Бесплатный автореферат и диссертация по сельскому хозяйству на тему

Разработка системы методов и статистических показателей для оценки растительного биоразнообразия лесных экосистем

ВАК РФ 06.03.02, Лесоустройство и лесная таксация

Автореферат диссертации по теме "Разработка системы методов и статистических показателей для оценки растительного биоразнообразия лесных экосистем"

на правах рукописи

)

Омболо Тасси Энгельс Эдцинг

РАЗРАБОТКА СИСТЕМЫ МЕТОДОВ И СТАТИСТИЧЕСКИХ

ПОКАЗАТЕЛЕЙ ДЛЯ ОЦЕНКИ РАСТИТЕЛЬНОГО БИОРАЗНООБРАЗИЯ ЛЕСНЫХ ЭКОСИСТЕМ (НА ПРИМЕРЕ КАРЕЛЬСКОГО ПЕРЕШЕЙКА ЛЕНИНГРАДСКОЙ ОБЛАСТИ)

06.03.02.- лесоустройство и лесная таксация

АВТОРЕФЕРАТ диссертации на соискание ученой степени кандидата сельскохозяйст венных наук

Санкт-Петербург- 2005 г

на правах рукописи

ЬР^ )

Омболо Тасси Энгельс Эддинг

РАЗРАБОТКА СИСТЕМЫ МЕТОДОВ И СТАТИСТИЧЕСКИХ

ПОКАЗАТЕЛЕЙ ДЛЯ ОЦЕНКИ РАСТИТЕЛЬНОГО БИОРАЗНООБРАЗИЯ ЛЕСНЫХ ЭКОСИСТЕМ (НА ПРИМЕРЕ КАРЕЛЬСКОГО ПЕРЕШЕЙКА ЛЕНИНГРАДСКОЙ ОБЛАСТИ)

06.03.02,- лесоустройство и лесная таксация

АВТОРЕФЕРАТ диссертации на соискание ученой степени кандидата сельскохозяйственных наук

Санкт-Петербург- 2005 г

2 глш

2

Работа выполнена на кафедре лесной таксации, лесоустройства и геоинформационных систем Санкт-Петербургской государственной лесотехнической академии им. С. М. Кирова.

Защита состоится 21 декабря 2005 года в 13 часов на заседании диссертационного совета Д 212.220.02 Санкт-Петербургской лесотехнической академии им. С. М. Кирова по адресу- 194021, Санкт-Петербург, Институтский пер., 5, Главное здание, зал заседаний.

С диссертацией можно ознакомится в библиотеке Санкт-Петербургской государственной лесотехнической академии.

Автореферат разослан " " ноября 2005 года.

Ученый секретарь диссертационного совета,

доктор сельскохозяйственных наук, профессор Маркова И А.

Научный руководитель:

доктор географических наук, профессор Алексеев АС.

Официальные оппоненты:

доктор биологических наук, профессор Соловьев В. А.

кандидат сельскохозяйственных наук, с.н.с. Пирогов Н.А.

Ведущее предприятие:

Северо-Западное лесоустроительное предприятие

ВВЕДЕНИЕ

Актуальность темы работы. Одним из важнейших принципов устойчивого управления лесами является сохранение биологического разнообразия. Для успешного выполнения данного принципа является необходимым решение целого ряда задач, в первую очередь - определение уровня биоразнообразия лесных экосистем изучаемого региона. По этой причине большую актуальность имеют разработка и определение количественных показателей растительного биоразнообразия, которые в свою очередь могут быть использованы при оценке состояния лесных экосистем и проектировании лесохозяйстаенных мероприятий в ходе многоцелевого комплексного лесоустройства.

Цель работы и задачи исследований. Разработать методику количественного определения растительного биоразнообразия лесных экосистем Карельского перешейка Ленинградской области и создать на их основе систему статистических показателей дня оценки растительного биоразнообразия лесных экосистем с целью устойчивого управления лесами.

Для достижения поставленной цели необходимо было решение следующих задач:

- изучить применяемые в научных исследованиях методы оценки растительного биоразнообразия лесных экосистем;

- провести сбор полевых данных и определить основные показатели растительного биоразнообразия лесных экосистем Карельского перешейка;

- построить теоретическую модель для разработки минимального стандарта безопасности в вопросе о растительном биоразнообразии и верхнего экстремального предела, а также интерпретации данных в рамках операций контроля-оценки растительного биоразнообразия;

- определить эталоны растительного биоразнообразия основных групп типов леса Карельского перешейка;

- провести анализ ранговых распределений видов в основных группах типов лееа Карельского перешейка;

- испытать пригодность индекса лесной вариабельности (р{у,?}) в качестве дополнительного инструмента устойчивого управления лесными биологическими ресурсами.;

- разработать направления практического применения и сделать рекомендации по отношению к использованию минимального стандарта безопасности и верхнего экстремального предела в многоцелевом комплексном лесоустройстве.

Научная новизна исследования заключается в определении и сравнительном анализе растительного биоразнообразия лесных экосистем Карельского перешейка Ленинградской области При этом, наряду с классическим показателем а -разнообразия и его статистическими характеристиками в рамках исследования были использованы модели ранговых распределений, а также вектор изменчивости, состоящий из индексов разнообразия и компактности лесного растительного покрова, позволивший оценить горизонтальное пространственное разнообразие лесных экосистем.

Углубленный анализ варьирования уровня а-разнообразия внутри групп типов леса Карельского перешейка позволил установить минимальные стандарты безопасности и верхние экстремальные пределы растительного биоразнообразия.

Личный вклад. Автор участвовал в разработке методики исследования, сборе и обработке экспериментальных данных, анализе полученных результатов, формулировке выводов и практических рекомендаций.

