研究

精神价值形态分类学多样性、植被组成,在北方扎格罗斯的林地和保护地位,伊朗

• 文摘
• 介绍
• 方法
  • 研究区域
  • 数据收集
  • 数据分析
• 结果
  • 分类学多样性
  • 植被组成
  • 环境驱动的植被组成
  • 保护状态
• 讨论
  • 分类学多样性
  • 植被组成
  • 环境驱动的植被组成
  • 保护状态
• 结论
• 对这篇文章
• 作者贡献的声明
• 确认
• 数据可用性
• 文献引用

介绍

保护区在发展中国家经历了许多冲突和缺乏当地社区的支持,因为经常缺少考虑当地人民的要求和利益在保护区管理(Bhagwat和鲁特2006)。然而,有大量的证据表明,人们积极保护部分当地风景世代文化或精神原因(野生et al . 2008年)。这种神圣的自然网站包括山、水源,树木,树林,森林和发现世界各地(Dafni 2007)。许多神圣的自然网站被认为是生物文化多样性的热点灵性/宗教、文化、和生物值是相互关联(Frascaroli和Verschuuren 2016)。因为他们的广泛的空间分布,其位置在正式的保护区的农业景观往往未被充分代表,和他们的保护状态,神圣的自然有潜力成为综合性网站重要的垫脚石成正式的保护计划(野生et al . 2008年,恶魔et al . 2014年)。

信仰和自然保护值之间的关系根深蒂固,一直被保护机构,如联合国教科文组织世界自然保护联盟,世界自然基金会(Bhagwat et al . 2011年)。11中主流信仰,其中8个(巴哈伊,佛教、道教、印度教、耆那教、神道教、锡克教、和明教)认为大自然是神圣的或神圣(达德利et al . 2009年)。基督徒、犹太人和穆斯林神学认为环境是“上帝的创造为人类服务”(白1967),意识到这几乎不能被解读为浪费使用,而是意味着资源的保护和精心治疗。深层的人文关系潜在的这些信仰物化在大量的神圣的自然网站中部,东部,和南亚(达德利et al . 2009),尤其是在印度(Ormsby和Bhagwat 2010)、中国、泰国和日本(Verschuuren和Furuta 2016)。研究了不同的神圣的自然生态方面的网站在世界的许多地方(达德利et al . 2010年,Cardelus et al . 2013年,Frascaroli和Verschuuren 2016)。几乎没有任何社会或生态的研究一直在进行神圣的自然网站在穆斯林国家,除了极少数的例外,例如,神圣的树林在摩洛哥(Jackle et al . 2013年)和土耳其的墓地(洛基et al . 2015年)。

神圣的自然网站坚持通过崇拜基督以前的基督教的圣徒,pre-Jewish犹太人,pre-Muslim穆斯林社会(Dafni 2007)。例如,在伊朗库尔德人的领土,神圣的自然网站是植根于古老的宗教像密特拉教和明教。直到最近,几乎每一个村庄维护自己的神圣的地方,例如,森林的一部分,一个山谷,高山之顶,或与周围弹簧(Shakeri和Mostafa 2018),尽管阿拉伯征服波斯帝国在公元7日至8日世纪(2019年Morony)和随后的转换的库尔德人对伊斯兰教在公元16至十七世纪期间(Roohi 2014)。最神圣的自然网站库尔德斯坦担任墓地的村庄,他们被视为一个住他们的祖先的身体和灵魂;因此,他们一直在严格保护当地人“神圣的树林”(Shakeri 2006)。一般来说,一个或几个人赋予的一部分林地作为新的墓地村(即。,新的神圣grove)当没有更多的墓地在古老的神圣的树林。此后,新的神圣的树林将在同样的维护和保护当地社区的旧的。神圣的树林保护通过禁忌和严格的规定,其中包括禁止家畜放牧、狩猎、素材的收集,食用植物用于商业使用,木材,和薪材(Plieninger et al . 2020年)。此外,当地的人们从土地侵蚀和保护神圣的树林大火受光的波拉德(大约每10年)和收集枯枝建立对冲在神圣的树林。

神圣的树林是嵌入在一个马赛克的橡树wood-pastures和传统农田(图A1.1a),通过历史悠久文明的扎格罗斯山脉伊朗(Izady 1994)。当地人民的生计严重依赖自然资源,用传统的土地利用系统称为“Galazani”(图A1.1b)。在这个系统中,每个家庭管理林地的一部分通过应用传统silvopastoral技术(Valipour et al . 2014年)。山羊和绵羊在该地区占主导地位的牲畜。他们以地面植被生长季节期间和取决于干橡树叶(叶干草)冬季饲料。当地居民波拉德橡树在特定三到四年维持叶片旋转为牲畜饲料(Ghazanfari et al . 2004年)。

扎格罗斯山脉的一部分Irano-Anatolian植被地区。他们占据了大约10%的伊朗但港口超过25%的国家的植物物种的总数和是一个重要的生物文化残遗种保护区;然而,不到总数的1%土地被指定为保护区(Darvishsefat 2006)。在这种背景下,神圣的树林获得相当大的重要性矩阵内的生物多样性丰富的岛屿越来越强化土地用途。神圣的树林零零碎碎,扎格罗斯地区覆盖小地区(从0.3到7.0公顷),但相当大的保护重要性的港口高潮的仅存的古老遗迹森林(Shakeri和Mostafa 2018)。首先研究描述结构和神圣的树林库尔德斯坦的伍迪物种多样性(Shakeri et al . 2009年,Ghahramany et al . 2017),但地面植被的组成和多样性和神圣的树林保护生物多样性的贡献仍然未知。为了更好地理解神圣的小树林的贡献“原位保护”,我们需要比较的数据从神圣的树林和周围的silvopastoral林地。填补这个空白,本研究旨在比较分类学多样性、植被组成、植物和保护状态之间神圣的树林和周围的林地。我们制定以下研究问题:

1. 如何分类的多样性神圣的树林与周围的林地有何不同?
2. 有多独特的从周围的林地植被组成神圣的树林?
3. 这是最重要的环境变量影响植被组成?
4. 是什么植物的保护地位神圣的树林和周边林地吗?

