文章信息
- 何友均, 梁星云, 覃林, 李智勇, 谭玲, 邵梅香
- He Youjun, Liang Xingyun, Qin Lin, Li Zhiyong, Tan Ling, Shao Meixiang
- 南亚热带马尾松红椎人工林群落结构、物种多样性及基于自然的森林经营
- Community Structure, Species Diversity of Pinus massoniana and Castanopsis hystrix Plantation and the Nature-Based Forest Management in the Southern Subtropical China
- 林业科学, 2013, 49(4): 24-33
- Scientia Silvae Sinicae, 2013, 49(4): 24-33.
- DOI: 10.11707/j.1001-7488.20130404
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文章历史
- 收稿日期:2012-11-13
- 修回日期:2013-03-04
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作者相关文章
2. 广西大学林学院 南宁 530004
2. College of Forestry, Guangxi University Nanning 530004
中国亚热带地区是中国商品林或用材林的重要基地,长期经营马尾松(Pinus massoniana)、杉木(Cunninghamia lanceolata)等针叶树种,为满足国家木材需求做出了巨大贡献。但是,由于长期大面积经营针叶纯林,引起了林地生产力降低、生物多样性下降、病虫害增多等生态问题。为了改造大面积的人工马尾松针叶纯林和培育优质大径材,南亚热带地区在20年前开始探索按照自然规律培育马尾松的模式,并营造当地阔叶树种与马尾松的混交林(蔡道雄等,2007)。按照自然规律培育和经营森林的思想与德国林学家Karl Gayer于19世纪末提出的近自然森林经营理念殊途同归,能够平衡木材生产和生态服务功能。基于自然的森林经营就是按照植被自然演替规律,通过人工干预,保持森林最基本的自然结构特征,同时满足人类社会需求目标的一种森林经营模式(Larsen et al.,2007)。
森林群落物种组成、结构复杂性和物种多样性成为衡量可持续森林经营效果的重要指标(Lindenmayer et al.,2000; Burrascano et al.,2011;Shaheen et al.,2012)。同时,森林经营对森林群落物种组成、结构和功能有重要影响(Korzukhin et al.,1996; Pélissiera et al.,1998; Timilsina et al.,2008;Vidal,2008; Schweitzer et al.,2011; Souza et al.,2012)。如何通过现有人工林分状态结构特征和发展目标来判断改造技术是基于自然的森林经营的基本前提(陆元昌,2006; 陆元昌等,2009; Zella et al.,2004; Larsen et al.,2007)。本研究的目的是通过对南亚热带地区马尾松、红椎(Castanopsis hystrix)人工林群落结构和物种多样性特征进行研究,根据培育人工大径材和满足生态服务功能的发展目标,提出基于自然的森林经营方向,以期为南亚热带人工林的可持续经营和多功能利用提供科学依据。
研究区域位于广西凭祥市的中国林业科学研究院热带林业实验中心伏波试验场(106°51'—106°53'E,22°02'—22°04'N)。该地区属南亚热带季风型半湿润—湿润气候,干湿季节明显(10月至翌年3月为干季,4—9月为湿季)。年均气温20.5~21.7 ℃,≥10 ℃年积温6 000~7 600 ℃。年均降雨量1 200~1 500 mm,年均蒸发量1 261~1 388 mm,相对湿度80%~84%。地貌类型以低山丘陵为主,海拔430~680 m,地带性土壤为花岗岩发育的山地红壤,土层厚度>80 cm,pH值4.8~5.5。历史上,该地区为亚热带常绿阔叶林,20世纪50年代在常绿阔叶林皆伐迹地上种植了杉木。1983年,对杉木进行皆伐,然后在此立地上营造了红椎纯林(初植密度2 500株·hm-2)、马尾松纯林(初植密度2 500株·hm-2)及红椎×马尾松混交林(初植密度2 500株·hm-2,红椎与马尾松混交比例为1: 1)(He et al.,2013)。红椎纯林与马尾松纯林分别于1993,1998和2009年进行了3次间伐。红椎×马尾松混交林经历了1998和2009年2次间伐。每种林分每次间伐强度均为15%。