Практическая ценность работы. Полученные данные могут быть использованы:

- для оценки растительного биоразнообразия лесных экосистем;

- при планировании лесохозяйственных мероприятий в рамках многоцелевого комплексного лесоустройства;

- при оценке влияния лесохозяйственных мероприятий на лесные экосистемы;

- при проведении экологической лесной сертификации.

Обоснованность и достоверность результатов. Сбор данных проводился по стандартной методике. Всего в ходе исследования были использованы данные обследования 248 постоянных пунктов учета. При последующей статистической обработке данных использовались общепринятые пакеты прикладных программ STATISTICA, STATGRAPHICS, STATGRAPHICS Plus и Microsoft Excel. Теоретическая модель, предлагаемая для разработки минимального стандарта безопасности и верхнего экстремального предела, а также интерпретации данных в рамках операций контроля-оценки растительного биоразнообразия, опирается на широко известную модель Лапласа-Гаусса. Оценка точности аппроксимации эмпирических данных использованными в рамках исследования моделями проводилась на основании коэффициента детерминации. Полученные закономерности о растительном биоразнообразии лесных экосистем согласовываются с данными других авторов.

Апробация работы. По материалам диссертационной работы прочитаны 3 доклада, в том числе:

- один (1) на международной научно-практической конференции молодых ученых, проходившей 16-18 ноября 2004 года в Санкт-Петербургской государственной лесотехнической академии;

- два (2) на межвузовской научно-практической конференции "Проблемы и перспективы лесного комплекса", проходившей 26 - 27 мая 2005 г в Воронежской государственной лесотехнической академии.

Публикации. По теме диссертации опубликовано 3 работы.

Структура и объем работы. Диссертация состоит из 7 глав, введения, заключения, списка литературы из 159 наименований, и приложения. Работа изложена на 140 страницах машинописного текста и содержит 10 таблиц и 26 рисунка.

1. ОБЗОР ЛИТЕРАТУРЫ И СОСТОЯНИЕ ВОПРОСА

Впервые термин "биоразнообразие" был введен в 1988 году на первом американском форуме по биологическому разнообразию, в докладе энтомолога Е. Уилсона (Kaennel, 1998), заменив менее эффективный с точки зрения коммуникации термип "биологическое разнообразие". В целом, биоразнообразие может быть определено как вариабельность живых организмов и биосистем, включая, среди прочего, наземные, морские и иные водные экосистемы и экологические комплексы, частью которых отти являются. Это понятие включает в себя разнообразие в рамках вида, между видами и разнообразие экосистем (UNEP, 1992).

Оценка биоразнообразия может быть проведена на различных структурных уровнях. При этом для каждого уровня необходима разработка специальной методики оценки, а также подбор используемых критериев и индикаторов.

Пространственная структура и динамика биоразнообразия лесных экосистем подвержены определенным закономерностям и в значительной степени определяются проводимыми лесохозяйственными мероприятиями. Однако, на настоящем уровне знания, из-за недостатка эмпирического материала, невозможно однозначно судить о влиянии лесохозяйственных мероприятий на снижение биоразнообразия и его долго- и краткосрочных последствиях. Этим обусловлена необходимость более глубокого изучения генезиса биоразнообразия.

Вместе с тем, уже сейчас можно отметить постепенное сокращение уровня биоразнообразия экосистем. По этой причине под эгидой целого ряда международных организаций проводится целый ряд научно-практических

мероприятий, имеющих своей целью сохранение биоразнообразия. Кроме того, биоразнообразие вкшочено в число пан-европейских критериев и количественных индикаторов устойчивого управления лесами.

2. ХАРАКТЕРИСТИКА ОБЪЕКТА ИССЛЕДОВАНИЙ

В качестве объекта исследования были использованы лесные экосистемы расположенного между Балтийским морем и Ладожским озером Карельского перешейка Ленинградской области.

Территория Карельского перешейка относится к лесной зоне, с господством хвойных лесов. Его юго-западная часть расположена в подзоне южной тайги, остальная - в подзоне средней тайги Североевропейской таежной провинции. На территории Карельского перешейка преобладают подзолистые, глеево-подзолстые и дерново-подзолистые почвы. Климат Карельского перешейка, как и в целом Ленинградской области, атлантико-континенталь ный.

Общая площадь лесов Карельского перешейка составляет 948,1 тыс. га. Все леса Карельского перешейка относятся к первой группе лесов. Заготовка древесины осуществляется рубками главного, промежуточного пользования и прочими рубками.

Экологическая ситуация на Карельском перешейке оценивается как удовлетворительная и характеризуется начальным уровнем загрязнения почв на 25-30% территории, начальным уровнем загрязнения лесной биоты и грунтовых вод, точечными проявлениями опасного и умеренно опасного загрязнения почв, лесной биоты и грунтовых вод.

3. МЕТОДИКА ИССЛЕДОВАНИЯ

В качестве основы для организации полевых исследований была избрана существующая на Карельском перешейке Ленинградской области регулярная биоиндикационная сеть экологического мониторинга состояния лесов, созданная по программе ЮР-Рогев!

Планирование исследования осуществлялось по материалам лесоустройства с учетом данных о площадях, занимаемых группами типов леса, представленными на Карельском перешейке. Эти материалы позволили провести расчет распределения необходимого числа постоянных пунктов учета (ППУ) по группам типов леса. На основании материалов лесоустройства были выбраны наиболее представленные 7 групп типов леса: кисличная, черничная, брусничная, лишайниковая, долгомошная, сфагновая и

разнотравная (табл.1). Последняя включила в себя травяно-болотную и приручейно-разнотравную группы типов леса.