方法

研究区域

Baneh,研究区位于扎格罗斯山脉北部的库尔德斯坦省,伊朗西部(35°45′36°10′N和45°40′46°10′E;图1)。Baneh区域范围从1000到3200米的高度,平均海拔1550米。Baneh接收的年降水量675毫米,大部分冬天下雪。它经历温暖、干燥的夏季和寒冷的冬季典型的sub-Mediterranean次大陆的气候,年均温度13.7°C(穆罕默迪萨马尼et al . 2020年)。土壤深度取决于地形学的条件(浅在陡峭的山坡上和退化土地,深在萧条和平坦区域),一般与桑迪或粘壤土纹理叠加钙质,页岩、片岩基石(穆罕默迪萨马尼et al . 2020年)。

Oak-dominated林地(黎巴嫩橡树,Quercus libani和阿勒颇的橡树,Quercus infectoria)是最广泛的植被的扎格罗斯山脉北部和他们主要作为当地牲畜放牧的地区。神圣的树林,唯一的原始森林,树木繁茂的地区周围的墓地,避难所,或者坟墓没有放牧和人类干扰,如波拉德。他们的空间分布是由村落的分布及其面积从2000 - 80000 m²。总共有190个村庄Baneh地区,每一个都有一至三个神圣的树林。

数据收集

我们确定了神圣的树林和在该地区周围的林地利用地形图和卫星图像。神圣的树林位于50米,1公里的村庄。总的来说,我们参观了58村庄和120神圣的树林。从这些,我们专注于神圣的树林与很少或没有土壤扰动大于0.5公顷(由于持续的丧葬习俗或寻宝游戏挖掘)。然后我们选择周边林地与树木,经常在过去三十年跟前,林下没有种植。我们获得了村议会的批准样本神圣的树林和从当地主人品尝他们的林地。在案件中,一个神圣的树林不合格的林地或包围的主人不允许访问,我们寻找以类似的地形学的更遥远的林地,土壤和植被条件。最后,我们选择了22个神圣的树林和45周围的林地和采样122植被地形。我们只有一个新上的菜在同质和几个地形与异构自然地理学和神圣的树林和周围的林地植被,导致共有32 90年神圣的树林和地形地形在周围的林地。Muller-Dombois建议的最小面积的方法和Ellenberg(2002)指出最小情节的大小280 m²和225 m²神圣的树林和周围的林地,分别。 We consistently used a plot size of 300 m² in both types.

我们从5月到6月植被进行抽样在2016年和2017年。我们记录所有维管植物物种和收集一券物种在实验室进行进一步的确定和分析。植物和亚种植物标本的测定森林和牧场研究所,萨南达季,伊朗和伊拉克的库尔德斯坦省,使用组成(1974年汤森和客人,Assadi et al . 1989年)。这些组成也是本文的分类参考书。凭证标本存储在植物标本香港库尔德斯坦农业和自然资源的研究和教育中心。我们使用了伦敦十进位制每个情节估计每个物种的cover-abundance(伦敦1976)。我们还测量了地理位置和环境变量,包括高度(m a.s.l),倾向(%)方面,皇冠树冠百分比,裸露的土壤(%)和深度(cm)。我们收集了五混合代表土壤样本的深度清廉厘米的四个角和中心每个新上的菜。土壤质地、pH值、EC(µS /厘米)、总氮(%),磷(毫克/公斤),钾(毫克/公斤)和有机碳(%)在实验室中测量。

数据分析

评估分类多样性,我们计算了香农(H),辛普森(D₁),Pielou (J)指标使用素食主义者包多样性指数之间的差异相比,r .然后我们神圣的树林和周围的林地的学生学习任务后检查正常的假设(p > 0.05)和方差的同质性(p> 0.05)实现。我们估计β多样性Bray-Curtis不同指数的betapart包(Baselga和奥姆镇2012),然后执行一个方差分析(方差分析)来测试之间的显著差异神圣的树林和周围的林地。忽视了物种的物种池的大小和数量是估计的曹国伟估计量(f₀)素食主义者包(Oksanen et al . 2010年)。

比较和说明的植被组成神圣的树林和周围的林地,我们应用非度量多维标度(nmd)布雷距离和三轴固定。我们评估了拟合优度分析应力值和谢泼德图(年轻的2013)。PERMANOVA被用来测试的意义与999年nmd排列。然后,15个环境变量和土壤对nmd安装与植被组成的环境因素(勒让德和勒让德2012)。tri-plot物种,样品和环境变量(只有重要的变量)是构造来说明他们的配合空间的相关性。所有分析进行了R 3.6.1 (R核心团队2019)。我们评估了国家保护植物物种的地位通过伊朗和其他的红色数据手册出版文学(威利斯贾利利Jamzad 1999, 2001)。

