所产生的生态系统服务将取决于主要的再造林类型。为了研究模式并确定这些组合随时间的生态影响，在下一节中，我们估计了不同类型的再造林的全球分布。
森林过渡类型的全球分布
我们估计了新森林类型(对应于我们的森林过渡类型)在世界不同国家的扩展程度。这一分析说明了不同形式的再造林的相对全球范围，进而说明了其生态系统服务的组合。但更重要的是，它将我们的曲线作为评估森林转变的生态效应的框架。
在我们的分析中，我们估计了2000年至2012年森林覆盖总收益最大的52个国家的主要再造林形式(人工林、农林业、天然和混合)，与国家面积成正比(表1、图5)。人工林再造林的特点是最近建立的人工林，农林业的特点是名义农业土地上的森林更新，以及其他地区森林再生的自发再生(可能是由于经济增长)。我们还定义了一个“混合”再造林类别，在这个类别中，人工林再造林和农林业或自发再生都在一个给定的国家中处于较高水平(> 40%)(表1)。我们的方法概述在附录1中，最终的国家分类见表1。
全球不同类型的再生流行率
一般来说，大多数国家都有一种以上森林类型的可观再生(图6A)，这说明了森林过渡的复杂性。然而，在区域生态服务转变方面，仍有一些明显的趋势。
主要的再造林类型倾向于按区域分组(图6)。在人口密度较高的区域(如中美洲、西欧、日本、东南亚部分地区)，人工林占新增森林的大部分。这种模式意味着木材、纤维和短期碳封存可能是过渡带来的主要服务，而生物多样性、非木材森林产品和美学或精神价值可能不那么常见。另一方面，种植园往往是出于功利目的而有意建立的，在人类主导的景观中发挥着明显的作用，这可能会增加它们持续存在的可能性。
人口密度较低的地区(例如北纬北方地区和南美洲)往往会通过自发再生表现出转变，人口密度较高的亚太地区也是如此(Rudel et al. 2016)。自发再生过渡是全球南部最常见的类型，一般来说，这可能是由于整个地区农村-城市迁移的高水平(Aide和Grau 2004, Güneralp和Seto 2013, Hecht等人2015)。这一模式与粮农组织森林资源评估数据所定义的“热带森林转型”情况相矛盾，该数据表明，大多数热带森林转型都是通过人工林再造林实现的(Sloan和Sayer, 2015年)。这种差异对生态的影响是巨大的;虽然人工林过渡往往产生较低的生物多样性，但自发再生森林的生物多样性可能相对较高。因此，我们分析的大多数国家都经历了自发再生的转变，这对生物多样性来说是个好消息，尤其是这些转变在全球南部和拉丁美洲发生得不均匀，从全球角度来看，那里的森林生物多样性往往最高(Aide and Grau 2004, Kreft and Jetz 2007)。
农林复合和混合过渡类型在欧洲和群岛(加勒比、菲律宾)最为常见(图6B)。欧洲有许多私营、小规模森林和可持续森林管理企业(Nabuurs等人，2007年，MacDicken等人，2015年)，这可以解释那里的流行。预计菲律宾和加勒比地区的转型将产生粮食生产和相关服务(例如水)。
总体而言，我们的全球分析表明，森林转型在不同背景下产生不同“类型”的新森林，从而导致地理分布的不同服务组。预测某一过渡类型将产生的服务将有助于管理人员、政府、社区和决策者理解、预测和规划当前和未来人们有望从当地和全球森林过渡中获得的服务。
结论
森林过渡理论为描述以前被忽视的森林覆盖扩张过程提供了一个强有力的框架。使用简化度量——无差别森林覆盖——促进了该理论的广泛应用(Rudel等人，2005年，Chazdon等人，2016年)。然而，森林覆盖本身并不能说明森林转变所提供的生态系统服务，因为它们是由各种社会-生态驱动因素驱动的，这些驱动因素产生了具有不同生态功能的不同森林类型，并最终产生了不同的生态系统服务。我们的森林生态系统-服务功能过渡曲线为理解这一全球森林变化提供了一个框架，它超越了对森林覆盖的粗略估计(图1、图4)。该框架说明了在不同情况下，随着森林的砍伐和恢复，再造林的效益如何随时间变化。将基本的社会和生态条件与它们所产生的不同新森林以及相关的商品和服务水平联系起来，可以帮助规划者和决策者促进和调整不同的森林恢复战略。
我们提供了森林和生态系统服务转变的概述，并结合详细的当地例子。“森林生态系统-服务过渡”概念只会变得更加严格，适用于描述获得和失去的服务，因为全球数据集得到改进，并与详细的个案研究有系统地联系起来。由于缺乏区分次生林类型的一致全球数据集，我们对区域主要再造林类型的全球分析受到限制(Hansen等人，2013年，Chazdon等人，2016年)。这一限制突出表明，目前还不存在关于农林业的全球空间数据，需要更好的遥感产品来区分新的森林类型。尽管存在一些技术来识别随时间变化的森林类型(Fagan et al. 2015)，但它们仅在相对较小的范围内应用。将基于卫星的生态功能指标与关于土地利用和人口的普查统计数据相结合，或与参与性遥感方法相结合，是产生更严格的森林类型分类的潜在途径(Chazdon等人，2016年)。一个补充性和有前景(但劳动密集型)的途径是使用高分辨率卫星图像对农林业和人工林进行可视化解释，就像在区域尺度上(Miettinen和Liew 2010年)和对特定国家(世界资源研究所全球森林观察)所做的那样http://www.globalforestwatch.org/)。
案例研究提供了细致入微的分析，整合了不同的经济和文化因素，展示了复杂的森林恢复模式，并提供了关于生态系统服务的相应数据，正如我们所证明的那样。案例研究的元分析有可能完善我们的生态系统-服务转换模型。但迄今为止，追踪多种服务的案例研究很少，而且案例研究数据往往不完整。我们发现，在许多情况下，一个或两个生态系统服务被量化了，但定量比较的范围受到限制，因为在测量哪些服务、使用哪些指标以及相对于哪个基线方面，这些情况之间缺乏一致性。需要进行案例研究，以:(1)研究不同类型次生林在不同年龄产生的广泛的生态系统服务，(2)使用可比指标集来评估这些服务。森林生态系统服务框架可作为在代表重要案例的具体地点设计研究的指南。
尽管数据有限，但我们的分析说明了森林转变在社会、生态和区域上为何以及如何彼此不同。不同形式的再造林比例及其相应的生态系统服务组合在世界不同区域之间差别很大。根据我们的框架和全球分析，在全球南部，特别是拉丁美洲，生物多样性可能相对较高(相对于其他形式的重新造林)(尽管仍低于被砍伐的原始森林)。在西欧和亚太地区的种植园过渡地区，木材、碳和纤维的产量可能很高，部分原因可能是在这些人口密度高的地区，这些服务的稀缺性更明显(Mather 1992, Rudel et al. 2005)。菲律宾、加勒比和欧洲其他地区可能会出现广泛的服务，这些地区有混合过渡和农林过渡。