2 研究方法2011年1月,在试验地的红椎纯林、马尾松纯林及红椎×马尾松混交林中,每种林分共设9块20 m×20 m的标准地(上、中和下坡各设3块),对每个标准地内胸径(DBH)大于1 cm的林木(记为乔木层)进行每木调查,记录其种名、胸径、树高等信息。在每个标准地内沿对角线的两个角落和中心分别设置3个面积为2 m×2 m的灌木样方和1 m×1 m的草本样方,调查样方内灌木层(胸径小于1 cm的木本植物和层外藤本植物,便于统计分析,本研究将藤本植物纳入灌木层)和草本层植物的种类、个体数、高度和覆盖度等。同时调查记录物种的更新情况和标准地的海拔、坡度、坡向和坡位等环境因子。不同林分的立地条件见表 1。
用重要值分析群落结构(Skeen,1973),重要值为相对频度、相对密度和相对盖度3者之和。采用物种丰富度(样方内物种总数)、Shannon-Wiener指数(H')、Simpson优势度指数(D)和Pielou均匀度指数(E)对林下灌木层和草本层物种多样性进行定量分析:
$H' = - \sum\limits_{i = 1}^S {Pi\ln {P_i}},D = 1 - \sum\limits_{i = 1}^S {P_i^2} ;E = H'/\ln S。$
式中: S为物种总数,Pi为物种i的个体数在全部个体数中的比例。
用Excel 2007及R 2.15.0软件进行数据处理。用“豌豆图”(图 1和2)表示不同树种的胸径和树高分布情况,图中横坐标越宽表示胸径和树高对应纵坐标数值的林木株数越多。
由表 2可知,本次调查共记录到乔木层(由胸径大于1 cm的林木组成)物种数为16种,其中马尾松纯林物种最多,共11种,红椎×马尾松混交林有7种,红椎纯林有4种。马尾松纯林中马尾松的重要值最大(125.86),其次是红椎(72.50)和火力楠(Michelia macclurei)(31.77)。红椎纯林中红椎重要值最大(240.43)。在红椎×马尾松混交林中,红椎与马尾松的重要值最大,分别为120.63和119.13。3种林分共有种只有红椎。
灌木层物种数共有23种,马尾松纯林15种,红椎纯林12种,红椎×马尾松混交林10种。红椎纯林和红椎×马尾松混交林中重要值最大的均为红椎(分别为128.87和209.53),马尾松纯林中重要值最大的为三叉苦(Melicope pteleifolia)(82.84),其次是红椎(75.42)。3种林分共有种有4种,分别是红椎、三叉苦、九节(Psychotria rubra)和杉木。
草本层物种数共有11种,红椎纯林和马尾松纯林均为5种,红椎×马尾松混交林8种。红椎纯林和马尾松纯林中重要植最大的均为铁芒箕(Dicranopteris linearis)(分别为178.45和127.54),红椎×马尾松混交林中重要值最大的为金毛狗(Cibotium barometz)。3种林分共有种为扇叶铁丝蕨和五节芒。
从天然更新情况来看,不同林分内物种的更新情况有所不同(表 3)。林下天然更新有利于保持林分的稳定结构。马尾松纯林的更新物种种类多于其他两种林分,出现了红椎、火力楠、罗浮柿(Diospyros morrisiana)和毛黄肉楠(Actinodaphne pilosa)等多种常绿阔叶树种更新,其中红椎和火力楠的更新密度分别达到6 667和2 224株·hm-2。红椎纯林中出现了红椎、火力楠和野漆(Toxicodendron succedaneum)的更新,更新密度分别为17 778,1 112和556株·hm-2。红椎×马尾松混交林林下除了红椎更新密度达54 444株·hm-2,还出现了华润楠(Machilus chinensis)等偶见种。