结果

分类学多样性

我们确定了254维管植物物种属于45科163属;其中,114个物种被发现独特的神圣的树林,周围的林地,和94年46种独特物种中的步骤(表A2.1)发生。最高的物种数量记录家庭的菊科(47),蝶形花科(32)、禾本科(16),伞形科(16)和石竹科(12)。四种兰科只有神圣的树林中找到。地面芽植物,一年生植物,隐芽植物39岁,35岁和20%,分别是最丰富的植物的生命形式。我们发现208年和140年在神圣的树林和周围的林地植物种类,分别和非参数曹国伟估计预测总物种数量250±15 (SE)和153±7 (SE),分别。

之间的显著差异的多样性指数发现神圣的树林和周围的林地(p< 0.001)。物种丰富度、物种均匀度和物种多样性明显高于在神圣的树林(表1)。β多样性的神圣林(0.402±0.117)也显著高于周围的林地(0.209±0.084)(图2)。

植被组成

nmd分析的应力值等于0.119和谢泼德图显示原始中保存完好的异同分析(图A1.2)。周围植被组成之间神圣的树林和林地显著不同的基于PERMANOVA分析(表2)。这两个组织分化沿着第一轴nmd祝圣礼空间(图3)。

下面的物种被发现更神圣的树林的通常比周围的林地:Malabaila sekakul, Prangos ferulacea, Bellevalia olivieri, Muscari comosum, Alliaria petiolata,忍冬nummulariifolia,硅宾latifolia,鼠尾草bracteata,授粉microcarpa, Crataegus pontica,和狗牙蔷薇。大多数都是种灌木的灌木丛或其他的植物的土壤深处,加上少数例外,如叶片不育系和Galium aparine。相反地,周围的林地显示更高的频率蓍属wilhelmsii, Arenaria serpyllifolia, Velezia rigida,三叶草purpureum,山羊草属triuncialis,叶片danthoniae,叶片tectorum, Heteranthelium piliferum,和Ziziphora性,大多是一年生植物的扰动地面或常年放牧指标,例如,Poa bulbosa。

环境驱动的植被组成

安装环境变量nmd祝圣礼空间导致了14个重要变量。垃圾深度(cm),皇冠树冠(%),有机碳(%)、氮(%),和沙子(%)积极指出向神圣的树林,而其他变量包括方面,高度(a.s.l),倾向(%),钾(毫克/公斤),磷(毫克/公斤),裸露的土壤(%)、pH值、淤泥(%),向周围的林地和粘土(%)(图4)。

保护状态

254个物种鉴定,161年(63.4%)不能评估根据本国保护状态(威利斯贾利利Jamzad 1999, 2001)。两个物种(0.8%)数据不足,31(12.2%)是最关心的,威胁附近29例(11.4%),20例(7.9%)脆弱,11(4.3%)濒临灭绝,和两个(0.8%)在极度濒危类别中的步骤(表A2.1)。所有11个濒危物种(林地沙发,大panormitanus;西南亚洲种大戟,大戟属植物macrocarpa;帝国贝母贝母广场和贝母straussii;蜜蜂兰花Ophrys reinholdii无性系种群。straussii和崖顶无性系种群。transhyrcana;最近描述区域流行圣诞星,Ornithogalum sanandajense;种无边便帽,一些近东黄芩condensata无性系种群。pycnotricha;saw-wort,麻花头属grandifolia;和山羊的胡子Tragopogon latifolius和Tragopogon buphthalmoides)和两种濒危勉强流行大蒜(葱属植物hooshidaryae和葱属植物saralicum),15的脆弱,27个濒临威胁,和最关心的25个物种位于神圣的树林。而在周围的林地,25个物种是最关心的,14威胁附近12个脆弱,和三个濒危(大panormitanus和两个Tragopogon物种;中的步骤参见表A2.1)。

讨论

分类学多样性

多样性和林下植物成分在扎格罗斯森林仍未知的文献中,因为无法理解(可怜的路连接)和困难识别植物物种水平。本研究,据我们所知,第一个比较神圣的树林和地面植被调查周围的林地在这个全球生物多样性热点。我们发现22个神圣的树林Baneh面积占20%的植物在整个扎格罗斯北部地区(208年约1000种;Assadi et al . 1989年)。神圣的树林保护生态和文化价值观在世界各地许多世纪以来(2006年Bhagwat和鲁特,Frascaroli et al . 2016),但其重要性较高的国家不再文明历史和土地使用更多的剥削。等领域,他们经常形成近天然岛屿所包围的退化土地(达德利et al . 2010年)。大约250神圣的树林仅存在于Baneh县,每100公里的密度16神圣的树林²(Shakeri 2006)。由于当地居民的养老新林地作为神圣的树林,他们的数量正在不断增长。我们的研究突显出,相对于他们的小区域,他们港口数量不成比例地高的独特而珍贵的物种。