我们的案例研究表明，新森林类型的模式反映了潜在社会、经济和生态条件的差异。这在促进森林恢复的容易程度(通过教育、政策和管理)和预测它们最终产生的一系列生态系统服务方面(Sloan 2015, 2016)，既带来了挑战，也带来了优势。然而，新森林和森林过渡为部分扭转历史环境退化提供了重要机会。由于不同的森林转型类型带来不同的共同效益，决策者和从业人员可以使用我们的框架来指导选择促进何种类型的转型，以在区域和全球范围内实现特定的最终目标，例如在REDD+或波恩挑战等多边再造林倡议的背景下。
我们的研究指出了一种特殊的双赢，即森林的转变可能会加强土壤和流域的保护，因为新的森林往往位于河流和陡峭的地区，与工业化农业的竞争最小。这种模式的出现既源于有意的行为(例如，建立种植园或森林以保护供水)，也源于农业集约化的副产品(例如，当农业技术引进和边际土地被遗弃时)，而且它可以在其他地方进行战略建设。
关于不同服务的规划，在农林业过渡中碳固存相对较低，而在工业种植园中生物多样性的恢复可能较低。自然再生森林通常具有最高的生物多样性和相对较大的生物量，但往往提供较少的供应和有经济价值的服务。了解不同社会经济驱动因素产生不同森林转型类型的趋势，为我们提供了一个机会，以满足人口需求的方式促进和管理新森林，并有助于实现减轻气候变化和生物多样性丧失等环境目标。beplay竞技我们鼓励其他研究人员详细阐述和测试我们所概述的森林生态服务转换曲线，并为政策应用开发这一框架。
致谢
作者要感谢PARTNERS恢复网络成员对这项工作的支持;尤其是Robin Chazdon和Tom Rudel在论文设计和编辑阶段的贡献;森林转换工作组的成员，以及那些为我们的排名工作做出贡献的人。伙伴计划的资金由国家科学基金会提供。
文献引用
阿巴斯，J. E.尼科尔，G. A.费舍尔，2016。热带森林再生70年展望。全环境科学544:544 - 552。http://dx.doi.org/10.1016/j.scitotenv.2015.11.171
助理，t.m.， M. L.克拉克，H. R.格劳，D. López-Carr, M. A.列维，D.雷多，M.博尼拉-莫赫诺，G.里纳，M. J. Andrade-Núñez和M. Muñiz。2013.拉丁美洲和加勒比的森林砍伐和重新造林(2001-2010年)。《45(2): 262 - 271。http://dx.doi.org/10.1111/j.1744-7429.2012.00908.x
助理t.m.和H. R.格劳，2004年。全球化、移民和拉丁美洲生态系统。科学305:1915 - 1916。http://dx.doi.org/10.1126/science.1103179
《助手》，t.m.， M. C.鲁伊斯-哈恩，H. R.格劳，2010。热带山地云雾林恢复状态如何?101 - 110页在L. A. Bruijnzeel, F. N. Scatena和L. S. Hamilton，编辑。热带山地云雾林:保护和管理科学．剑桥大学出版社，剑桥。
助手，t.m.， J. K.齐默尔曼，J. B.帕斯卡拉，L.里韦拉和H.马尔卡诺-维加。2000.热带废弃牧场时间序列中的森林再生:对恢复生态学的影响。恢复生态学8:328 - 338。http://dx.doi.org/10.1046/j.1526-100x.2000.80048.x
阿尔瓦雷斯，J. A.， P. E.维拉格拉，R.维拉巴，G.德班迪，2013。修剪强度和树径对多茎扦插的影响Prosopis flexuosa阿根廷中央山的树木。森林生态与管理310:857 - 864。http://dx.doi.org/10.1016/j.foreco.2013.09.033
安戈尼斯，J. G.和H. R.格劳，2014。阿根廷西北部亚热带城市周边地区土地覆盖变化的互换和持续性评估。景观与城市规划127:83 - 93。http://dx.doi.org/10.1016/j.landurbplan.2014.01.021
本特利，j.w. 1989。面包林和新田地:葡萄牙小林地所有者的再造林和森林清理生态。森林保护史33(4): 188 - 195。http://dx.doi.org/10.2307/4005155
巴格瓦特，K. J.威利斯，H. J.伯克斯，R. J.惠特克，2008。农林复合:热带生物多样性的避难所?生态学与进化趋势23:261 - 267。http://dx.doi.org/10.1016/j.tree.2008.01.005
布莱金，1997。在发展中国家植树:国际组织的社会学．约翰霍普金斯大学出版社，美国马里兰州巴尔的摩。
布莱辛，S. R.和W.肯普顿，1994。全球环保主义:对后唯物主义命题的挑战?社会科学季刊75:245 - 269。
布朗，S.和A. E.卢戈，1990。热带次生林。热带生态学杂志6(1):学会年会。http://dx.doi.org/10.1017/S0266467400003989
布鲁伊jnzeel, S.， F. Scatena和L. S. Hamilton，编辑。2010.热带山地云雾林:保护和管理科学．剑桥大学出版社。http://dx.doi.org/10.1017/CBO9780511778384
Calle, Z.， E. Murgueitio, J. Chará， C. H. Molina, A. F. Zuluaga，和A. Calle. 2013。在哥伦比亚扩大密集森林牧养系统的战略。可持续林业杂志32:677 - 693。http://dx.doi.org/10.1080/10549811.2013.817338
卡尔沃-阿尔瓦拉多，J. B.麦克伦南，A. Sánchez-Azofeifa, T.加文。2009。哥斯达黎加瓜纳卡斯特的森林砍伐和森林恢复:保护政策的背景。森林生态与管理258:931 - 940。http://dx.doi.org/10.1016/j.foreco.2008.10.035
柴,S.-L。，而且E. V. J. Tanner. 2011. 150-year legacy of land use on tree species composition in old-secondary forests of Jamaica.生态学杂志99:113 - 121。http://dx.doi.org/10.1111/j.1365-2745.2010.01742.x
查兹登，R. L. 2003。热带森林恢复:人类影响和自然干扰的遗产。植物生态学、进化与分类学展望6:51 - 71。http://dx.doi.org/10.1078/1433-8319-00042