Таблица 1

Распределение площади насаждений и ППУ по группам типов леса

Группы типов леса Площадь, тысла Процент Кол-во ППУ

Лишайниковая 17.1 2.8 8

Брусничная 114.6 18.6 48

Кисличная 72.6 11.7 44

Черничная 329.3 53.2 82

Долгомошная 22.9 3.7 18

Сфагновая 30.4 5.0 26

Разнотравная 32.2 5.0 22

ВСЕГО 619Д 100 248

Необходимое для обследования число ППУ, которое обеспечивало достаточную статистическую репрезентативность, составило 248. Закладка ППУ проводилась в соответствии со стандартной методикой создания регулярной биоиндикационной сети (РБИС) первого уровня мониторинга. Для учета биологического разнообразия в состав ППУ, при сохранении его общей схемы, были введены дополнительные элементы - 8 площадок для геоботанического описания травяно-кустарнич&ового и мохово-лишайникового ярусов растительности, 2 площадки для геоботанического описания подроста и подлеска, 1 площадка для учета крупного детрита, 2 почвенные прикопки.

ЛКЯМфШЬфОПННШСЗОЭП ПОСТОЙНОГО |ГЩКТ» ГММ рспговйлыюй вдюиАтмнмонтА {етямюга энимншмо чттпшт.

Рис.1. Модифицированная схема постоянного пункта учета (ППУ).

Результаты измерений на ППУ и оценки элементов биологического разнообразия заносились в специальную карточку ППУ, являющуюся дополнением к стандартной карточке системы лесного мониторинга.

Анализ и обработка полученных в ходе полевой части работ данных проводились с использованием вычислительной техники и включали в себя ввод данных, определение основных статистических показателей рядов, корреляционный, регрессионный и дисперсионный анализ данных, а так же представление полученных результатов в виде графиков и таблиц и формулировку выводов и обобщений.

4. АНАЛИЗ РАСТИТЕЛЬНОГО БИОРАЗНООБРАЗИЯ ЛЕСОВ КАРЕЛЬСКОГО ПЕРЕШЕЙКА

Для оценки растительного биоразнообразия лесного покрова применяются разные показатели в том числе а-разнообразие. Кроме того, для оценки разнообразия лесного растительного покрова могут быть использованы статистические показатели, основными из которых являются среднее число видов, приходящееся на одну пробную площадь т, среднее квадратическое отклонение числа видов на пробных площадях от среднего а, коэффициент вариации V и размах варьирования Р числа видов по пробным площадям.

В ходе исследования были установлены статистические показатели а -разнообразия лесного растительного покрова Карельского перешейка по группам типов леса (см. таб.2).

Таблица 2

Статистические показатели а - разнообразия лесного растительного покрова Карельского перешейка по группам типов леса

Группа типов леса Статистические показатели а- разнообразия

л т в У,% Р

Лишайниковая 8 11 2,9 35 13

Брусничная 48 16 5,2 27 20

Черничная 44 23 6,0 28 28

Кисличная 82 33 8,2 26 34

Долгомошная 18 21 6,0 33 26

Сфагновая 26 19 4,7 28 20

Разнотравная 22 37 11,1 34 36

Как видно из табл.2, паиболыпим видовым разнообразием характеризуются кисличная и разнотравная группа типов леса.

Анализ изменчивости растительного биоразнообразия как в целом по Карельскому перешейку, так и по группам типов леса показал, что для ее описания может быть применена модель Гаусса-Лапласа:

а Ч2л

где х - величина а-разнообразия растительного покрова;

/(х) - вероятность того, что лесная экосистема, принадлежащая к определенной группе типов леса, имеет а-разнообразие, равное х.

5. ЭТАЛОНЫ РАСТИТЕЛЬНОГО БИОРАЗНООБРАЗИЯ ПО ОСНОВНЫМ ГРУППАМ ТИПОВ ЛЕСА КАРЕЛЬСКОГО ПЕРЕШЕЙКА

В качестве эталонов растительного биоразнообразия для определенного типа лесных экосистем мы вводим понятия минимального стандарта безопасности в вопросе о растительном биоразнообразии (МСБ) и верхнего экстремального предела (ВЭП).

В рамках нашей работы, минимальный стандарт безопасности является критическим значением среднего а биоразнообразия, которое выражает переход к ситуации, в которой лесная экосистем* может рассматриваться с точки зрения биоразнообразия как « патологическая».

Следовательно, разработка минимального стандарта безопасности (МСБ) в вопросе о растительном разнообразии определённого типа лесных экосистем заключается в поиске наименьшего значения среднего а- биоразнообразия, наблюдаемого в репрезентативной выборке, сделанной в слабо нарушенной экосистеме этого тина. Рассматриваемая экосистема должна быть слабо нарушенной, так как только в этом случае ее состояние может быть оценено, как здоровое. В противном случае, экосистема находится в вызванных различными пертурбациями состояниях деградации или регенерации (Киизек, 1990; 1994; 1998).

Если объектом исследования является слабо нарушенная лесная экосистема имеющая в своем составе К ГГГТУ, то в ней может быть рассмотрена совокупность из М репрезентативных выборок объемом л, при

М = С"Х=——— (2)

где М - возможное количество выборок объемом л, я - число ПГТУ в репрезентативной выборки, а К- число ПГТУ в слабо нарушенной лесной экосистемы Т7/.

И поскольку результаты научного исследования показали, что распределение а -биоразнообразия в совокупности слабо нарушенной лесной экосистемы точно или приблизительно соответствует нормальному закону (Алексеев и др., 2002), то следует, что минимальный стандарт безопасности (а,) выражается формулой

а,- м-3^] (Сгшв, 1992) (см.рис.2), где (3)

¡л - математическое ожидание [ т.е. общая средняя совокупности из М выборок объемом и (а также среднее а-биоразнообразие в совокупности нашей слабо нарушенной лесной экосистемы Л и среднее а- биоразнообразие в

репрезентативной выборке В )], - среднее квадратическое отклонение в

V»

совокупности из М выборок объемом п, а - среднее квадратическое отклонение в слабо нарушенной лесной экосистеме Рг, а п - число ППУ в каждой из М репрезентативных выборок.