神圣的小树林有显著较高的物种丰富度、香农·辛普森Pielou多样性指数,比周围的林地和β多样性,确认发现神圣的树林的重要性从世界其他地区的生物多样性保护(Mgumia Oba 2003 Frascaroli et al . 2016年)。在全球范围内,神圣的树林anthropo-zoogenic干扰的低利率,因为当地的长期保护(Allendorf et al . 2014);扎格罗斯北部,这似乎非常有效的保护到目前为止,当地居民强烈拥抱保护值,禁忌,神圣的树林和实践(Plieninger等2020)。例如,当地规则严格禁止收集柴火,狩猎,牲畜放牧,和商业收集水果和植物在神圣的树林,尽管当地居民对自然资源的高度依赖。虽然周围的林地几乎耗尽的枯枝,垃圾,和植物碎片,高库存的枯木,垃圾可以增加土壤氮在神圣的树林(Shakeri 2006),这增加了整体景观和支持物种的生境多样性,否则将无法发现。

Silvopastoral活动,如过度放牧压力高、波拉德频繁,会导致降低森林物种多样性指标;过度放牧和变化减少美味植物的多样性物种的丰度和支配(Papanikolaou et al . 2011年)。波拉德橡树减少树的树冠和结果在叶面积指数减少20%(从1.92在跟前站在神圣的树林,至0.33;Abbasi et al . 2017年)。在林地增加日晒和过度放牧,改变土壤理化性质(Sharrow 2007,穆哈马迪Samani et al . 2020年),这可能随后水平栖息地的变化和减少分类多样性(Orefice et al . 2017年)。因为更高的树冠覆盖和生境异质性和降低土壤扰动,神圣的树林支持林分物种。他们有助于β多样性和景观尺度(Mgumia Oba 2003 Frascaroli et al . 2016年),住所隐藏的多样性(Partel 2014),甚至可能港口识别植物和/或动物类群新的科学,例如,两个新发现螨物种从神圣的树林库尔德斯坦(Babaeian et al . 2019年,Paktinat-Saeij et al . 2020年)。

植被组成

尽管神圣的树林和周围的林地都可能来自同一个类地带性植被,即。Quercetea persicae(Zohary 1963),神圣的树林现在群岛的原始森林包围silvopastoral林地显著不同的植被组成和结构。其他研究也解决了不同物种组成之间神圣的树林和周围的土地管理,通常发现更大的小环境异质性在神圣的树林(恶魔et al . 2005年,Bhagwat和鲁特2006)。严格的社会禁忌扮演重要的角色在提供生态区位林分,nutrient-demanding,敏感的物种(Mgumia和Oba 2003)。

灌木是许多动物种群的关键元素(沃森et al . 2011年),但它们缺席滥用silvopastoral林地。Maraz山羊silvopastoral林地的主要的家畜浏览北部扎格罗斯,收益率马海毛,一个有价值的产品。因此,人们经常清晰的橡树豆芽和灌木,以阻止他们捕获的宝贵Maraz山羊的马海毛(Shakeri 2006)。过度放牧可以减少大量的美味和稀有物种和同质化植被通过将社区组成对令人不快的福布斯和年度草和香草,等山羊草属triuncialis,叶片tectorum, Filago薄荷,Taeniatherum crinitum, Picnomon acarna,和Echinops胶(Bouahim et al . 2010年)。精神价值和传统silvopastoral实践导致互补在神圣的树林和周围的林地植被。神圣的树林因此独特的隐芽植物的组合,nutrient-demanding, woodland-specialist物种,而周围silvopastoral林地富含一年生植物,杂草,light-demanding物种。

环境驱动的植被组成

五的14个重大环境变量驱动的植被组成神圣的树林和周围的林地(窝深度、皇冠林冠覆盖、土壤有机碳、氮,和沙子%)呈正相关,神圣的树林。这些环境变量是一个直接或间接结果刻意保护神圣的树林。禁忌,防止牲畜放牧,收集垃圾和枯枝,波拉德有一个重要的角色在保留树树冠覆盖,增加土壤肥力。植物垃圾是一个重要的因素的成功再生橡树,作为土壤养分资源的循环(科尔多瓦et al . 2018年),和必要的土壤动物区系和真菌多样性(瓦尔德et al . 2006年)。垃圾深度与土壤pH值负相关,因为橡树垃圾积累可以增加土壤酸度,由于公司的生产₂由微生物呼吸(1977年辛格和Gupta),因此支持罕见的嗜酸性近东林地的地下芽植物在神圣的树林,等Ornithogalum brachystachys和葱属植物macrochaetumsaw-wort的稀有物种,麻花头属grandifolia(Gaderzadeh et al . 2015年)。

树树冠的正相关(%)与土壤有机碳和氮表明的重要性在这些森林林冠覆盖土壤肥力(Isichei和Muoghalu 1992)。树冠覆盖的圣林从40到90%不等(平均70%),而在周围的林地,10至40%不等(平均20%;Shakeri 2006)。树木之间保持平衡在饲料生产和地面植被在silvopastoral系统中,有必要保持树的树冠覆盖约20 - 30% (Hartel Plieninger 2014 Valipour et al . 2014年)。更多的光物种池可用性转向light-demanding物种。因此,通常很难找到在周围林地林分物种。然而,在神圣的树林,西南亚洲山萝卜,Chaerophyllum macropodum;风铃草,风铃草属植物involucrata;毛茛属植物,毛茛属植物constantinopolitanus;和阔叶火烧兰,Epipactis火烧兰在那些植物的树冠下殖民。