查兹顿，r.l.， 2008。在森林砍伐之外:恢复退化土地上的森林和生态系统服务。科学320:1458 - 1460。http://dx.doi.org/10.1126/science.1155365
查兹登，R. L. 2014。第二种增长:在毁林时代热带森林再生的希望．芝加哥大学出版社，芝加哥，伊利诺伊州，美国。
查兹登，R. L, P. H. S.布ancalion, L. Laestadius, B. Bennett-Curry, K. Buckingham, C. Kumar, J. Moll-Rocek, i.c. Guimarães维埃拉，S. J.威尔逊。2016。什么时候森林才是森林?森林和景观恢复时代的森林概念和定义。中记录45:538 - 550。http://dx.doi.org/10.1007/s13280-016-0772-y
查兹登，R. L.， S. Careaga, C. Webb, O. Vargas, 2003。热带潮湿森林木本植物繁殖性状的群落和系统发育结构。生态专著73:331 - 348。http://dx.doi.org/10.1890/02-4037
切维斯，J. N.和N.希尔格特，2003。巴拉那森林保护的简史。在N. Galindo-Leal和I. de Gusmão Câmara，编辑。南美洲大西洋森林:生物多样性现状、威胁和展望．岛出版社和保护国际应用生物多样性科学中心，华盛顿。
科恩，2004。种植自然:树木和美国环境管理的操纵．加州大学出版社，伯克利，加州，美国。
克拉默，R. J.霍布斯，R. J.斯坦迪什，2008。老油田有什么新特点?土地弃置与生态系统组装。生态学与进化趋势23:104 - 112。http://dx.doi.org/10.1016/j.tree.2007.10.005
丹尼尔斯，2010年。哥斯达黎加西北部的森林扩张:全球市场、土地利用集约化和森林保护的结合点。227 - 252页在H.纳根德拉和J.索斯沃斯，编辑。重新造林景观连接模式和过程．施普林格，荷兰多德雷赫特。http://dx.doi.org/10.1007/978-1-4020-9656-3_10
邓文，W. M.崔西，J. B.奥尔康，C.帕多克，J.邓斯洛，S. F.派坦。1984。秘鲁亚马逊土著农林:波拉印第安人对倾斜休耕的管理。Interciencia9:346 - 357。
登特，D. H.和S. J.赖特，2009。次生林热带物种的未来:定量综述。生物保护142:2833 - 2843。http://dx.doi.org/10.1016/j.biocon.2009.05.035
Díaz, S, A.赫克托，和D. A.沃德尔，2009。森林碳封存计划中的生物多样性:不仅仅是附带利益。环境可持续性的当前观点1:55-60。http://dx.doi.org/10.1016/j.cosust.2009.08.001
迪·比蒂，M.， A.帕维奥罗，C.德·安杰洛，2006。豹猫的密度、生境用途及活动模式(Leoparduspardalis)在阿根廷米西奥内斯的大西洋森林里。动物学杂志270:153 - 163。
费根，m.e.， R. S.德弗里斯，S. E.赛斯尼，J. P.阿罗约-莫拉，C.索托，A.辛格等。2015。利用高光谱和多时相陆地卫星图像集成绘制哥斯达黎加东北部森林和种植园的物种组成。遥感7:5660 - 5696。http://dx.doi.org/10.3390/rs70505660
法索拉，H. E.克里奇，S. R.巴思，A. E.凯勒，R. A.温克，R.马蒂亚雷纳，A.冯沃利斯，M. A.皮纳佐，O.克尼贝尔，2009。阿根廷Misiones和NE Corrientes地区Pinustaeda地上生物量估算模型。内部报告．INTA EEA蒙特罗，米西奥内斯，阿根廷。
弗洛伦廷，S. K.和M. E.韦斯特布鲁克，2004。重建废弃的热带牧场——我们知道的够多吗?自然保护杂志12:85 - 94。http://dx.doi.org/10.1016/j.jnc.2003.08.003
联合国粮食及农业组织(粮农组织)。2010.2010年全球森林资源评估:主要报告．粮农组织林业文件。罗马,意大利。
联合国粮食及农业组织(粮农组织)。2011.2011年世界森林状况．罗马,意大利。
联合国粮食及农业组织(粮农组织)。2015.2015年全球森林资源评估．粮农组织林业文件。罗马,意大利。
福斯特，D.和罗森茨威格，2003。经济增长和森林的增加。经济学季刊118:601 - 637。http://dx.doi.org/10.1162/003355303321675464
福斯特，D.， F.斯旺森，J.阿伯，I.伯克，N.布罗考，D.蒂尔曼和A.纳普，2003。土地使用遗产对生态和保护的重要性。生物科学53:77 - 88。http://dx.doi.org/10.1641/0006 - 3568 (2003) 053 (0077: TIOLUL) 2.0.CO; 2
弗兰基，G. W.， W. A.哈伯，S. B.文森，K. S.巴瓦，P. S.朗奇，N.萨莫拉，2004。季节性干旱林开花物候和授粉系统多样性。17 - 29页在G. W.弗兰基，A.马塔和S. B.文森，编辑。哥斯达黎加的生物多样性保护:从季节性干旱森林中吸取教训．加州大学出版社，伯克利，加州，美国。
弗兰基，g.w.， A.玛塔和S. B.文森，编辑。2004.哥斯达黎加的生物多样性保护:从季节性干旱森林中吸取教训．加州大学出版社，伯克利，加州，美国。
吉布森，L.， T. M. Lee, L. P. Koh, B. W.布鲁克，T. A.加德纳，J.巴洛，C. A.佩雷斯，C. J. A.布拉德肖，W. F.劳伦斯，T. E.洛夫乔伊和N. S.索迪，2011。原始林对于维持热带生物多样性是不可替代的。自然478:378 - 381。http://dx.doi.org/10.1038/nature10425
格兰杰，1995。森林转换:另一种方法。区域27:242 - 251。
格劳，H. R.， T. M.艾德，J. K.齐默尔曼，J. R.托姆林森，E.赫尔默，邹X. 2003。后农业时代波多黎各社会经济和土地利用变化的生态后果。生物科学53(12): 1159 - 1168。http://dx.doi.org/10.1641/0006 - 3568 (2003) 053 (1159: TECOSA) 2.0.CO; 2