Рис.2. Распределение среднего а -биоразнообразия в совокупности, создаваемой всеми М выборками объемом п, рассматриваемыми в нашей слабо нарушенной лесной экосистеме Л.

Кроме того, мы будем также определять значение //+3^=^, которое

может быть обозначено как верхний экстремальный предел (см.рис.2). В самом деле, этот верхний экстремальный предел представит большой интерес в рамках операций контроля-оценки растительного биоразнообразия как ключ интерпретации данных. Так же как мы ранее рассматривали нижний экстремальный предел как минимальный стандарт безопасности (МСБ), т.е как наименьшее среднее а-биоразнообразие, наблюдаемое в репрезентативной выборке, мы можем рассматривать и верхний экстремальный предел как наибольшее среднее а -биоразнообразие, наблюдаемое в репрезентативной выборке.

Допустим в качестве рабочей гипотезы, что для определенного типа лесных экосистем в основе значительных колебаний растительного биоразнообразия могут лежать лишь процессы сукцессионной динамики, после внешних воздействий, в то время как прочие факторы, не влияющие непосредственно на стадии сукцессии (исторические факторы, дрейф континентов, широта, высота над уровнем моря и др.) примерно одинаковы для рассматриваемого типа лесных экосистем. Тогда:

1. Репрезентативная выборка имеющая среднее а-биоразнообразие, меньше, чем минимальный стандарт безопасности означает, что данная экосистема является сильно нарушенной экосистемой (экосистемой в состоянии деградации), и может быть охарактеризована, как «патологическая» с точки зрения биоразнообразия.

2. Репрезентативная выборка имеющая среднее а-биоразнообразие, большее или равное минимальному стандарту безопасности (т е , наименьшему среднему а-биоразнообразию, наблюдаемому в репрезентативной выборке, происходящей из слабо нарушенной лесной экосистемы) я меньшее или равное верхнему экстремальному пределу (т.е., наибольшему среднему а-биоразнообразию, наблюдаемому в репрезентативной выборке), означает, что экосистема является слабо нарушенной экосистемой, являясь таким образом «здоровой» с точки зрения биоразнообразия.

3. Репрезентативная выборка имеющая среднее а-биоразнообразие большее, чем верхний экстремальный предел безопасности означает, что данная экосистема находится в стадии регенерации и по этой причине обладает рекордным биоразнообразием.

Область применения минимального стандарта безопасности (МСБ) и верхнего экстремального предела (ВЭП) в многоцелевом комплексном лесоустройстве, широка. В самом деле минимальный стандарт безопасности и

верхний экстремальный предел могут быть использованы в рамках лесной экологической сертификации, как критерий оценки качества лесного управления с точки зрения биоразнообразия.

Другим важным направлением применения минимального стандарта безопасности (МБС) и верхнего экстремального предела в многоцелевом комплексном лесоустройстве является их использование в качестве параметра устройства.

В самом деле, можно предложить периодическую (например, каждые пять лет) контроль-оценку растительного биоразнообразия всех участков лесного фонда, являющихся предметом эксплуатации, чтобы:

1. Судить о соответствии растительного биоразнообразия участка лесного фонда минимальным стандартом безопасности (МСБ) и верхним экстремальным пределом (ВЭП);

2. Судить о состоянии здоровья участка лесного фонда с точки зрения биоразнообразия;

3. Оценить реальное влияние лесоразработки на растительное биоразнообразие участка лесного фонда;

4. Принять решение о продолжении лесоразработки в участке лесного фонда, или, напротив, ее запрете на время, необходимое для восстановления растительного биоразнообразия до уровня со средним а -биоразнообразием, находящимся между минимальным стандартом безопасности (МСБ) и верхним экстремальным пределом (ВЭП).

Ясно, что если лесоэксплуатация является причиной сокращения растительного биоразнообразия, то, лесоустроитель должен не только планировать восстановление участка лесного фонда, но и пересмотреть план лесоустройства, увеличив оборот рубки, и таким образом, сократив ежегодно вырубаемую площадь. Подобная мера позволит уменьшить воздействие и ущерб, наносимый лесоэксплуатацией растительному биоразнообразию участка лесного фонда.

Кроме того, минимальный стандарт безопасности и верхний экстремальный предел могут быть использованы для оценки реального влияния лесохозяйственных мероприятий на растительное биоразнообразие. Выводы об эффективности моделей лесоустройства или лесоводственных мероприятий могут быть сделаны в том случае, если они позволяют поддержать растительное биоразнообразие лесной экосистемы на постоянном уровне в пределах между минимальным стандартом биоразнообразия и верхним экстремальным пределом, или приблизить его к этим эталонам растительного бноразнообразия.

Таблица 3 знакомит с минимальным стандартом безопасности (МСБ) и верхним экстремальным пределом (ВЭП) для основных типов лесных экосистем Карельского перешейка.