在周围的林地,牲畜放牧可以直接或间接地,即。,通过影响土壤化学和物理变量,影响植被组成。放牧率高会破坏土壤结构,造成土壤压实和侵蚀(Daniel et al . 2002年,穆哈马迪Samani et al . 2020年),并增加土壤钾和磷含量,由于牲畜粪便沉积(James et al . 2007年)。粗切土壤入渗率更高(舒尔茨et al . 2016年)和提供更多的适合地下芽植物的隐居和nutrient-demanding物种,如葱属植物atroviolaceum, Chaerophyllum macropodum, Chaerophyllum aureum,贝母straussii, Epipactis火烧兰,和Symphytum kurdicum。

保护状态

我们发现,神圣的树林库尔德斯坦避难所许多植物的高保护价值。研究植物物种的60%这一事实并没有根据IUCN保护标准评估表明,这个世界地区需要关注保护的科学。不过,评估植物物种的神圣的树林,在国家层面上,6%是濒危和极度濒危,13%是附近的威胁,7%是在脆弱的类别。考虑到这些植物大多流行和受限制的地区,这些神圣的树林尤为重要为保护濒危植物物种在国家和全球层面上。具体地说,两个大蒜极度濒危物种葱属植物hooshidaryae和葱属植物saralicum最近才被确定和有限分布在北部扎格罗斯(弗里奇2002年弗,Mashayekhi et al . 2005年)。我们发现这两个物种在三个和四个神圣的树林,分别。10的11个濒危物种在神圣的树林是药用和食用植物有一个重要的角色在库尔德菜和药用文化(Khezri 2002)。在周围的林地中,只有2%的威胁的濒危植物,10%附近的威胁,9%的脆弱。Mediterranean-Southwest亚洲森林草地,大panormitanus和近东山羊的胡子Tragopogon latifolius和Tragopogon buphthalmoides濒危物种共享之间神圣的树林和周围的林地。这两个Tragopogon物种是食用和药用价值大panormitanus以其为牲畜饲料价值欣赏(Asri组织2011)。

野生食用植物有重要的文化和经济角色在伊朗的农村地区。事实上,他们是库尔德菜肴的一个重要组成部分;人们使用这些植物几乎在每一道菜(Khezri 2002)。人们可以自由收集植物根系,灯泡,树叶、花朵和水果在农村环境从草地和林地低成本的食品,也是传统医学。当地人的饮食习惯变化反映了植物的季节性。在春天,寻找野生食用植物和蘑菇是一个重要的收入来源对有些人来说,一个受欢迎的爱好很多。高对食用和药用植物的需求导致了这些植物的灭绝在特定地方和随后的当地传统知识丢失(Khajoei Nasab和Khosravi 2014)。

许多研究都强调的意义神圣的树林保护濒危物种(Bhagwat鲁特2006年,雷和拉2010)。这个一般禁忌所提供的保护主要是阻止人们打猎和采集植物、水果、薪材和禁止家畜放牧(Allendorf et al . 2014);一些禁忌目标特定的植物或动物物种(Dafni 2007)。虽然当地居民保护神圣的树林的主要动机是为他们的精神和文化意义,生物多样性和栖息地保护仍然是一个重要的副产品神圣的树林,许多植物的必要条件。在《濒危物种中,只有皇室贝母,贝母广场和贝母straussii给当地人民带来的,也有很高的精神和文化价值,通常人们保护他们无论他们成长,因为他们被认为是复活和爱的象征。神圣的树林在库尔德斯坦港至今未被植物新的科学(Maroufi 2010)和他们保护动物物种多样性也很重要,提供合适的生态区位节肢动物(Babaeian et al . 2019年,Paktinat-Saeij et al . 2020年)和脊椎动物,如高加索松鼠(北美anomalus葛美林)的人口急剧下降扎格罗斯因为栖息地的丧失和座头鲸被人类过度捕猎(Sadeghi et al . 2017年)。当地人民在库尔德斯坦有深连接自然和他们获得大部分的传统食品和药品从本地植物;不过,他们不仅放弃收集药用和食用植物从神圣的树林也保护他们免受其他障碍,如火和牲畜放牧。这种传统故意导致保护濒危物种,保护独特的生物多样性和植被组成神圣的树林。

结论

我们的研究结果表明,价值观、禁忌和实践的神圣的树林中表达显著不同的保护状态,植物多样性、植被组成、和环境条件相比更加集约利用周围的林地。最值得注意的是,神圣的树林持有更高的分类学多样性和海港许多脆弱的和濒临灭绝的植物物种。神圣的树林的植被多样性和组成一个结果的非生物因素和主动保护当地人民。在周围的林地、过度放牧和波拉德的橡树支持light-demanding,杂草,和令人不快的植物,而神圣的树林被殖民林分林地专家,包括一些濒危物种。

尽管小程度上神圣的树林,我们的研究结果表明他们可以作为一个重要的补充形式的保护区域。同时,神圣的树林的植被组成和结构提供必要的基线重建退化地区。考虑到神圣的树林是全球濒危通过资源使用压力,治理不善,社会经济不平等,战争,和腐败,神圣的树林的保护状况研究是非凡的。我们建议这种传统保护被鼓励去保护自然和文化的一个生物多样性的热点地区和中东地区的文明。

文献引用

Abbasi, L。,Z. Shakeri, N. Shabanian, and G. Moreno. 2017. Branch and leaf biomass of Lebanon oak (Quercus libani摘要采用。)和胆橡木(问:infectoria摘要)。树木在不同年波拉德(标题从波斯作者翻译)。伊朗的森林和杨树研究》杂志上25:35-46。