Grau, H. R.， M. E. Hernández, J. Gutierrez, N. I. Gasparri, M. C. Casaveccia, E. Flores-Ivaldi，和L. Paolini. 2008。城市周边新热带森林转变及其对环境服务的影响。生态与社会13(1): 35。http://dx.doi.org/10.5751/ES-02434-130135
瓜里瓜塔，m.r.和R.奥斯特塔格，2001。新热带次生林演替:结构和功能特征的变化。森林生态与管理148:185 - 206。http://dx.doi.org/10.1016/s0378 - 1127 (00) 00535 - 1
Güneralp, B.和K. C.濑户。2013。全球城市扩张的未来:对生物多样性保护的不确定性和影响。环境研究通讯8:014025。http://dx.doi.org/10.1088/1748-9326/8/1/014025
霍尔，J. M.范·霍尔特，A. E.丹尼尔斯，V.巴尔萨泽和E. F.兰宾，2012。树木覆盖、碳储存和植物区系生物多样性之间的权衡。景观生态学27:1135 - 1147。http://dx.doi.org/10.1007/s10980-012-9755-y
汉森，M.， P. Potapov, R. Margono, S. Stehman, S. Turubanova, A. Tyukavina, 2014。回应对“21世纪森林覆盖变化的高分辨率全球地图”的评论。科学344:981。http://dx.doi.org/10.1126/science.1248817
汉森，M. C.， P. V.波塔波夫，R.摩尔，M.汉彻，S. A.图鲁巴诺娃，A. Tyukavina, D. Thau, S. V. Stehman, S. J. Goetz, T. R. Loveland, A. Kommareddy, A. Egorov, L. Chini, C. O. Justice, J. R. G. Townshend. 2013。21世纪森林覆盖变化的高分辨率全球地图。科学342:850 - 853。http://dx.doi.org/10.1126/science.1244693
希利，S. P.和R. I.加拉，2003。柚木的效果(Tectona茅)在哥斯达黎加的一个废弃牧场上建立本地物种的种植园。森林生态与管理176:497 - 507。http://dx.doi.org/10.1016/s0378 - 1127 (02) 00235 - 9
赫克特，S. B.坎德尔，I.戈麦斯，N.奎利亚尔，H.罗莎。2006。萨尔瓦多的全球化、森林复兴和环境政治。世界发展34:308 - 323。http://dx.doi.org/10.1016/j.worlddev.2005.09.005
赫克特，S. B.和S. S.萨奇，2007。全球化与森林复兴:萨尔瓦多森林覆盖的变化。生物科学57:663 - 673。http://dx.doi.org/10.1641/B570806
赫克特，杨a.l.， B. S.巴斯内特，C.帕多奇，N. L.佩鲁索，2015。流动中的人口，转型中的森林:移民、城市化和汇款趋势及其对热带森林的影响．不定期论文CIFOR，茂物，印度尼西亚
赫尔曼，S. M.安扬巴，C. J.塔克，2005。非洲萨赫勒地区植被动态的最近趋势及其与气候的关系。全球环境变化15:94 - 404。http://dx.doi.org/10.1016/j.gloenvcha.2005.08.004
希克勒，T.埃克伦德，J. W.西奎斯特，B.史密斯，J. Ardö， L.奥尔森，M. T.赛克斯，M. Sjöström。2005.降水控制萨赫勒地区的绿化趋势。地球物理研究快报32(1)。http://dx.doi.org/10.1029/2005GL024370
霍尔，M. E.洛克，E. H. V.林，I. A.塞缪尔，2000。哥斯达黎加热带山地森林恢复:克服扩散和建立的障碍。恢复生态学8:339 - 349。http://dx.doi.org/10.1046/j.1526-100x.2000.80049.x
伊兹基耶多，A. F.和M. L.克拉克，2012。阿根廷米西奥内斯大西洋林区基于生态系统服务的保护优先级空间分析。森林3:764 - 786。http://dx.doi.org/10.3390/f3030764
Izquierdo, A.， C. DáAngelo, T. M. Aide, 2008。阿根廷米西奥内斯大西洋森林30年的人口统计和土地利用变化:森林过渡模式的评价。生态与社会13(2): 3。http://dx.doi.org/10.5751/ES-02377-130203
伊兹基耶多，A. E.， H. R.格劳，T. M.爱德，2011。阿根廷米西奥内斯(Misiones)的城乡移民对大西洋森林保护和城市发展的影响(1970-2013)中记录40:298 - 309。http://dx.doi.org/10.1007/s13280-010-0095-3
杰克逊，R. B.， E. G. Jobbágy, R.阿维萨尔，S. B.罗伊，D. J.巴雷特，C. W.库克，K. A.法利，D. C.勒梅特，B. A.麦克卡尔和B. C.默里，2005。用生物固碳来换水换碳。科学310:1944 - 1947。http://dx.doi.org/10.1126/science.1119282
杰特尔，H.， E.布罗克霍夫，P.杜埃利，2005。生物多样性-稳定性理论的检验:树种多样性对害虫侵害影响的元分析及影响因素的再检验。235 - 262页在M.舍勒-洛伦岑，C. Körner, E.舒尔茨，编辑。森林多样性和功能:温带和北方系统。斯普林格出版社，柏林，德国。http://dx.doi.org/10.1007/3-540-26599-6_12
乔基施，2002年。移民和农业变化:厄瓜多尔高地小农农业的案例。人类生态学30:523 - 550。http://dx.doi.org/10.1023/A:1021198023769
乔斯，2009。生态系统服务和环境效益的农林业:概述。农林复合经营系统76:1-10。http://dx.doi.org/10.1007/s10457-009-9229-7
卡诺夫斯基，J.， C. P.卡特拉尔和G. W.沃德尔-约翰逊。2005.澳大利亚热带和亚热带雨林景观大面积木材种植对生物多样性的影响。森林生态与管理208:359 - 372。http://dx.doi.org/10.1016/j.foreco.2005.01.018