Таблица 3

Сводная таблица величин Минимального стандарта безопасности (МСБ) и Верхнего экстремального предела (ВЭП) для основных типов лесных экосистем Карельского перешейка.________

Группы типов леса МСБ ВЭП

Лишайниковая 8 виды/ППУ 14 виды/ППУ

Брусничная 14 вицы/ППУ 18 виды/ППУ

Черничная 21 виды/ППУ 25 виды/ППУ

Кисличная 29 вицы/ППУ 37 виды/ППУ

Долгомошная 17 виды/ППУ 25 вилы/ППУ

Сфагновая 16 виды/ППУ 22 виды/ППУ

Разнотравная 30 виды/ППУ 44 виды/ППУ

6. РАНГОВЫЕ РАСПРЕДЕЛЕНИЯ ВИДОВ РАСТИТЕЛЬНОСТИ В ОСНОВНЫХ ГРУППАХ ТИПОВ ЛЕСА КАРЕЛЬСКОГО ПЕРЕШЕЙКА ЛЕНИНГРАДСКОЙ ОБЛАСТИ

В любом сообществе есть виды более обильные и более редкие, причем обильных обычно меньше, чем редких. Ранговым распределением (РР) называется распределение видов (или других групп) по обилию, где виды ранжированы по мере убывания их обилия. Вид РР представляет собой эмпирический закон, отвечающий природе изучаемого экологического объекта. РР могут служить удобным «инструментом» для оценки и контроля за состоянием и динамикой биоразнообразия. Сравнивая кривые распределения относительного обилия видов, можно зафиксировать изменения видовой структуры. Непосредственным объектом анализа может быть форма РР или при неизменной общей форме- количественные значения его параметров. Форма РР может характеризовать тип сообщества, сезонные изменения, стадию сукцессии и степень нарушенности среды обитания.

Для объяснения распределений обилия, наблюдаемых в природе, предложено несколько (в настоящее время- более 10) моделей, основанных на

различных предпосылках. Эти модели отражают гипотетические представления их авторов о процессах формирования данной видовой структуры, то есть о причинах наблюдаемого соотношения видов. Однако разнообразие обычно анализируется с учетом трех основных теоретических моделей (1 .геометрическое, 2.лог-нормальное и 3. распределение по типу «разломанной палки»).

Гипотеза геометрического ряда (или гипотеза преимущественного захвата ниши)- это статистическое выражение неравномерного процесса. Следовательно, если в сообществе доминирующее значение имеет какой-то один фактор, и пространство ниши разделено по иерархическому принципу, то следует ожидать геометрического распределения обилия. Эта модель пригодна для простых сообществ с сильно выраженным доминированием, а также отдельных частей более крупных сообществ.

Модель геометрического ряда имеет следующий вид:

где - относительное обилие 1-го вида;

У1 - относительное обилие вида первого ранга; с - доля обилия /-го вида от величины обилия предыдущего. В нормированном виде модель геометрического ряда может быть представлена как:

включенного в распределение;

N - выраженное в процентах (.¡V = 100%) или долях единицы (ЛГ = 1) полное обилие всех видов.

Для статистического описания равномерного распределения видов по рангам лучше всего использовать распределение по типу « разломанной палки», которому соответствуют модель Мак-Артура и экспоненциальная модель (Джиллер, 1988).

В нормированном ввде экспоненциальная модель принимает вид:

Г^-с'-1

(4)

(5)

где п - общая длина рангового распределения - наибольший ранг вида,

где Ь - параметр модели.

Модель Мак-Артура, имеет следующую форму (Уиттекер, 1975)' к ^ у 1

где Л1- число видов, ./V- число особей в выборке, /- место вида в последовательности от наименее к наиболее обильпым видам, а г- место вида с относительным обилием У, в этой последовательности.

Промежуточное положение между этими крайностями занимает логарифмически нормальное распределение. Поскольку данная модель в наилучшей степени подходит для описания распределений, близких к нормальному, ее применение в рамках предлагаемой работы, учитывая характер ранговых распределений давало заведомо низкие результаты. По этой причине при описании ранговых распределений использовали только гипотезу геометрического ряда, экспоненциальную модель, а также модель Мак-Артура.

В ходе работы были рассчитаны указанные в табл.4 параметры моделей ранговых распределений.

Таблица 4

Параметры моделей ранговых распределений видов растительности в различных группах типов лесов Карельского перешейка

Группа типов леса Модель геометрического ряда Распределение по типу «разломанной палки»

Экспоненциальная модель Модель Мак-Артура

с Я2, % Ь К2,% Я2,%

Лишайниковая 0,63 0,98 0,45 0,98 -

Брусничная 0,58 0,97 0,54 0,97 -

Кисличная 0,86 0,97 0,14 97,0 ^ 0,65

Разнотравная 0,88 0,70 0,12 0,70 0,55

Черничная 0,68 0,% 0,37 0,96 -

Долгомошная 0,67 0,94 0,40 0,94 -

Сфагновая 0,68 0,85 0,42 0,85 -

Как видно из данных табл.4, и гипотеза геометрического ряда, и экспоненциальная модель показали одинаково высокую точность аппроксимации эмпирических данных, и, как следствие, могут быть в равной мере использоваться с данной целью.

Выбор применяемой модели в этом случае должен определяться, исходя из ключевых характеристик моделей. То есть, если ярко выражено доминирование наиболее обильных видов более обоснованным является

использование модели геометрического ряда, базирующейся, как уже отмечалось, на гипотезе "преимущественного захвата ниш", а гипотезу « разломанной палки» лучше всего использовать для статистического описания более равномерного распределения видов по рангам.

Ярко выраженное доминирование обильных видов наблюдалось в лишайниковой, брусничной, черничной, долгомошной и сфагновой группах типов леса Следовательно, наиболее обоснованным является использование для описания ранговых распределений в них модели геометрического ряда. Для описания ранговых распределений видов в кисличной и разнотравной группах типов леса в наилучшей степени подходит распределение по типу «разломанной палки» и именно модель экспоненциального ряда.

Для каждой из основных групп типов лесных экосистем Карельского перешейка полученные реальная и теоретическая кривые распределения относительного обилия видов позволили установить форму и пределы изменчивости РР для слабо нарушенных сообществ.