Allendorf, t D。,J. S. Brandt, and J. M. Yang. 2014. Local perceptions of Tibetan village sacred forests in northwest Yunnan.生物保护169:303 - 310。https://doi.org/10.1016/j.biocon.2013.12.001

Asri组织,y 2011。伊朗牧场的植物(标题从波斯作者翻译)。研究inistitude森林和牧场,德黑兰,伊朗。

Assadi, M。,A. Ramak Maassoumi, and M. Khatamsaz. 1989.植物的伊朗。农业部、德黑兰,伊朗。

Babaeian E。,H. Ghobari, and K. M. Samani. 2019. Redescription ofOlolaelaps tasmanicus(Womersley, 1956)和描述的新物种Ololaelaps从伊朗Berlese(壁虱:Laelapidae)。据研究4629:351 - 364。https://doi.org/10.11646/zootaxa.4629.3.3

Baselga,。,和C. D. L. Orme. 2012. betapart: An R package for the study of beta diversity.生态学与进化方法3:808 - 812。https://doi.org/10.1111/j.2041 - 210 x.2012.00224.x

Bhagwat, s。,N. Dudley, and S. R. Harrop. 2011. Religious following in biodiversity hotspots: challenges and opportunities for conservation and development.保护信4:234 - 240。https://doi.org/10.1111/j.1755 - 263 x.2011.00169.x

Bhagwat, s。,和C. Rutte. 2006. Sacred groves: potential for biodiversity management.生态与环境前沿4:519 - 524。https://doi.org/10.1890/1540 4 - 9295 (2006) [519: SGPFBM] 2.0.CO; 2

Bouahim, S。,L. Rhazi, B. Amami, N. Sahib, M. Rhazi, A. Waterkeyn, A. Zouahri, F. Mesleard, S. D. Muller, and P. Grillas. 2010. Impact of grazing on the species richness of plant communities in Mediterranean temporary pools (western Morocco).政府建筑渲染的生物学333:670 - 679。https://doi.org/10.1016/j.crvi.2010.06.004

Cardelus, c . L。,P. Scull, J. Hair, M. Baimas-George, M. D. Lowman, and A. W. Eshete. 2013. A preliminary assessment of Ethiopian sacred grove status at the landscape and ecosystem scales.多样性5:320 - 334。https://doi.org/10.3390/d5020320

科尔多瓦,s . C。,D. C. Olk, R. N. Dietzel, K. E. Mueller, S. V. Archontouilis, and M. J. Castellano. 2018. Plant litter quality affects the accumulation rate, composition, and stability of mineral-associated soil organic matter.土壤生物学和生物化学125:115 - 124。https://doi.org/10.1016/j.soilbio.2018.07.010

Dafni, a . 2007。仪式,仪式和习俗与神圣的树特别引用到中东。人种生物学和民族医学杂志》上3:28。https://doi.org/10.1186/1746 - 4269 - 3 - 28

丹尼尔,a·J。,K. Potter, W. Altom, H. Aljoe, and R. Stevens. 2002. Long-term grazing density impacts on soil compaction.交易的ASAE45:1911 - 1915。https://doi.org/10.13031/2013.11442

Darvishsefat, a . a . 2006。阿特拉斯保护区的伊朗(标题从波斯作者翻译)。部环境,德黑兰,伊朗。

恶魔,U。,H. Culmsee, and M. Berriane. 2005. Sacred groves in Morocco: a society’s conservation of nature for spiritual reasons.席尔瓦Carelica49:185 - 201。

恶魔,U。,A. Mhamdi, and B. El Fasskaoui. 2014. Les sites maraboutiques—un patrimoine naturel et culturel du Maroc (Maraboutic sites—a natural and cultural heritage from Moroco). Pages 171-178在a . Kagermeier和b . Elfasskaoui编辑。Patrimoine et tourisme文化盟摩洛哥。杜发动9高速colloque marocain-allemand de梅克内斯。大学的慕雷·伊斯梅尔,摩洛哥梅克内斯。

达德利,N。,S. Bhagwat, L. Higgins-Zogib, B. Lassen, B. Verschuuren, and R. Wild. 2010. Conservation of biodiversity in sacred natural sites in Asia and Africa: a review of the scientific literature. Pages 19-32在b . Verschuuren r .野生,j·麦克尼利奥维耶多,编辑。神圣的自然景点。趋势,伦敦,英国。

达德利,N。,L. Higgins-Zogib, and S. Mansourian. 2009. The links between protected areas, faiths, and sacred natural sites.保护生物学23:568 - 577。https://doi.org/10.1111/j.1523-1739.2009.01201.x

Frascaroli F。,S. Bhagwat, R. Guarino, A. Chiarucci, and B. Schmid. 2016. Shrines in Central Italy conserve plant diversity and large trees.中记录45:468 - 479。https://doi.org/10.1007/s13280 - 015 - 0738 - 5

Frascaroli F。,和B. Verschuuren. 2016. Linking biocultural diversity and sacred sites: evidence and recommendations in the European framework. Pages 389-417在m . Agnoletti和f . Emanueli编辑。在欧洲生物文化多样性。施普林格,可汗,瑞士。https://doi.org/10.1007/978 - 3 - 319 - 26315 - 1 - _21

弗里奇,r . M。,和N. Friesen. 2002. Evolution, domestication and taxonomy. Pages 5-30在h . d . Rabinowitch和l . Currah编辑。葱属植物作物科学:最新进展。CABI,瓦林福德,英国。https://doi.org/10.1079/9780851995106.0005