考皮，J. H.奥苏贝尔，J.方，A. S.马瑟，R. A.塞卓，P. E.瓦格纳，2006。回归森林与森林特性进行了分析。美国国家科学院院刊103:17574 - 17579。http://dx.doi.org/10.1073/pnas.0608343103
柯比，K. R.和C.波特文，2007。树种间碳储量的变化:对小规模碳汇项目管理的影响。森林生态与管理246:208 - 221。http://dx.doi.org/10.1016/j.foreco.2007.03.072
Klanderud, K.， H. Z. H. Mbolatiana, M. N. Vololomboahangy, M. A. Radimbison, E. Roger， Ø。托兰德，C. Rajeriarison, 2010。马达加斯加热带雨林刀耕火种农业后植物物种丰富度和组成的恢复。生物多样性和保护19:187 - 204。http://dx.doi.org/10.1007/s10531-009-9714-3
克莱因，C.， L.科拉莱斯和D.莫拉莱斯，2002。哥斯达黎加森林面积:热带森林覆盖估计值随时间变化的比较研究。环境监察及评估73:17-40。http://dx.doi.org/10.1023/A:1012659129083
科西亚，M. D.巴特克和J.哈里森-考克斯。2011.厄瓜多尔因塔格地区的生态研究:采矿的环境影响和潜在回报。地球经济，塔科马，华盛顿，美国。
克拉泽尔，M.， A.卡斯蒂略，T.摩尔，C.波特文，2003。采收期柚木的碳储量(Tectona茅种植园，巴拿马。森林生态与管理173:213 - 225。http://dx.doi.org/10.1016/s0378 - 1127 (02) 00002 - 6
克雷夫特，H.和W.杰茨，2007。维管植物多样性的全球格局及决定因素。美国国家科学院院刊104(14): 5925 - 5930。http://dx.doi.org/10.1073/pnas.0608361104
克莱曼，C.和A.迈尔斯，2012。生物多样性与传统农业系统的生态系统服务:利益、外部性和权衡。生态与社会17(4): 40。http://dx.doi.org/10.5751/ES-05035-170440
Kuemmerle, T.， P. Olofsson, O. chaskovsky, M. Baumann, K. Ostapowicz, C. E. Woodcock, R.A. Houghton, P. Hostert, W. S. Keeton和V. C. Radeloff. 2011。后苏联时期乌克兰西部的农田废弃、森林恢复和碳封存。全球变化生物学17:1335 - 1349。http://dx.doi.org/10.1111/j.1365-2486.2010.02333.x
库尔，C. A.易卜拉欣，T. C.梅雷迪思，2007。热带森林转型与全球化:新自由主义，移民，旅游和国际保护议程。社会与自然资源20(8): 723 - 737。http://dx.doi.org/10.1080/08941920701329702
拉克劳，P. 2003。巴塔哥尼亚西北部黄松人工林和原生柏树林的生物量和固碳。森林生态与管理180:317 - 333。http://dx.doi.org/10.1016/s0378 - 1127 (02) 00580 - 7
兰姆，P. D.厄斯金，J. A.帕罗塔，2005。恢复退化的热带森林景观。科学310:1628 - 1632。http://dx.doi.org/10.1126/science.1111773
兰宾，E. F.和P.梅弗罗伊特，2010。土地利用转变:社会生态反馈与社会经济的变化。土地使用政策27:108 - 118。http://dx.doi.org/10.1016/j.landusepol.2009.09.003
B. Locatelli, C. P. Catterall, P. Imbach, C. Kumar, R. Lasco, E. Marín-Spiotta, B. Mercer, J. S. Powers, N. Schwartz, M. Uriarte. 2015。热带植树造林和气候变化:超越碳。beplay竞技恢复生态学23:337 - 343。http://dx.doi.org/10.1111/rec.12209
洛卡特利，B.拉沃雷尔，S.斯隆，U.塔佩纳和D.杰内莱蒂，2017。山地生态系统服务功能特征轨迹。生态与环境前沿“，15:150 - 159。http://dx.doi.org/10.1002/fee.1470
卢戈，1997。在退化土地上用单一树种重建物种丰富度的明显悖论。森林生态与管理99:9-19。http://dx.doi.org/10.1016/s0378 - 1127 (97) 00191 - 6
卢戈，2009年。新热带森林的出现时代。《41:589 - 591。http://dx.doi.org/10.1111/j.1744-7429.2009.00550.x
隆德，H. G. 2009。退化森林是什么?为粮农组织编写的白皮书。森林信息服务，盖恩斯维尔。
麦克迪肯，K. G.， P.索拉，J. E.霍尔，C.萨波加尔，M.塔杜姆，C.德瓦西格。2015。全球在可持续森林管理方面取得进展。森林生态与管理352:47-56。http://dx.doi.org/10.1016/j.foreco.2015.02.005
马丁，P. A. C.牛顿，J. M.布洛克，2013。在热带次生林中，碳库比植物生物多样性恢复得更快。皇家学会学报B:生物科学280:2013 - 2236。http://dx.doi.org/10.1098/rspb.2013.2236
马瑟，1992。森林过渡。区域24:367 - 379。
马瑟，2007。最近亚洲森林变迁与森林变迁理论的关系。国际林业评论9:491 - 502。http://dx.doi.org/10.1505/ifor.9.1.491
梅耶尔，2002。铰接农民:安第斯山脉的家庭经济．西景出版社，博尔德，美国科罗拉多州。
麦克格罗迪，M. E.， A. M.勒纳，D. V.布尔巴诺，L. C.施耐德，T. K.鲁德尔，2015。森林牧区系统中的碳储量:来自厄瓜多尔东南部四个社区的研究。《47:407 - 415。http://dx.doi.org/10.1111/btp.12225
麦克伦南，B.和T.加文，2012。哥斯达黎加干旱的西北部森林转型期间土地利用和生计变化的区域内差异。土地使用政策29:119 - 130。http://dx.doi.org/10.1016/j.landusepol.2011.05.011