由表 4可知,马尾松纯林胸径大于1 cm的林木密度为1 949株·hm-2,远高于红椎纯林(825株·hm-2)和红椎×马尾松混交林(383株·hm-2),其胸高断面积(30.05 m2·hm-2)也大于红椎纯林(12.35m2·hm-2)和红椎×马尾松混交林(17.48m2·hm-2),但其平均胸径最小(9.7 cm),红椎纯林平均胸径居中(9.9 cm),红椎×马尾松混交林的平均胸径最大(21.7 cm)。
在马尾松纯林中,马尾松密度为442株·hm-2,只占林分密度的22.7%,其胸高断面积为26.27m2·hm-2,占胸高断面积总量的87.4%; 红椎的密度(1 008株·hm-2)占总密度的51.7%,但其胸高断面积(1.50 m2·hm-2)仅为总量的5.0%; 火力楠的密度(283株·hm-2)占总密度的14.5%,胸高断面积(2.02 m2·hm-2)占总量的6.7%,其他树种的密度和胸高断面积对总量的贡献都不大。结合表 4及图 1可知,马尾松的平均胸径为27.1 cm,均已长成胸径较大的林木; 红椎平均胸径为3.9 cm,所有红椎个体的胸径都小于马尾松个体的胸径; 火力楠平均胸径为7.6 cm,其胸径分布范围较宽; 其他树种的胸径均较小且分布范围很窄。
在红椎纯林中,红椎的密度为767株·hm-2,占总密度的93.0%,胸高断面积(12.04 m2·hm-2)占总量的97.5%,其平均胸径为10.02 cm,红椎个体胸径分布在2个较集中的范围: 1~10 cm和16~30 cm,最大树胸径为51.4 cm(图 1)。
在红椎×马尾松混交林中,马尾松和红椎的密度分别为192和142株·hm-2,分别占总密度的50.1%和37.0%,胸高断面积分别为7.31(41.8%)和9.86 m2·hm-2(56.4%),平均胸径分别为21.7和26.6 cm。可见,虽然马尾松在密度上比红椎更有优势,但其平均胸径和胸高断面积均小于红椎。由图 1可知,马尾松个体胸径为15~30cm,红椎个体胸径则为2~7 cm和25~40 cm,其他树种除杉木外胸径均在10 cm以下。
3.1.3 不同林分层次结构特征根据林木高度的配置情况,可以对树木进行层次结构划分。如图 2所示,马尾松纯林可分为2个层次,第1个层次是以马尾松为主的Ⅰ层,高13~24 m,第2个层次是以红椎为主的Ⅱ层,高2~9 m。火力楠树高分布在3~20 m,2个层次都有分布,其他树种均可归纳到Ⅱ层。由图 2可知,红椎纯林也可划分为2个层次,Ⅰ层由红椎构成,高12~17 m,Ⅱ层亦由红椎为主,高2~8 m,火力楠和野漆等树种均分布在Ⅱ层。由图 2可知,红椎×马尾松混交林可划分为3个层次,Ⅰ层由红椎构成,高20~25 m; Ⅱ层主要由马尾松构成,高13~20 m; Ⅲ层主要由红椎构成,高4~7 m; 岗柃(Eurya groffii)、华润楠、星毛鸭脚木(Schefflera minutistellata)、黄毛榕等(Ficus esquiroliana)4个物种分布在Ⅲ层,杉木分布在Ⅱ层。
3.2 植物物种多样性由图 3可知,马尾松纯林和红椎纯林灌木层的多样性指数均高于草本层,其中马尾松纯林的灌木层丰富度指数和Shannon-Wiener指数与其草本层差异显著(P<0.05),红椎纯林灌木层丰富度指数和Simpson指数与其草本层差异显著(P<0.05)。红椎×马尾松混交林草本层的多样性指数均比灌木层高,其中Shannon-Wiener指数、Simpson指数和均匀度指数均达到显著差异(P<0.05)。
灌木层各指数表现为马尾松纯林>红椎纯林>红椎×马尾松混交林,其中,马尾松纯林和红椎纯林的多样性指数均无显著差异,而红椎×马尾松混交林除丰富度指数外,其他指数均显著低于两种纯林(P<0.05)。草本层物种丰富度指数和Shannon-Wiener指数表现为红椎×马尾松混交林>马尾松纯林>红椎纯林,而Simpson指数和均匀度指数表现为马尾松纯林>红椎×马尾松混交林>红椎纯林,各指数均以红椎纯林最低,但是不同林分类型之间各指数均无显著差异(P>0.05)。
