人类活动对景观格局、过程和动态的影响是景观生态学研究的重要内容(福尔曼等, 1990;傅伯杰等, 2002;肖笃宁等, 2003)。在人类活动出现之前, 森林景观变化的主要驱动力是以火为主的自然驱动力, 随着人类活动的出现, 活动范围和强度逐渐增大, 人为活动成为主要驱动力; 遥感和地理信息系统等宏观生态研究手段的迅速发展又为森林景观变化及人为影响的研究提供了强有力的技术支持。所以, 人类活动影响下森林景观的变化规律成为森林景观生态学重点研究领域、景观生态学家和林学家共同研讨的热点。2004年美国第17届景观生态学年会设置18个分会, 其中之一即为“人类活动对景观和流域过程的影响”。人为过程融入生态过程既有欧洲景观生态学传统思想的渊源, 也是现代生态学面临的重要挑战(Wu et al., 2002)。

人类活动根据其范围、频度和强度分为两类, 即土地利用和森林经营。土地利用主要包括农业开发和城市化过程, 通常意味着森林景观已经变为非林区; 森林经营是以采伐更新为核心、森林永续利用为目标的一系列活动。本文从影响森林景观的主要人类活动入手, 以林区内部经营活动对景观影响为重点, 综合国内外研究成果, 力图反映该领域的现状和发展趋势, 为深入研究提供思路。

导致森林景观变化的土地利用活动主要是农业开发和城市化。农业活动对森林景观的作用取决于活动的时空尺度、频度和强度。十几年时间尺度的农业开发导致森林景观中居民点和耕地散布, 边缘生境面积、小斑块数量显著增大, 景观破碎化(Steininger et al., 2001)。1985—2000年, 中国林地面积锐减, 主要是由砍伐林地和扩大农耕面积所造成的, 例如东北地区部分低海拔地区的天然林及河谷、沟谷等水热条件较好的林地被开垦耕作, 西南地区交通条件改善、人类活动加剧, 耕地面积不断增加等(徐新良等, 2004)。建国后某些地区大规模毁林开荒, 是几十年时间尺度上变森林景观为农业景观的典型例子。以上时间尺度的景观变化可以通过退耕还林等积极正向的人类活动恢复为森林, 可视为一种可逆变化。而更大尺度、更大强度, 即数百年、甚至千年时间尺度的人类活动则会导致不可逆变化, 人类文明史上, 多数地区的农业开发都以毁灭森林为代价, 长期的大规模农业开发将整个区域的原始森林景观彻底改变为农业景观(Decamps et al., 1988;Medley et al., 1995;Gunilla et al., 2000)。1701—1977年, 中国森林面积占国土面积的比例由26.1%降至12.7%, 耕地面积比例则由5.4%升至13.4%。现今许多重要农区, 例如黄河中下游平原, 千年以前都曾是丰茂的森林(陶炎, 1994), 现已失去了原有的森林环境, 不能恢复为森林景观。

与农业开垦相比, 城市占地面积增加幅度相对较小(葛全胜等, 2000), 但却不可逆地减少森林面积、改变景观格局, 并带动了更大强度的人类活动。城市化作用下森林景观最显著的变化就是严重破碎化(Fuller, 2001)。城市化作用强度与森林破碎化程度呈显著正相关, 森林破碎化程度甚至可作为区域经济发展的指示指标(Wickham et al., 2000)。城市化速度的差异塑造了不同的景观格局(Swenson, 2000)。另一方面, 伴随城市化过程, 居民生活需求剧增, 炊饮、取暖和照明等会对森林造成巨大压力, 致使本地种的生物多样性丧失、关键生态系统和生境受损(Kirubi1 et al., 2000)。