麦克尼利，J. A.和G.施罗斯，2006。农林业和生物多样性保护——传统做法、现状动态和未来经验教训生物多样性与保护15:549 - 554。http://dx.doi.org/10.1007/s10531-005-2087-3
Meyfroidt, P.和E. F. Lambin, 2008。越南植树造林的原因。土地使用政策25(2): 182 - 197。http://dx.doi.org/10.1016/j.landusepol.2007.06.001
Meyfroidt, P.和E. F. Lambin, 2011。全球森林转型:结束森林砍伐的前景。《环境与资源年报》36:343 - 371。http://dx.doi.org/10.1146/annurev-environ-090710-143732
米耶蒂宁，J.和S. C.刘，2010。自1990年以来，马来西亚半岛、苏门答腊岛和婆罗洲的泥炭地退化和发展。土地退化与发展21:285 - 296。http://dx.doi.org/10.1002/ldr.976
蒙塔尼尼，F.和P. K. R.奈尔，2004。碳封存:农林业系统未充分利用的环境效益。农林复合经营系统61:281 - 295。http://dx.doi.org/10.1007/978-94-017-2424-1_20
莫雷拉，C.， M.罗梅罗，D. Avendaño, A. Zúñigav。2007.Evaluación国家派德拉斯·布兰卡公园和加州Fila国家公园，第105-117页在O.查索和卡洛斯·莫雷拉，编辑。更正Biológicos: Acercamiento概念经验en América。Centro Científico热带/哥斯达黎加国立大学，San José，哥斯达黎加。
莫蒂莫，M. J.和W. M.亚当斯，2001。萨赫勒地区的农民适应、变化和“危机”。全球环境变化11:49-57。http://dx.doi.org/10.1016/s0959 - 3780 (00) 00044 - 3
莫蒂莫，M.， B.特纳，2005。萨赫勒地区小农对林地、农场树木和牧场的管理是否支持人为荒漠化假说?干旱环境杂志63:567 - 595。http://dx.doi.org/10.1016/j.jaridenv.2005.03.005
穆里根，M. 2010。模拟热带范围内云雾林和云雾林损失的范围和分布，对保护优先级有影响。页面14-38在L. A. Bruijnzeel, F. N. Scatena和L. S. Hamilton，编辑。热带山地云雾林:保护和管理科学．剑桥大学出版社，剑桥。http://dx.doi.org/10.1017/CBO9780511778384.004
纳布尔斯，G. J.， A.普西宁，J.范·布鲁塞尔，M. J.舍尔哈斯。2007。欧洲森林未来的采伐压力。欧洲森林研究杂志126:391 - 400。http://dx.doi.org/10.1007/s10342-006-0158-y
奈尔，P. K. R.和D.加里蒂，2012。农林业——全球土地利用的未来．施普林格，荷兰多德雷赫特。http://dx.doi.org/10.1007/978-94-007-4676-3
南尼，A. S.和H. R.格劳，2014。阿根廷西北部亚热带流域的农业调整、人口动态和森林再分配。区域环境变化14:1641 - 1649。http://dx.doi.org/10.1007/s10113-014-0608-x
Norden, N.， H. A. Angarita, F. Bongers, M. Martínez-Ramos, I. Granzow-de la Cerda, M. van Breugel, E. Lebrija-Trejos, J. A. Meave, J. Vandermeer, G. B. Williamson. 2015。新热带森林的演替动态既不确定又可预测。美国国家科学院院刊112:8013 - 8018。http://dx.doi.org/10.1073/pnas.1500403112
Oliver, c.d.， n.t. Nassar, B. R. Lippke和B. J. McCarter。2014.碳、化石燃料，以及利用木材和森林减缓生物多样性。可持续林业杂志33:248 - 275。http://dx.doi.org/10.1080/10549811.2013.839386
欧洛夫林，E. K. S.南比尔，2001。种植园、农场、林业和水利。rrdc /LWA/FWPRDC的报告。合资农林业项目．刊物第01/137号农村工业研究和发展公司。
奥尔森，L. 2012。萨赫勒地区的绿化．地球百科全书。
奥尔森，L.埃克伦德，J. Ardö。2005.萨赫勒地区最近的绿化趋势、模式和潜在原因。干旱环境杂志63:556 - 566。http://dx.doi.org/10.1016/j.jaridenv.2005.03.008
帕多奇，2007年。正在城市化的亚马逊:配置资源使用和改变景观．热带生物学和保护协会年会，莫雷利亚，米却肯州，墨西哥，7月15日至19日。
帕多奇，C.， E. Brondizio, S. Costa, M. Pinedo-Vesquez, R. R. Sears和A. Siqueira, 2008。城市森林和农村城市:亚马逊地区的多址家庭、消费模式和森林资源。生态与社会13(2): 2。http://dx.doi.org/10.5751/ES-02526-130202
J. B.帕斯卡拉，T. M.艾德，M. I.塞拉诺，J. K.齐默尔曼，2000。波多黎各Cayey山脉的土地使用历史和森林再生。生态系统3:217 - 228。http://dx.doi.org/10.1007/s100210000021
帕维罗，A.， C.德安杰洛，Y.迪布兰科，M.迪比蒂，2008。捷豹美洲虎阿根廷和巴西的上Paraná大西洋森林的人口减少。大羚羊42:554 - 561。http://dx.doi.org/10.1017/S0030605308000641
佩恩，T, J. M. Carnus, P. Freer-Smith, M. Kimberley, W. Kollert, S. Liu, C. Orazio, L. Rodriguez, L. N. Silva和M. J. Wingfield。人工林的变化和未来的全球影响。森林生态与管理352:57 - 67。