6. ПРОСТРАНСТВЕННЫЙ АНАЛИЗ РАЗНООБРАЗИЯ ЛЕСНОГО РАСТИТЕЛЬНОГО ПОКРОВА

Для пространственной оценки разнообразия может быть использован вектор изменчивости, состоящий из индексов разнообразия и компактности лесного растительного покрова (Kumar Das, Nautiyal, 2004). Данный подход позволяет оценить разнообразие расчлененных и перфорированных участков лесной растительности.

В ходе исследования на примере лесонасаждений Ройкинского, Агалатовского и Кавголовского лесничеств Токсовского опытно-показательного парклесхоза Ленинградской области был проведен анализ лесного растительного покрова, характеризующегося преобладающей породой и группой возраста. При этом разнообразие лесного растительного покрова имело функциональную зависимость от числа групп участков, однородных по данным показателям

Индекс разнообразия лесного растительного покрова v, являющийся мерой разнородности леса, варьирует в пределах от 0 до 1 и может бьггь определен по формуле:

Однако индекс разнообразия лесного растительного покрова не дает информации о пространственной структуре леса. При этом форма и

(8)

где и - число групп участков; К - константа.

расчлененность лесного массива оказывают существенное влияние на биологическое разнообразие. Так, узкий, расчлененный и перфорированный участок леса является менее пригодным для обитания видов, чем представленный одним блоком и имеющий форму, близкую к кругу По этой причине, при пространственном анализе лесного растительного покрова наряду с индексом разнообразия следует использовать индекс компактности лесного растительного покрова у.

А

Г = —> (9)

где у - индекс компактности лесного растительного покрова;

А - общая лесопокрытая площадь;

С„ - площадь наименьшего круга, в который можно вписать рассматриваемый участок лесного массива.

Для лесного покрова, состоящего из нескольких фрагментов индекс компактности лесного растительного покрова (у) выражается формулой:

т

(Ю)

где т -число фрагментов.

А /

X, - доля /^гого фрагмента леса, х1 = у^;

3'о и у,- - индексы компактности, равные соответственно: А А,

Г0-С- И (П)

где А, - площадь /-того фрагмента леса;

С, - площадь наименьшего круга, содержащего /-тый фрагмент леса;

Со - площадь наименьшего круга, в который можно вписать рассматриваемый участок лесного массива.

Индекс компактности лесного растительного покрова варьирует в пределах от 0 до 1. Значение 7=1 означает, что лесной массив представлен одним цельным блоком, имеющим форму круга.

Как уже отмечалось, индексы разнообразия и компактности лесного растительного покрова образуют вектор изменчивости /у V, у}, который может быть использован для сравнения пространственного разнообразия различных участков лесного фонда и при планировании устойчивого управления лесным хозяйством.

Определенные в ходе исследования индексы разнообразия и компактности лесного растительного покрова лесонасаждений Ройкинского, Агалатовского и Кавголовского лесничеств Токсовского опытно-показательного парклесхоза Ленинградской области приведены в табл.5.

Таблица 5

Индексы разнообразия и компактности лесного растительного покрова

Показатель Лесничество

Ройкинское Агалатовское | Кавголовское

Индексы разнообразия растительного покрова

Взвешенное число групп участков л„ 8,93 12,52 7Д0

Индекс разнообразия V 0,101 0,103 ОД

п Индекс Шеннона И = ^ х 1п Р,)1 1=1 2,5996 2,8087 2,3127

Индексы компактности растительного покрова

Индекс компактности 7» 0,2336 0,2934 0,2854

Индекс компактности у 0,0192 0,0213 0,0099

Для большей наглядности, полученный в ходе исследования вектор изменчивости лесного растительного покрова F/"v, у} был представлен в виде графика (рис.3).

0,025 о 0,02

| 0,015

0,01 0,005 0

♦ 2

♦ 1

♦ 3

0,0995 0,1 0,1005 0,101 0,1015 0,102 0,1025 0,103 0,1035 Индекс разнообразия

Рис.3. Индекс лесной вариабельности.

Примечание: 1 - Ройкинское, 2 - Агалатовское, 3 - Кавголовское лесничество

1 Я- индекс разнообразия Шеннона (энтропия), /} - доля 1-ой группы участков, ал- общее число групп участков

Как видно из рис.3, чем дальше от точки начала координат находится вектор изменчивости, характеризующий рассматриваемый объект, тем большим разнообразием растительного покрова и компактностью территории характеризуется последний.

На основании полученных величин индексов разнообразия лесного растительного покрова и индексов Шеннона можно заключить, что наибольшим разнообразием характеризуется лесной фонд Агалатовского лесничества. Это же лесничество характеризуется наиболее высоким индексом компактности что, наряду с формой образующих его фрагментов лесного фонда, может быть объяснено их сравнительно меньшим количеством, а также значительным доминированием размера одного из фрагментов.

Значения векторов изменчивости растительного покрова могут быть использованы при планировании лесохозяйственных мероприятий.

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

1. На примере лесных экосистем Карельского перешейка Ленинградской области проведен количественный анализ растительного биоразнообразия лесного растительного покрова.

2. Показано, что изменчивость растительного биоразнообразия внутри групп типов леса с высокой достоверностью может быть описана кривой Гаусса-Лапласа, параметры которой, в свою очередь, могут быть использованы при разработке эталонов растительного биоразнообразия.

3. В ходе исследования были подобраны математические модели, в наилучшей степени описывающие ранговые распределения (РР) в наиболее представленных группах типов леса Карельского перешейка. Установлено, что ввиду ярко выраженного доминирования обильных видов в лишайниковой, брусничной, черничной, долгомошной и сфагновой группах типов леса, наиболее обоснованным является использование для описания ранговых распределений в них модели геометрического ряда. Для описания ранговых распределений видов в кисличной и разнотравной группах типов леса в наилучшей степени подходит распределение по типу «разломанной палки» и именно экспоненциальную модель. Для каждой из основных групп типов лесных экосистем Карельского перешейка полученные реальная и теоретическая кривые распределения относительного обилия видов позволили установить форму и пределы изменчивости РР для слабо нарушенных сообществ.