景观水平上的森林采伐影响研究始于1987年(Franklin, 1987)。采伐是影响森林景观结构特征的关键因子, 又是森林经营和可持续发展的核心内容, 通过控制采伐格局能构造理想的、可持续利用的森林景观格局(Baskent et al.1996), 例如采伐会使成熟林破碎化, 即可通过模型模拟建立合理的空间采伐格局, 从而创造连续的成熟林生境(Creating, 2000)。因此, 采伐格局与森林景观关系始终受到林学家和景观生态学家的特别关注。森林经营决策也从最初木材产量的单因素决策, 发展到多因素综合决策, 形成3个主要决策因素, 即保证木材产量、维持森林永续利用以及保护生物多样性。近期的森林经营空间决策支持系统也都是基于不同采伐方式对木材生产、野生动物生境的影响而建立的(Li et al., 2000;Seely et al., 2004)。但森林景观自身的特点、对干扰体系的反应、当地物种对干扰的适应特点都存在差异, 需在重要林区开展多个采伐案例研究, 进而实现森林经营方式的空间决策支持。

采伐对森林的生物和非生物成分产生多方面影响, 包括格局动态、生物多样性保护、生态系统演化、生态系统稳定性与健康等(郭晋平, 2001);景观尺度上, 采伐干扰比火烧等自然干扰使森林发生更大范围和强度的异质化和破碎化, 表现为树种格局改变, 斑块密度、大小改变, 核心生境面积减少等(Ripple et al., 2000)。森林景观的重要结构特征包括林分类型结构、年龄结构和粒级结构, 这些特征由相应的采伐参数(轮伐期的长短、整个轮伐期中森林采伐量的时间分配以及森林采伐方式的配置)决定, 事实上, 森林经营就是以森林的可持续发展为目的, 寻求采伐参数的最优组合。采伐空间格局、时间频度, 采伐量大小以及空间分布等特征各以不同的贡献率影响景观动态(Schroeder et al., 2002; Wallin et al., 1996; Wolter et al., 2002; Staus et al., 2002), 采伐影响研究将一直以采伐参数与这些结构特征之间的定量关系为核心和重点。

我国在种群和群落水平上对采伐方式、采伐影响以及伐后更新的研究取得了大量成果(刘慎谔, 1957;王战, 1957;楼玉海等, 1991;徐化成, 1998;朱济凡等, 1982), 但景观水平的采伐更新研究很少, 森林景观变化的人为驱动力分析也限于定性描述(徐化成, 1998;赵光等, 2001)。

森林景观斑块大小、边缘数量、栖息地斑块之间的距离和连通性等景观特征与种群动态之间的关系是野生动物管理和保护生物学的重要方面, 即野生动物的生存很大程度上取决于森林采伐形成的生境格局, 因此, 野生动物保护成为森林经营的重要决策因素之一。

动物对生境面积、景观结构和景观类型有强烈的选择倾向。生境面积选择一般需要保证最小面积的适宜生境以及他们之间良好的连通性, (Chapin et al., 1998; Lindenmayer et al., 1999)。采伐景观中动物选择特定的景观结构, 主要对林分类型、年龄面积比例和斑块大小等景观结构特征进行选择。例如貂倾向于落叶林和混交林、30年以上林龄的林分面积比例大、采伐斑块边界密度低的景观结构; 冬季巢区无林地面积小于30%~35%, 非采伐面积比例大于40%~50% (Potvin et al., 2000)。大多数鸟类都倾向于选择成熟林, 其种群数量与林龄密切相关(Setterington et al., 2000;Drapeau et al., 2000; Robinson et al., 1999)。动物对景观类型也具有选择性:采伐区包围的林地、大面积成片森林和耕地包围的林地3种景观中, 小型哺乳动物的丰富度与森林斑块面积和景观内部特征无关, 而与景观类型密切相关(Bayne et al., 1998)。亚高山带森林中红背鼠对采伐反应敏感:避开皆伐迹地中心, 选择边缘地带; 择伐和皆伐塑造所的“穿孔”和“破碎化”景观格局则成为动物移动格局的决定因素(Hayward et al., 1999)。

采伐格局与动物生存关系密切, 很多学者通过研究动物种群对采伐格局的反应, 从生物保护的视角提出景观尺度上的采伐设计要考虑动物的选择倾向:保留大型斑块、保持其间的连通性, 最大限度地保持种群数量; 结构上至少保留50%的非采伐面积, 采伐面积不得超过30%;保留大面积成熟林等(Potvin et al., 2000; Hargis et al., 1999; Terry et al., 2000; Robinson et al., 1999;Setterington et al., 2000;Drapeau et al., 2000)。