4 结论与讨论马尾松纯林和红椎纯林均可分为2层,而红椎×马尾松混交林可分为3层。占据马尾松纯林、红椎纯林Ⅰ层的物种分别为马尾松和红椎; 占据红椎×马尾松混交林Ⅰ层的物种为红椎,马尾松位居第Ⅱ层,这是由于红椎和马尾松为同龄混交,红椎幼年阶段具有耐荫性,此时马尾松生长较快,为红椎生长提供了庇荫环境,同时也促进了红椎生长。随着年龄增加,红椎出现较快的高生长,且枝叶繁茂,待林分郁闭时,强阳性树种的生长受到林分郁闭的影响,部分马尾松由于竞争性差而死亡(赵平等,2003; 蔡锡安等,2005; 孙谷畴等,2007)。因此,红椎在人工混交林群落中的竞争力比马尾松强,在混交28年后能成为优势树种位于群落上层,而马尾松由于生长受压而位居下层,结果与前人研究得出的结论基本一致(谭绍满等,1997)。群落乔木层物种数表现为马尾松纯林(11种)>红椎×马尾松混交林(7种)>红椎纯林(4种),物种数随着林分中马尾松密度的减少而减少(各林分中马尾松的密度分别为442,192和0株·hm-2),主要是由于马尾松的透光性较红椎好,为林下植被生长并部分进入乔木层提供了良好的林隙和生长环境(梁建平,1992)。
各林分灌木层优势种均为红椎,说明红椎纯林及混交林均有一定的林下更新。马尾松纯林中出现了大量红椎和火力楠等多种常绿阔叶树种更新,有些已经进入乔木层,主要是由于马尾松纯林周边分布着红椎等阔叶树林分,阔叶树通过种子传播而形成天然更新。如果在没有人为干扰情况下,马尾松纯林可能会随着时间推移而自然演替形成针阔混交林。如果在人为科学干预下,马尾松纯林不仅能在相对短周期内接近自然状态,还能满足人类社会的需求目标。在山地常绿阔叶林中,有红椎与马尾松混生的现象(郑万钧,1985),因此红椎×马尾松的树种配置接近自然,具有生态适宜性。本研究也为基于自然规律对马尾松、红椎人工纯林改造提供了一定的实践基础和理论依据(Larsen et al.,2007)。各林分类型灌木层均有杉木出现,这是由于林分前栽为杉木,所有群落中出现的杉木均为其根兜萌芽而来,表明森林经营历史对群落的现状也有一定的影响,在森林经营的过程应适当予以考虑。
各林分的胸高断面积表现为马尾松纯林(30.05 m2·hm-2)>红椎×马尾松混交林(17.48m2·hm-2)>红椎纯林(12.35 m2·hm-2),与覃林等(2011)对红椎马尾松纯林及其混交林生产力的研究结果一致。从红椎大径材培育的角度来看,红椎×马尾松混交林中红椎大径木(DBH>16 cm,根据调查样地内红椎的胸径分布而定)的平均密度为108株·hm-2,平均胸径为33.6 cm(25~40cm),平均树高为22.8 m(20~25 m),而红椎纯林中红椎的平均密度为258株·hm-2,平均胸径为22.9 cm(16~30 cm),平均树高14.4 m(12~17m)。可见,红椎纯林中的红椎平均密度虽然高于混交林,但其平均胸径和树高远低于混交林,说明红椎×马尾松混交林是适合培育红椎大径材的一种经营模式(卢立华等,1999; 郭文福等,2010),但本研究中观察到的同龄混交林中的部分马尾松由于生长受到红椎的压制而死亡的现象,也表明今后需要进一步研究二者的混交比例、混交方式、初始种植密度、间伐时间、间伐方式和强度等(谭绍满等,1997; 郭文福等,2010)。
3种人工林灌木层和草本层的多样性指数均低于湖南紫金山马尾松群落(吴毅等,2011)和红椎天然林(黄全能等,1998),但马尾松纯林Shannon-Wiener指数、Simpson指数和均匀度指数与30年生马尾松人工林(间伐后5年)相差不大(李瑞霞等,2012)。红椎×马尾松混交林草本层各多样性指数除物种丰富度外均显著高于灌木层(P<0.05),主要是由于混交林郁闭度大,不利于林下灌木的生长,而草本主要物种为具有耐荫性的大型蕨类金毛狗,高度达到1~1.5 m,反过来对灌木的生长形成了抑制。红椎×马尾松混交林草本层各多样性指数与2种纯林没有显著差异,而由于受到乔木层和金毛狗的双重抑制,其灌木层各多样性指数除丰富度指数外均显著低于2种纯林(P<0.05)。2种纯林之间灌木层和草本层多样性指数均表现为马尾松纯林高于红椎纯林,主要是由于马尾松纯林林下光照条件比红椎纯林好,有利于林下植被生长。由此可见,林下植被生长状况不仅取决于林分的树种组成,还与树种特性、群落内部的光照条件等密切相关。林分为纯林还是混交林并不是决定林下植物多样性的首要条件,在气候和立地条件相似的情况下,群落内部的光照条件和可供植物生长的空间(可通过林隙等来调整)也是影响林下植物多样性的重要因素(汪殿蓓等,2001; Hautier et al.,2009;刘延滨等,2012)。因此,对南亚热带地区大面积针叶纯林进行改造时,不仅要考虑树种配置,还需要通过抚育间伐等森林经营措施来调整林分结构、改善光照条件,从而提高生物多样性和森林生产力,最终实现人工林的可持续经营目标。