Gaderzadeh, S。,Z. Shakeri, V. Hosseini, and H. Maroufi. 2015. Determination of environmental factors affecting the distribution of plant species in northern Zagros forests (Case study: Armardeh Forest, Baneh).伊朗的森林研究》杂志上7:299 - 315。

Ghahramany, L。,Z. Shakeri, E. Ghalavand, and H. Ghazanfari. 2017. Does diameter increment of Lebanon oak trees (Quercus libani摘要)受波拉德在扎格罗斯北部,伊朗?农林复合经营系统91:741 - 748。https://doi.org/10.1007/s10457 - 016 - 9944 - 9

Ghazanfari, H。,M. Namiranian, H. Sobhani, and R. M. Mohajer. 2004. Traditional forest management and its application to encourage public participation for sustainable forest management in the northern Zagros Mountains of Kurdistan Province, Iran.北欧的森林研究》杂志上19:65 - 71。https://doi.org/10.1080/14004080410034074

Hartel, T。,和T. Plieninger. 2014.欧洲wood-pastures转型:一种生态的方法。劳特利奇,伦敦,英国。https://doi.org/10.4324/9780203797082

Isichei, a . O。,和J. I. Muoghalu. 1992. The effects of tree canopy cover on soil fertility in a Nigerian savanna.《热带生态学8:329 - 338。https://doi.org/10.1017/S0266467400006623

Izady m . 1994。库尔德人玛代后裔吗?库尔德人的生活10:8-10。

Jackle, H。,M. Rudner, and U. Deil. 2013. Density, spatial pattern and relief features of sacred sites in Northern Morocco.景观在线32:1-16。https://doi.org/10.3097/LO.201332

贾利利,。,和Z. Jamzad. 1999.红色数据手册伊朗:流行的初步调查,在伊朗稀有和濒危植物物种(标题从波斯作者翻译)。研究所的森林和牧场,外交部Jahad-e Sazandegi科技,德黑兰,伊朗。

詹姆斯,E。,P. Kleinman, T. Veith, R. Stedman, and A. Sharpley. 2007. Phosphorus contributions from pastured dairy cattle to streams of the Cannonsville Watershed, New York.水土保持杂志》上62:40-47。

Khajoei Nasab F。,和A. R. Khosravi. 2014. Ethnobotanical study of medicinal plants of Sirjan in Kerman Province, Iran.民族药物学杂志154:190 - 197。https://doi.org/10.1016/j.jep.2014.04.003

Khezri, s . 2002。库尔德斯坦药用植物的文化(标题从波斯作者翻译)。大学的库尔德斯坦,萨南达季,伊朗。

勒让德,P。,和L. F. Legendre. 2012.数字生态。爱思唯尔,阿姆斯特丹,荷兰。

洛基,V。,J. Tökölyi, K. Süveges, Á. Lovas-Kiss, K. Hürkan, G. Sramkó, and A. Molnár. 2015. The orchid flora of Turkish graveyards: a comprehensive field survey.Willdenowia45:231 - 243。https://doi.org/10.3372/wi.45.45209

伦敦,g . 1976。地形的十进位制永久样。Vegetatio33:61 - 64。https://doi.org/10.1007/BF00055300

Maroufi, h . 2010。两个新植物物种从库尔德斯坦省,西部的伊朗。伊朗植物学杂志》16:76 - 80。

Mashayekhi, S。,S. Zarre, R. Fritsch, and F. Attar. 2005. A new species of葱属植物subgen。Melanocrommyum教派。Compactoprason(Alliaceae)来自伊朗。Feddes Repertorium116:191 - 194。https://doi.org/10.1002/fedr.200411065

Mgumia, f . H。,和G. Oba. 2003. Potential role of sacred groves in biodiversity conservation in Tanzania.环境保护30:259 - 265。https://doi.org/10.1017/S0376892903000250

穆罕默迪萨马尼,K。,N. Pordel, V. Hosseini, and Z. Shakeri. 2020. Effect of land-use changes on chemical and physical properties of soil in western Iran (Zagros oak forests).林业研究杂志》31:637 - 647。https://doi.org/10.1007/s11676 - 018 - 0799 - y

Morony m . 2019。阿拉伯ii。伊朗的阿拉伯人征服。百科全书Iranica。伊朗研究中心,哥伦比亚大学,纽约,纽约,美国。(在线)网址:http://www.iranicaonline.org/articles/arab-ii

Muller-Dombois D。,和H. Ellenberg. 2002.目标和植被生态学的方法。第二版。布莱克本,考德威尔,新泽西,美国。

Oksanen, J。,F. G. Blanchet, R. Kindt, P. Legendre, R. O’Hara, G. L. Simpson, P. Solymos, M. H. H. Stevens, and H. Wagner. 2010.素食:社区生态包。1.17 - 4 R包版本。(在线)网址:http://CRAN.R-project.org/package=vegan

Orefice, J。,R. G. Smith, J. Carroll, H. Asbjornsen, and D. Kelting. 2017. Soil and understory plant dynamics during conversion of forest to silvopasture, open pasture, and woodlot.农林复合经营系统91:729 - 739。https://doi.org/10.1007/s10457 - 016 - 0040 - y

Ormsby, A。,和S. A. Bhagwat. 2010. Sacred forests of India: a strong tradition of community-based natural resource management.环境保护37:320 - 326。https://doi.org/10.1017/S0376892910000561