人为管理和自然干扰是森林景观格局演变的两种驱动力, 它们之间相互作用, 关系密切。景观规划中人为管理和自然干扰的相对重要性研究表明, 人为活动对于保持森林景观自然特征非常必要(Klenner et al., 2000), 采伐有利于森林维持所需演替阶段, 能够模拟自然干扰——火烧(Hobson et al., 1999), 并可塑造与自然干扰景观相似的景观格局。采伐与火烧一样可使森林形成不同演替阶段, 为小型哺乳动物提供多样化的生境(Sullivan et al., 1999), 但采伐是否能够完全替代火烧尚待研究。

采伐经营能够改变自然干扰体系, 例如改变景观的连通度, 从而改变火烧格局。同时在采伐经营中可以利用火烧, 通过人工火烧管理减少老龄林生境, 控制和创造适宜的生境格局(Miller et al., 2000)。

道路影响格局和很多景观生态过程(Trombulak et al., 2000;Forman et al., 1998b)。20世纪30、40年代开始研究道路影响下路旁植被和小型哺乳动物移动格局的变化; 60、70年代重视道路对野生动物行为及理化环境、过程的影响(李月辉等, 2003);90年代Forman提出道路生态学(road ecology)的概念(Forman, 1995), 开始景观水平的研究, 即道路、道路网与景观格局和过程相互关系, 并逐渐成为热点, 其中, 森林景观由于其集运材道路密布、最能体现道路网对景观的影响而成为重点研究对象(Miller et al., 1996. Thinker et al., 1998; Forman et al., 1998a; Lugoa et al., 2000;McGarigal et al., 2001;Saunders et al., 2002)。2003年, 以Forman (2003)为首的14位著名生态学家、道路专家和水文学家合作出版了道路生态学第一本专著“Road Ecology: Science and Solutions", 系统阐述了道路系统及其生态影响。

森林道路毁林占地, 直接导致:生境丧失; 影响路旁植被格局; 改变周围理化环境, 加剧土壤侵蚀; 交通造成动物死亡; 动物由于利用或者躲避道路从而改变其移动格局; 障碍作用导致生境和种群破碎化; 车辆干扰改变土壤动物、啮齿类的群落组成、丰富度和多样性, 使大型哺乳动物选择生境时对其回避, 转移巢区远离道路; 使景观格局破碎化, 核心面积减小, 斑块类型改变、数量增多, 产生边缘生境, 生物多样性丧失(Trombulak et al., 2000; Forman, 1998b)。道路干扰、阻断水平的自然景观过程, 从根本上改变景观作用的方式, 还通过景观过程作用于影响区域以外更大面积的景观。同时, 道路生态研究在道路规划和自然保护中也有重要实践意义(Gratson et al., 2000; Hodar et al., 2000; Strittholt et al., 2001; Goosem et al., 2001; Forman, 1998a)。

近期道路与森林景观的研究焦点为:第一, 道路网的景观空间结构特征, 主要包括道路密度、道路位置、道路构型和道路影响域等与景观格局的关系。道路密度是描述森林景观格局的重要指标(Forman et al., 1998b), 但两者的相关性在各案例中表现不稳定, 很多学者指出道路位置和空间构型与森林景观变化的相关程度更大(Miller et al., 1996; Thinker et al., 1998);影响域的大小和形状及其影响因素也有待确定。第二, 尺度性。道路对景观格局的影响程度受尺度限制, 该种影响在不同尺度下的不同表现需引起重视(Mcgarigal et al., 2001)。第三, 现有针对过程的研究很少(Tromburk et al., 2000), 探讨景观过程在道路影响下的变化将是重要研究内容。

国内的森林道路生态影响受到森林工程学和景观生态学两个学科的关注。前者的林道网理论主要针对林道网密度、配置方法和林道弃养等问题, 该领域部分学者开始注意到森林道路的生态影响, 将其纳入林道网研究范围, 但案例报道很少; 后者的学科领域内道路研究的案例和综述也有限(周华锋等，1999;曾辉等, 2001;李月辉等, 2003;宗跃光等, 2003)。道路网的景观生态影响尚未引起重视的原因之一是与世界发达林区相比, 我国森林道路密度较低(开发林区平均林网密度仅1 m·hm^-2, 瑞士为40 m·hm^-2, 前民主德国为30 m·hm^-2) (于政中, 1991), 负面影响尚不突出, 但林区发展必然要提高道路密度, 为减少其负面影响, 该项研究必不可少。