研究地区属于商品林试验性林场,兼具维护生态系统完整性的功能。因此,该地区人工林经营的主要目标是培育大径材,同时平衡木材生产和生态功能。本研究通过对马尾松纯林、红椎纯林和红椎×马尾松混交林群落结构和物种多样性特征的研究,提出基于自然发展规律,以目标树经营体系为主要手段的人工林改造方向。对于马尾松纯林,需要充分利用林下有红椎、火力楠天然更新的特点,辅以人工补植红椎等阔叶树种。同时需要确定马尾松目标树,定期伐除与其形成竞争并影响林下阔叶树更新的林木个体,保证马尾松上层优势木的生长空间,起到改造期间承担庇荫的作用,促进天然更新或人工更新阔叶树种的成长(修勤绪等,2009)。随着红椎等阔叶树种的生长发育,需要多次调整和优化马尾松林分的结构,着力引导阔叶树种进入主林层并确定其目标树,然后按照目标树经营体系,促进马尾松和阔叶树种的更新,最后形成以阔叶树为主的异龄、复层针阔混交林。对于红椎纯林,由于出现了径级分化和林下更新,可以确定红椎目标树,按照目标树作业体系进行经营,只伐除妨碍目标树生长的林木,但需要在一定时期内保持一定的林分郁闭度、群落结构和生物多样性,有利于更新树种的生长。同时,由于红椎纯林的天然更新较少,需要人工补植部分阔叶树种,例如西南桦(Betula alnoides)等(何友均等,2012)。通过目标直径伐方式调整林分结构,最终形成异龄、复层阔阔混交林。对于红椎×马尾松混交林,首先确定红椎和马尾松目标树,根据目标树经营要求对妨碍目标树生长的林木随时进行砍伐,促进林下红椎和马尾松更新(徐海兵等,2001; 蓝肖等,2003),最终形成异龄、复层针阔混交林。三种林分均应确定目标树,目标树达到目标直径后进行采伐。采伐的每棵目标树都会在林分中留下一个林窗,使得林下幼树得到生长的机会,从而实现森林更新和演替,直到形成恒被林的理想阶段。
[1] | 蔡道雄, 贾宏炎, 卢立华, 等. 2007. 我国南亚热带珍优乡土阔叶树种大径材人工林的培育. 林业科学研究, 20 (2) : 165-169.(1) |
[2] | 蔡锡安, 彭少麟, 赵平, 等. 2005. 三种乡土树种在二种林分改造模式下的生理生态比较. 生态学杂志, 24 (3) : 243-250.(1) |
[3] | 郭文福, 蔡道雄, 贾宏炎, 等. 2010. 马尾松与红椎等3种阔叶树种营造混交林的生长效果. 林业科学研究, 23 (6) : 839-844.(2) |
[4] | 何友均, 覃林, 李智勇, 等. 2012. 西南桦纯林与西南桦× 红椎混交林碳贮量比较. 生态学报, 32(23) : 7586-7594.(1) |
[5] | 黄全能, 陈存及, 邱尔发, 等. 1998. 红锥天然林群落特征研究. 亚热带植物通讯, 27 (2) : 7-11.(1) |
[6] | 蓝肖, 黄大勇, 曹艳云, 等. 2003. 人工促进马尾松林天然更新技术. 广西林业科学, 32(4) : 188-190.(1) |
[7] | 李瑞霞, 马洪靖, 闵建刚, 等. 2012. 间伐对马尾松人工林林下植物多样性的短期和长期影响. 生态环境学报, 21 (5) : 807-812.(1) |
[8] | 梁建平. 1992. 马尾松、红锥混交林林冠结构的研究. 广西林业科技, 21 (1) : 11-16.(1) |
[9] | 刘延滨, 王庆成, 王承义, 等. 2012. 退化落叶松人工林近自然化改造对土壤微生物及养分的影响. 生态学杂志, 31 ( 11 ) : 2716-2722.(1) |
[10] | 卢立华, 汪炳根, 何日明. 1999. 立地与栽培模式对红椎生长的影响. 林业科学研究, 12 (5) : 519-523.(1) |
[11] | 陆元昌. 2006. 近自然森林经营的理论与实践. 北京: 科学出版社.(1) |
[12] | 陆元昌, 张守攻, 雷相东, 等. 2009. 人工林近自然化改造的理论基础和实施技术. 世界林业研究, 22 (1) : 20-27.(1) |
[13] | 覃林, 何友均, 李智勇, 等. 2011. 南亚热带红椎马尾松纯林及其混交林生物量和生产力分配格局. 林业科学, 47 ( 12 ) : 17-21.(1) |