A. R.罗伯特，G.罗素和M. E.范德沃特，1996。荫下咖啡:生物多样性正在消失的避难所:荫下咖啡种植园含有和森林栖息地一样多的生物多样性。生物科学46(8): 598 - 608。http://dx.doi.org/10.2307/1312989
Perz s.g. 2007。森林动态研究中的大理论和情境专一性:森林过渡理论和其他方向。专业地理学家59:105 - 114。http://dx.doi.org/10.1111/j.1467-9272.2007.00594.x
B.法兰，M.奥尼尔，A.巴尔姆福德，R. E.格林，2011。协调粮食生产和生物多样性保护:土地共享和土地节约的比较。科学333:1289 - 1291。http://dx.doi.org/10.1126/science.1208742
皮奥托，D.， D.克雷文，F.蒙塔尼尼和F.爱丽丝，2010。哥斯达黎加潮湿的退化牧场上纯和混合本地树种种植园的造林和经济方面。新森林39:369 - 385。http://dx.doi.org/10.1007/s11056-009-9177-0
Piotto, D.， E. Víquez, F. Montagnini和M. Kanninen, 2004。哥斯达黎加干燥热带地区原生物种的纯和混交森林种植园:生长和生产力的比较。森林生态与管理190:359 - 372。http://dx.doi.org/10.1016/j.foreco.2003.11.005
普尔特，L.， F.邦格斯，T. M.艾德，A. M. A.桑布拉诺，P.巴尔瓦内拉，J. M.贝克内尔，V.布基利，P. h .布朗卡利恩，E. N.布罗德本特，R. L.查兹登，D.克雷文。2016。新热带次生林的生物量恢复力。自然530:211 - 214。http://dx.doi.org/10.1038/nature16512
波特文，C.， L.曼西拉，N.布赫曼，J.蒙特扎，T.摩尔，M.墨菲，Y.奥尔曼，M.谢勒-洛伦岑，B. J.特纳，W.威尔克，F.泽金和S.沃尔夫，2011。生物多样性影响的生态系统方法:热带人工林中的碳池。森林生态与管理261:1614 - 1624。http://dx.doi.org/10.1016/j.foreco.2010.11.015
《权力》，2010年。生态系统服务与农业:权衡与协同。皇家学会哲学汇刊B:生物科学365:2959 - 2971。http://dx.doi.org/10.1098/rstb.2010.0143
普茨，F. E.和C.罗梅罗，2014。热带森林的未来(理智lato)。《46:495 - 505。http://dx.doi.org/10.1111/btp.12124
拉斯穆森，K. B.福格，J. E.马德森，2001。逆转沙漠化?在布基纳法索北部的观察。全球环境变化11:271 - 282。http://dx.doi.org/10.1016/s0959 - 3780 (01) 00005 - x
雷德曼，C.和D. R.福斯特，2008。转型中的农业景观:长期生态和文化变迁的比较．牛津大学出版社，英国牛津。
雷多，H. R.格劳，T. M.艾德和M. L.克拉克，2012。由社会经济发展和环境异质性相互作用驱动的中美洲非对称森林过渡。美国国家科学院院刊109(23): 8839 - 8844。http://dx.doi.org/10.1073/pnas.1201664109
Reij, C. 2006。非洲旱地的成功故事比人们通常认为的要多。Souveraineté食品论坛会议记录，尼亚美，尼日尔，11月7-10日。西部非洲农业支付和生产组织中心，尼亚美，尼日尔。
Reij, C. G. Tappan和A. Belemvire. 2005。布基纳法索中部高原土地管理实践和植被的变化(1968-2002)。干旱环境杂志63:642 - 659。http://dx.doi.org/10.1016/j.jaridenv.2005.03.010
Reij, C.和A. Waters-Bayer，编辑。2014.非洲农民创新:农业发展的灵感来源．劳特利奇。
罗宾斯，P.和A.弗雷泽，2003。矛盾的森林造就了苏格兰高地的风景。对映体35(1): 95 - 118。http://dx.doi.org/10.1111/1467-8330.00304
鲁德尔，t.k.， 2005。热带森林:二十世纪后期的区域破坏与再生路径．哥伦比亚大学出版社，纽约，美国。http://dx.doi.org/10.7312/rude13194
鲁德尔，t.k.， 2009。森林扩张的三种路径:比较历史分析。页面45-57在H.纳根德拉和J.索斯沃斯，编辑。重新造林景观连接模式和过程．施普林格，荷兰多德雷赫特。http://dx.doi.org/10.1007/978-1-4020-9656-3_3
鲁德尔，t.k. 2012。热带地区再生的人类生态。可持续林业杂志31:340 - 354。http://dx.doi.org/10.1080/10549811.2011.588457
鲁德尔，T. K.贝茨，R. Machinguiashi, 2002。热带森林转变?厄瓜多尔亚马逊地区的农业变化、外迁和次生林。美国地理学家协会年鉴92(1): 87 - 102。http://dx.doi.org/10.1111/1467-8306.00281
吕德尔，库姆斯，莫兰，阿查德，安哲森，徐杰，兰宾。2005。森林转型:对土地利用变化的全球理解。全球环境变化15:23-31。http://dx.doi.org/10.1016/j.gloenvcha.2004.11.001
鲁德尔，t.k.， S.斯隆，R.查兹顿，R.格劳，2016。树木覆盖扩张的驱动因素:全球、温带和热带地区分析。土地使用政策58:502 - 513。http://dx.doi.org/10.1016/j.landusepol.2016.08.024
萨米恩托，2002年出版。厄瓜多尔高地景观的人为变化。地理复习92:213 - 234。http://dx.doi.org/10.2307/4140971
舍尔哈斯，J.和M. J.普费弗，2008。拯救森林，保护人类?中美洲的环境保护．阿尔塔米拉出版社，核桃溪，加州，美国。
施莫克，B.和C.雷德尔，2008。来自热带发展前沿的国际劳动力迁移:家庭全球化和初期森林过渡。人类生态学36:891 - 908。http://dx.doi.org/10.1007/s10745-008-9207-0