景观生态学强调景观要素的时间动态性和空间异质性, 在人为驱动力研究中, 同样强调驱动因子的时空变异性, 这就需要在一定时空范围内将人类活动这一多变量驱动因子定量化, 即重构人类活动的历史, 构建干扰与景观动态的相关性, 从而揭示两者的内在关系。

农业开发和城市化对森林景观影响研究中, 人类活动的时空尺度较大, 大多以人口数量、农业经济、城市化速度、生态承载状况和社会发展水平等变化反映人为驱动力作用特征(Bastian et al., 1993; Medley et al., 1995), 除定性描述外, 常利用社会统计资料建立相应指标, 如人口密度指数、经济密度指数等, 这类指数往往不具时空异质性。另一类指数则通过景观结构反映人类活动强度, 如人工景观与整个景观的面积之比(陈利顶等, 1999)和人工改造活动指数(曾辉等, 1999)等。

研究林区人为驱动力影响时, 上述指数和方法都受到限制, 有效的方法是重构采伐(更新)历史的时空格局, 包括以采伐位置、采伐面积及伐区配置为核心的空间数据库和以采伐量、采伐强度为核心的属性数据库, 此类详细干扰历史格局用于驱动力研究已开始出现, 例如利用多期遥感数据判读采伐区域(Hayes et al., 2002), 遥感数据和统计数据结合, 构建几十年的采伐和火烧历史(Schroeder et al., 2002)等, 就为详细阐述采伐参数与景观要素的关系提供了数据和方法, 还能为模型模拟提供输入参数和校验参数。我国由于历史数据的获取以及技术手段等原因, 多限于定性或数量研究的层面, 从空间定量化人为活动仍较少, 一定程度地阻碍了人类活动影响研究的深入。

空间过程对森林景观的长期动态影响, 时空尺度都具有宏观性, 传统的生态学实验方法难以奏效, 模型以及模拟宏观尺度景观变化的的独特优势成为人为活动对森林景观影响研究中最重要、最常用的方法。短短十几年间, 国外学者就构建了很多模型(FACET, METAFOR, FORMOSAIC), 从理论上探讨森林采伐策略和景观格局之间的关系(LSPA、CACADE)。景观水平上的空间直观景观模型在80年代后期发展起来, 成功地模拟森林空间格局及其变化(LANDSIM、LANDIS)。随着空间直观景观模型的发展, 不同管理措施或干扰方式对景观影响的生态学意义受到广泛关注, 构建了大量模型模拟人类采伐管理对森林景观的影响, 包括同一森林景观结构对不同采伐管理方式的反应以及不同景观格局对同种管理方式的反映(常禹等, 2001;Baskent, 1999; Shifley et al., 2000; Turner et al., 1988; Li et al., 1993; Tang et al., 1997), 揭示各种“if-what”, 为决策者提供备选方案, 主要集中在森林采伐对森林景观结构(Gustafson et al., 1994;1996)物种的分布(Gustafson et al., 1994)、树种的年龄结构(Shifley et al., 2000)、森林演替(Gustafson et al., 2000)、植物物种丰富度和动物生境(Li et al., 2000)的影响。有些模型还同时考虑人为活动和自然干扰(火烧风倒等) (He et al., 2002)。目前, 部分有影响力的模型的新版本和新的模型不断出现, 说明模型本身的开发和更新仍是重要研究内容, 随之模型应用也必不可少, 模型验证方法探讨及灵敏度分析是难点和热点(Henderson et al., 1996;Carlson et al., 1996;Ratto et al., 2001;徐崇刚等, 2003;2004)。我国的森林景观模型研究相对落后, 处在对已有模型进行应用的起步阶段, 最新一代的空间直观模型——LANDIS模型应用于大兴安岭地区采伐影响下长期动态研究(舒莹等, 2004), 所以, 亟待在多个应用案例的基础上, 发展适合我国林区特点的空间直观模型。