[14] | 孙谷畴, 赵平. 2007. 亚热带森林四种建群树种叶片叶肉导度对适度高温的响应. 应用生态学报, 18 (6) : 1187-1193.(1) |
[15] | 谭绍满, 丁海, 罗人深, 等. 1997. 马尾松红锥混交林现状分析与评价. 植物生态学报, 21 (6) : 571-578.(2) |
[16] | 汪殿蓓, 暨淑仪, 陈飞鹏. 2001. 植物群落物种多样性研究综述. 生态学杂志, 20 (4) : 55-60.(1) |
[17] | 吴毅, 周国英, 祁承经, 等. 2011. 湖南紫金山马尾松的群落特征及物种多样性分析. 中南林业科技大学学报, 31 ( 11 ) : 120-124.(1) |
[18] | 修勤绪, 陆元昌, 曹旭平, 等. 2009. 目标树林分作业对黄土高原油松人工林天然更新的影响. 西南林学院学报, 29(2) : 13-19.(1) |
[19] | 徐海兵, 陶承友, 万志洲, 等. 2001. 南京紫金山风景区人工促进马尾松天然更新的研究. 江苏林业科技, 28(5) : 27-29.(1) |
[20] | 赵平, 曾小平, 彭少麟. 2003. 植被恢复树种在不同实验光环境下叶片气体交换的生态适应特点. 生态学杂志, 22 (3) : 1-8.(1) |
[21] | 郑万钧. 1985. 中国树木志(第二卷) . 北京: 中国林业出版社.(1) |
[22] | 中国林业科学研究院“多功能林业”编写组. 2010. 中国多功能林业发展道路探索. 北京: 中国林业出版社. |
[23] | Burrascano S, Sabatini F M, Blasi C. 2011. Testing indicators of sustainable forest management on understorey composition and diversity in southern Italy through variation partitioning. Plant Ecology, 212 (5) : 829-841.(1) |
[24] | Hautier Y, Niklaus P A, Hector A. 2009. Competition forlight causes plant biodiversity loss after eutrophication. Science, 324 ( 5927 ) : 636-638.(1) |
[25] | He Y J, Qin L, Li Z Y, et al. 2013. Carbon storage capacity of monoculture and mixed-species plantations in subtropical China. Forest Ecology and Management, 295: 193-198.(1) |
[26] | Korzukhin M D, Ter-Mikaelian M T, Wagner R G. 1996. Process versus empirical models: which approach for forest ecosystem management. Canadian Journal of Forest Research, 26 (5) : 879-882.(1) |
[27] | Larsen J B, Nielsen A B. 2007. Nature-based forest management—where are we going: elaborating forest development types in and with practice. Forest Ecology and Management, 238 ( 1-3 ) : 107-117.(3) |
[28] | Lindenmayer D B, Margules C R, Botkin D B. 2000. Indicators of biodiversity for ecologically sustainable forest management. Conservation Biology, 14 (4) : 941-950.(1) |