4. На примере лесонасаждений Ройкинского, Агалатовского и Кавголовского лесничеств Токсовского опытно-показательного парклесхоза Ленинградской области проведен пространственный анализ разнообразия

лесного растительного покрова. Данный анализ позволил сравнить уровень биоразнообразие данных территорий с учетом степени их расчлененности и перфорированности. Полученные данные могут быть использованы при планировании лесозозяйственных мероприятий и выделении ООПТ.

5. В ходе исследования проведен анализ ряда методов и статистических показателей, которые могут быть использованы для оценки растительного биоразнообразия лесных экосистем с целью устойчивого управления лесами. К ним относятся ранговые распределения видов растительности, вектор изменчивости, состоящий из индексов разнообразия и компактности лесного растительного покрова, а также мипимальный стандарт безопасности и верхний экстремальный предел растительного биоразнообразия.

Основные положения диссертации опубликованы в следующих работах-

1. Омболо Т.Э.Э. Предложение альтернативной теоретической модели для разработки минимального стандарта безопасности в вопросе о растительном биоразнобразии а также для интерпретации данных в рамках операций контроля-оценки биоразнообразия // Сборник тезисов докладов международной научно-практической конференции молодых ученых. СПБЛТА, 2005. с.21-25.

2. Алексеев A.C., Омболо Тасси Э.Э., Гурьянов М.О. Биоразнообразие лесных экосистем и устойчивое управление лесами (на примере Карельского перешейка Ленинградской области) // Сборник статей по материалам научно-практической конференции "Проблемы и перспективы лесного комплекса" 26 - 27 мая 2005 г. т 1. Воронежская государственная лесотехническая академия, 2005 г., с. 7 - 11.

3 Алексеев A.C., Гурьянов М.О., Омболо Тасси Э.Э. Ранговые распределения видов растительности в основных группах типов лесов Карельского перешейка Ленинградской области // Сборник статей по материалам научно-практической конференции "Проблемы и перспективы лесного комплекса" 26 - 27 мая 2005 г. т.1. Воронежская государственная лесотехническая академия, 2005 г., с. 11 - 15.

Отзывы на автореферат в двух экземплярах с заверенными подписями просьба направлять по адресу: 194021, г. Санкт-Петербург, Институтский пер. 5, ЛТА, Ученому секретарю диссертационного совета.

ОМБОЛО ТАССИ ЭНГЕЛЬС ЭДДИНГ

АВТОРЕФЕРАТ

Подписано в печать с оригинал-макета 10.11.05. Формат 60x84/16. Бумага офсетная. Печать трафаретная. Уч.-изд. л. 1,0. Печ. л. 1,25. Тираж 100 экз. Заказ № 279. С 16а.

Санкт-Петербургская государственная лесотехническая академия Издательско-полиграфичёский отдел СПбГЛТА , 194021, Санкт-Петербург, Институтский пер., 3

Р24770

РНБ Русский фонд

2006-4 27626

»

Содержание диссертации, кандидата сельскохозяйственных наук, Омболо Тасси Энгельс Эддинг

ВВЕДЕНИЕ.

1. ОБЗОР ЛИТЕРАТУРЫ И СОСТОЯНИЕ ВОПРОСА.

1.1. Основные понятия биоразнообразия.

1.2. Основные закономерности биоразнообразия.

1.2.1. Основные закономерности видового разнообразия.

1.2.2. Пространственные закономерности биоразнообразия. "Горячие точки" биоразнообразия.

1.2.3. Закономерности динамики и структуры биоразнообразия.

1.3. Методы оценки биоразнообразия.

1.4. Влияние хозяйственных мероприятий на биоразнообразие.

1.5. Критерии устойчивого управления лесным хозяйством и биоразнообразие.

1.6. Природоохранные мероприятия и биоразнообразие.

1.6.1. Подходы к определению объектов и методов природоохранных мероприятий.

1.6.2.Мероприятия по сохранению биоразнообразия.

1.6.3. Нормативно-правовые основы сохранения биоразнообразия.

1.7. Выводы и обобщения.

2. ХАРАКТЕРИСТИКА ОБЪЕКТА ИССЛЕДОВАНИЙ.

2.1. Физико-географические условия.

2.2. Климатические условия.

2.3. Население и хозяйство.

2.4. Экологическая обстановка.

2.5. Лесная растительности Карельского перешейка.

2.6. Характеристика лесного фонда Карельского перешейка.

2.7. Особо охраняемые природные территории Карельского перешейка.

2.8. Редкие и исчезающие виды растений.

2.9. Выводы и обобщения.

3. МЕТОДИКА ИССЛЕДОВАНИЯ.

Ф 3.1. Методика полевых исследований.

3.2. Методика анализа и обработки данных. 3.3. Методика пространственного анализа биоразнообразия.

3.4. Выводы и обобщения.

4. АНАЛИЗ РАСТИТЕЛЬНОГО БИОРАЗНООБРАЗИЯ ЛЕСОВ

КАРЕЛЬСКОГО ПЕРЕШЕЙКА.

4.1. Показатели растительного биоразнообразия.

4.1.1. Основные показатели разнообразия растительного покрова.

4.1.2. Статистические показатели растительного биоразнообразия.

4.2. Показатели растительного биоразнообразия лесов Карельского перешейка.

4.3. Применение интегральной модели Гаусса-Лапласа для характеристики растительного биоразнообразия.

I 4.4. Выводы и обобщения.