施罗斯，G.和C. A.哈维，2007。可可产区生物多样性保护综述。生物多样性和保护16:2237 - 2244。http://dx.doi.org/10.1007/s10531-007-9195-1
施罗斯，G. C. A.哈维，G.文森特，2004。复杂农林复合林:其结构、多样性和在景观保护中的潜在作用。227 - 260页在G.施罗斯，G. A. B.达·丰塞卡，C. A.哈维，C.加斯康，H. L.瓦斯孔塞洛斯，A. N.伊扎克，编辑。热带景观中的农林业和生物多样性保护．岛屿出版社，华盛顿特区，美国。
海奎斯特，J. T.希克勒，L.埃克伦德，J. Ardö， B.休曼。2009。解开气候和人类对萨赫勒植被动态的影响。Biogeosciences6:469 - 477。http://dx.doi.org/10.5194/bg-6-469-2009
斯隆，2008。毁林中的造林:同时性和继承性。全球环境变化18:425 - 441。http://dx.doi.org/10.1016/j.gloenvcha.2008.04.009
斯隆，2015。发展驱动的森林转型及其对REDD+的效用。生态经济学116:1-11。http://dx.doi.org/10.1016/j.ecolecon.2015.04.010
斯隆，2016年。热带森林扩张和森林变化动因之间的相互作用。森林16(55)。
斯隆，S. M.古森和S. G.劳伦斯，2015。旧牧区原始雨林的分布驱动了撂荒后的热带森林更新。景观生态学31:601 - 618。http://dx.doi.org/10.1007/s10980-015-0267-4
斯隆，S.和J. A.塞耶，2015。《2015年森林资源评估》显示全球趋势积极，但贫穷热带国家的森林损失和退化依然存在。森林生态与管理352:134 - 145。http://dx.doi.org/10.1016/j.foreco.2015.06.013
松特，L. J.巴雷特，B. S.索尔斯-菲尔霍，C. J.莫兰，2014。全球对钢铁的需求导致巴西“铁四边形”(Iron Quadrangle)的土地使用发生了广泛变化。全球环境变化26:63 - 72。http://dx.doi.org/10.1016/j.gloenvcha.2014.03.014
斯特恩，2004年。环境库兹涅茨曲线的上升和下降。世界发展32(8): 1419 - 1439。http://dx.doi.org/10.1016/j.worlddev.2004.03.004
斯蒂格，H. M. Rakotondramasy, M. J. Pfeffer, E. Fernandes和D. M. Bates, 2007。刀耕火种耕作方式对马达加斯加雨林地区休耕演替和土地退化的影响。农业、生态系统与环境119:257 - 269。http://dx.doi.org/10.1016/j.agee.2006.07.012
蒂芬，M.莫蒂莫，F.吉楚基，1994。人口越多，侵蚀越少:肯尼亚的环境恢复．约翰威利父子，纽约，纽约，美国。
托姆林森，J. R.， M. I.塞拉诺，T. M.洛佩斯，T. M.艾德德，J. K.齐默曼。1996。后农业时代波多黎各土地利用动态(1936-1988)。《28:525 - 536。http://dx.doi.org/10.2307/2389094
特罗佩克，R. O. Sedláček, J.贝克，P. Keil, Z. Musilová， I. Šímová， D. Storch. 2014。评论“21世纪森林覆盖变化的高分辨率全球地图”。科学344:981。http://dx.doi.org/10.1126/science.1248753
Tscharntke, T.， Y. Clough, T. C. Wanger, L. Jackson, I. Motzke, I. Perfecto, J. Vandermeer, A. Whitbread, 2012。全球粮食安全、生物多样性保护与农业集约化的未来。生物保护151:53-59。http://dx.doi.org/10.1016/j.biocon.2012.01.068
乌尔，C.， R.布施巴赫尔和E.塞拉奥，1988。亚马逊东部被遗弃的牧场。一、植物演替模式。生态学杂志76:663 - 681。http://dx.doi.org/10.2307/2260566
瓦卡，R. A.， D. J. Golicher, L. Cayuela, J. Hewson, M. Steininger. 2012。墨西哥南部森林过渡初期的证据。《公共科学图书馆•综合》7 (8): e42309。http://dx.doi.org/10.1371/journal.pone.0042309
瓦莱特，A.， B. Locatelli, H. Levrel, C. B. Pérez, P. Imbach, N. E. Carmona, R. Manlay, J. Oszwald. 2016。哥斯达黎加Reventazón森林过渡期间生态系统服务的动态。《公共科学图书馆•综合》11: e0158615。http://dx.doi.org/10.1371/journal.pone.0158615
沃特斯，1997。多回报之路:厄瓜多尔非正式城市经济的农村基础。拉丁美洲观点24:50 - 64。http://dx.doi.org/10.1177/0094582X9702400304
威尔逊，2015。重新种植未来:在安第斯地区恢复云雾林、生物多样性和农村生计．论文。麦吉尔大学，蒙特利尔，魁北克，加拿大。
威尔逊，S. J.和J. M.雷姆图拉，2016。加速性和新颖性:群落恢复加速了安第斯云雾林的恢复并改变了物种组成。生态应用程序26:203 - 218。http://dx.doi.org/10.1890/14-2129
杨，K. R. 2011。安第斯地理简介。128 - 140页在S. K.赫尔佐格，R. Martínez, P. M.约根森，H.蒂森，编辑。beplay竞技热带安第斯山脉的气候变化和生物多样性．美洲全球变化研究所。
张丹，张建军，杨伟，吴峰。2010。潜在的化感作用桉树茅在不同的种植年代。生态研究25:13-23。http://dx.doi.org/10.1007/s11284-009-0627-0
祖里塔，G. A.， N.雷伊，D. M.瓦雷拉，M.维拉格拉和M. I.贝洛克，2006。将大西洋森林转变为原生和外来树木种植园:从当地和区域的角度对鸟类群落的影响。森林生态与管理235:164 - 173。http://dx.doi.org/10.1016/j.foreco.2006.08.009