[29] | Pélissiera R, Pascala J P, Houllierb F, et al. 1998. Impact of selective logging on dynamics of a low elevation dense moist evergreen forest in western Ghats ( South India) . Forest Ecology and Management, 105 (1-3) : 107-119.(1) |
[30] | Schweitzer C J, Dey D C. 2011. Forest structure, composition, and tree diversity response to a gradient of regeneration harvests in the mid- Cumberland Plateau escarpment region, USA. Forest Ecology and Management, 262: 1729-1741.(1) |
[31] | Shaheen H, Ullah Z, Khan S M, et al. 2012. Species composition and community structure of western Himalayan moist temperate forests in Kashmir. Forest Ecology and Management, 278: 138-145.(1) |
[32] | Skeen J N. 1973. Anextension of the concept of importance value in analyzing forest communities. Ecology, 54 (3) : 655-656.(1) |
[33] | Souza A F, Cortez L S R, Longhi S J. 2012. Native forest management in subtropical South America: long-term effects of logging and multipleuse on forest structure and diversity. Biodiversity and Conservation, 21 (8) : 1953-1969.(1) |
[34] | Timilsina N, Heinen J T. 2008. Forest structure under different management regimes in the western lowlands of Nepal. Journal of Sustainable Forestry, 26(2) : 112-131.(1) |
[35] | Timilsina N, Ross M S, Heinen J T. 2007. A community analysis of sal ( Shorea robusta ) forests in the western Terai of Nepal. Forest Ecology and Management, 241 (1-3) : 223-234. |
[36] | Vidal S. 2008. Plant biodiversity and vegetation structure in traditional cocoa forest gardens in southernCameroon under different management. Biodiversity and Conservation, 17 (8) : 1821-1835.(1) |
[37] | Zella J, Hanewinkel M, Seeling U. 2004. Financial optimisation of target diameter harvest of European beech ( Fagus sylvatica ) considering the risk of decrease of timber quality due to red heartwood. Forest Policy and Economics, 6: 579-593.(1) |