景观格局和生态过程关系是景观生态学核心和关键内容, 也是学科难点和热点, 但现有森林景观动态及其人类活动影响研究大多停留在格局的描述分析阶段, 亟待向过程研究深入, 目前向过程深入表现为人类活动对森林野生动物生境和森林水文过程影响两个热点。

景观通常会受到几种人类活动的同时作用, 它们彼此促进, 产生大于单独作用之和的强大驱动力, 导致动物生境不可逆的毁灭性退化(Lopes et al., 2000)。在国外, 此类野生动物生境研究成为热点, 是因为动物行为学基础雄厚, 大部分研究人员来源于动物专业, 部分景观生态学实验室设在动物系。其重点内容之一就是描述格局的同时, 辨识潜在生态过程, 尤其是人类经营景观中的过程。2003年在澳大利亚举行的第六届国际生态学大会上, 11%的报告内容与动物生境有关, 主要集中在动物的迁移、分布和景观格局的关系。大会19个专题之一“生境:质量、大小和空间格局及其在种群生存中的作用”, 指出未来主要研究方向是如何更准确地刻画动物生境以及生境面积大小、数量和构型的相对重要性。在中国, 由于动物行为学研究基础较薄弱, 景观尺度的动物生境及其对人类活动的反应研究受到制约, 仍限于通过生存因子适宜性叠加获得适宜生境分布状况(陈利顶等, 1999;肖等, 2004;舒莹等, 2004)。

森林景观格局和水文过程关系是从景观格局转入过程研究的最佳切入点, 宏观尺度下探讨人类活动作用下景观格局的时空异质性对水文过程的影响则成为森林景观生态学的重要内容。最早涉及植被和水文过程关系的是现代森林水文学, 该学科在大量水文过程研究的积累上, 逐渐重视包括植被等在内的各生态要素, 至今水文过程和生态过程的耦合机制成为重要学科方向(张志强等, 2003;孙鹏森等, 2003);而景观生态学是从格局研究出发, 进而关注不同空间干扰(采伐)格局产生的水文功能响应, 因此, 需借鉴森林水文学的成果及理论方法, 重点强调干扰下的格局和水文过程的时空间异质性。这样, 不仅利于解决森林水文效应问题, 而且有助于推动景观生态学在探索格局—过程这一核心理论中进一步深入。值得注意的是, 森林景观格局—水文过程关系研究并非景观格局指数和流域水文参数的简单拟合, 而是在森林水文功能对采伐面积、强度、方式, 伐区空间位置的响应(Bosch et al., 1982, Stednick et al., 1996), 采伐后及植被恢复过程中的径流响应(McDonnel et al., 2001), 较大空间尺度的水文反应与植被恢复过程关系等重要方向进行机理性的深入探讨。

政府决策、社会经济过程往往会成为景观变化的主要驱动力、甚至决定因素。在中国, 20世纪50年代末“大炼钢铁”和90年代前以产量为单一目的的采伐政策造成重要林区森林数量、质量下降; 现阶段“天然林保护”、“退耕还林”政策则有利于森林景观恢复; 很多地区森林景观动态都有此类典型人为政策的烙印。在国外, 有私有林和公共林之别, 两种所有制政策下运行不同采伐、经营管理模式, 驱动森林景观发生不同方向和速率的变化, 形成了森林景观结构异质性(Crow et al., 1999; Radeloff et al., 2000), 用模型模拟等方法研究采伐政策下景观结构的变化, 即将政治经济变化融合到自然变化中, 探讨森林景观对各种典型政府决策的反应, 以寻求森林景观变化的最根本原因, 能为森林经营和自然保护及相关大尺度环境问题的政府科学决策提供重要依据(Tyler et al., 2004)。在国内基于问卷调查的方法追溯政策变化及其和景观变化关系研究初露端倪(赵永华, 2004), 吸纳公众建议可以为决策者提供支持, 是景观生态理论付诸实践的重要途径, 是该学科未来10年成功发展的关键(Wu et al., 2002)。社会政策驱动和森林景观变化关系研究不仅是森林景观可持续发展、也是景观生态学交流和外延的重要基础。