Paktinat-Saeij, S。,H. Ghobari, and K. M. Samani. 2020. First new species of the Caeculidae (Acari: Trombidiformes: Prostigmata) from Iran, with a key to the world species ofAllocaeculus。系统和应用蜱螨学25:833 - 842。https://doi.org/10.11158/saa.25.5.5

Papanikolaou, a D。,N. M. Fyllas, A. D. Mazaris, P. G. Dimitrakopoulos, A. S. Kallimanis, and J. D. Pantis. 2011. Grazing effects on plant functional group diversity in Mediterranean shrublands.生物多样性和保护20:2831。https://doi.org/10.1007/s10531 - 011 - 0112 - 2

Partel m . 2014。社区没有物种的生态学:隐藏和黑暗的多样性。植物科学期刊25:1154 - 1159。https://doi.org/10.1111/jvs.12169

Plieninger, T。,C. Quintas-Soriano, M. Torralba, K. Mohammadi Samani, and Z. Shakeri. 2020. Social dynamics of values, taboos and perceived threats around sacred groves in Kurdistan, Iran.人与自然2:1237 - 1250。https://doi.org/10.1002/pan3.10158

R核心团队。2019。接待员:统计计算的语言和环境。(在线)网址:https://www.r-project.org/

雷,R。,和T. Ramachandra. 2010. Small sacred groves in local landscape: are they really worthy for conservation?当前的科学98:1178 - 1180。

Roohi m . 2014。打破伊朗库尔德地区的历史问题(标题从波斯作者翻译)。伊朗社会学期刊》4:63 - 93。

Sadeghi, M。,M. Malekian, and L. Khodakarami. 2017. Forest losses and gains in Kurdistan province, western Iran: Where do we stand?埃及遥感和空间科学杂志》上20:51-59。https://doi.org/10.1016/j.ejrs.2016.07.001

舒尔茨,K。,K. Voigt, C. Beusch, J. S. Almeida-Cortez, I. Kowarik, A. Walz, and A. Cierjacks. 2016. Grazing deteriorates the soil carbon stocks of Caatinga forest ecosystems in Brazil.森林生态与管理367:62 - 70。https://doi.org/10.1016/j.foreco.2016.02.011

Shakeri, z . 2006。生态和营林的影响Galazani北部扎格罗斯橡树森林(在波斯用英语总结)。论文。伊朗德黑兰大学卡拉杰,。

Shakeri, Z。,M. R. Marvi Mohajer, M. Namiraninan, and V. Etemad. 2009. Comparison of seedling and coppice regeneration in pruned and undisturbed oak forests of Northern Zagros (Case study: Baneh, Kurdistan province) [In Persian with English summary].伊朗的森林和杨树研究》杂志上17:84 - 73。

Shakeri, Z。,和M. Mostafa. 2018. Spatial distribution of less-disturbed forest stands in Baneh. Pages 1-7在a . Molaii编辑器。第三次全国代表大会在能源、环境、农业和可持续发展(在波斯用英语总结)。自由大学、Snandaj伊朗。

Sharrow, s . h . 2007。土壤压实的放牧牲畜silvopastures就是明证土壤物理性质的变化。农林复合经营系统71:215 - 223。https://doi.org/10.1007/s10457 - 007 - 9083 - 4

辛格,j·S。,和S. R. Gupta. 1977. Plant decomposition and soil respiration in terrestrial ecosystems.植物审查43:449 - 528。https://doi.org/10.1007/BF02860844

汤森,C。,和E. Guest. 1974.伊拉克的植物。Bentham-Moxon信任,伦敦,英国。

Valipour,。,T. Plieninger, Z. Shakeri, H. Ghazanfari, M. Namiranian, and M. J. Lexer. 2014. Traditional silvopastoral management and its effects on forest stand structure in northern Zagros, Iran.森林生态与管理327:221 - 230。https://doi.org/10.1016/j.foreco.2014.05.004

Verschuuren B。,和N. Furuta. 2016.亚洲自然圣地:哲学和实践在保护区和保护。劳特利奇,伦敦,英国。https://doi.org/10.4324/9781315676272

瓦尔德,d . A。,G. W. Yeates, G. M. Barker, and K. I. Bonner. 2006. The influence of plant litter diversity on decomposer abundance and diversity.土壤生物学和生物化学38:1052 - 1062。https://doi.org/10.1016/j.soilbio.2005.09.003

华生,d . M。,H. W. McGregor, and P. G. Spooner. 2011. Hemiparasitic shrubs increase resource availability and multi-trophic diversity of eucalypt forest birds.生态功能25:889 - 899。https://doi.org/10.1111/j.1365-2435.2011.01839.x

白色,l . 1967。我们的生态危机的历史根源。科学155:1203 - 1207。https://doi.org/10.1126/science.155.3767.1203

野外,R。,C. McLeod, and P. Valentine. 2008.神圣的自然网站:保护区域经理的指导方针。世界自然保护联盟、腺、瑞士。

威利斯,a . j . 2001。在伊朗濒危植物。新植物学家149:165 - 165。https://doi.org/10.1046/j.1469 8137.2001.00043 - 3. x

年轻,f . w . 2013。多维标度:历史、理论和应用程序。英国心理出版社,举起。

Zohary m . 1963。地植物结构的伊朗。韦斯曼科学出版社,耶路撒冷,以色列。