5. ЭТАЛОНЫ РАСТИТЕЛЬНОГО БИОРАЗНООБРАЗИЯ ПО ОСНОВНЫМ ГРУППАМ ТИПОВ ЛЕСА КАРЕЛЬСКОГО ПЕРЕШЕЙКА.

5.1. Теоретические основы разработки стандартов растительного биоразнообразия.

5.2. Применение интегральной модели Лапласа-Гаусса для разработке эталонов растительного биоразнообразия.

5.3. Ключ интерпретации данных в рамках операций контроля-оценки растительного биоразнообразия для определенного типа лесных экосистем.

5.4. Рекомендации по использованию минимального стандарта безопасности (МСБ) и верхнего экстремального предела (ВЭП) в многоцелевом комплексном лесоустройстве.

5.5. Выводы и обобщения.

6. РАНГОВЫЕ РАСПРЕДЕЛЕНИЯ ВИДОВ РАСТИТЕЛЬНОСТИ В

ОСНОВНЫХ ГРУППАХ ТИПОВ ЛЕСА КАРЕЛЬСКОГО ПЕРЕШЕЙКА ЛЕНИНГРАДСКОЙ ОБЛАСТИ.

6.1. Модели ранговых распределений.

6.2. Ранговые распределения видов растительности в основных группах типов леса Карельского перешейка Ленинградской области.

6.3. Выводы и обобщения.

7. ПРОСТРАНСТВЕННЫЙ АНАЛИЗ РАЗНООБРАЗИЯ ЛЕСНОГО

РАСТИТЕЛЬНОГО ПОКРОВА.

7.1. Общие положения.

7.2. Пространственный анализ разнообразия лесного растительного покрова Карельского перешейка.

7.2.1. Индекс разнообразия лесного растительного покрова.

7.2.2. Индекс компактности лесного растительного покрова. 7.2.3. Вектор изменчивости лесного растительного покрова.

7.3. Выводы и обобщения.

Введение Диссертация по сельскому хозяйству, на тему "Разработка системы методов и статистических показателей для оценки растительного биоразнообразия лесных экосистем"

Актуальность темы работы. Одним из важнейших принципов устойчивого управления лесами является сохранение биологического разнообразия. Для успешного выполнения данного принципа является необходимым решение целого ряда задач, в первую очередь - определение уровня биоразнообразия лесных экосистем изучаемого региона. По этой причине большую актуальность имеют разработка и определение количественных показателей растительного биоразнообразия, которые в свою очередь могут быть использованы при оценке состояния лесных экосистем и проектировании лесохозяйственных мероприятий в ходе многоцелевого комплексного лесоустройства.

Цель работы и задачи исследований. Разработать методику количественного определения растительного биоразнообразия лесных экосистем Карельского перешейка Ленинградской области и создать на их основе систему статистических показателей для оценки растительного биоразнообразия лесных экосистем с целью устойчивого управления лесами.

Для достижения поставленной цели необходимо было решение следующих задач:

- изучить применяемые в научных исследованиях методы оценки растительного биоразнообразия лесных экосистем;

- провести сбор полевых данных и определить основные показатели растительного биоразнообразия лесных экосистем Карельского перешейка;

- построить теоретическую модель для разработки минимального стандарта безопасности в вопросе о растительном биоразнообразии и верхнего экстремального предела, а также интерпретации данных в рамках операций контроля-оценки растительного биоразнообразия;

- определить эталоны растительного биоразнообразия основных групп типов леса Карельского перешейка;

- провести анализ ранговых распределений видов в основных группах типов леса Карельского перешейка;

- испытать пригодность индекса лесной вариабельности {Р\у,у}) в качестве дополнительного инструмента устойчивого управления лесными биологическими ресурсами.;

- разработать направления практического применения и сделать рекомендации по использованию к использованию минимального стандарта безопасности и верхнего экстремального предела в многоцелевом комплексном лесоустройстве.

Научная новизна исследования заключается в определении и сравнительном анализе растительного биоразнообразия лесных экосистем Карельского перешейка Ленинградской области. При этом, наряду с классическим показателем а -разнообразия и его статистическими характеристиками в рамках исследования были использованы модели ранговых распределений, а также вектор изменчивости, состоящий из индексов разнообразия и компактности лесного растительного покрова, позволивший оценить горизонтальное пространственное разнообразие лесных экосистем.

Углубленный анализ варьирования уровня а-разнообразия внутри групп типов леса Карельского перешейка позволил установить минимальные стандарты безопасности и верхние экстремальные предели растительного биоразнообразия.

Личный вклад. Автор участвовал в разработке методики исследования, сборе и обработке экспериментальных данных, анализе полученных результатов, формулировке выводов и практических рекомендаций.

Практическая ценность работы. Полученные данные могут быть использованы:

- для оценки растительного биоразнообразия лесных экосистем;

- при планировании лесохозяйственных мероприятий в рамках многоцелевого комплексного лесоустройства;

- при оценке влияния лесохозяйственных мероприятий на лесные экосистемы;

- при проведении экологической лесной сертификации.

Обоснованность и достоверность результатов. Сбор данных проводился по стандартной методике. Всего в ходе исследования были использованы данные обследования 248 постоянных пунктов учета. При последующей статистической обработке данных использовались общепринятые пакеты прикладных программ STATISTICA, S TATGRAPHIC S, STATGRAPHICS Plus и Microsoft Excel. Теоретическая модель, предлагаемая для разработки минимального стандарта безопасности и верхнего экстремального предела, а также интерпретации данных в рамках операций контроля-оценки растительного биоразнообразия, опирается на широко известную модель Лапласа-Гаусса. Оценка точности аппроксимации эмпирических данных использованными в рамках исследования моделями проводилась на основании коэффициента детерминации. Полученные закономерности о растительном биоразнообразии лесных экосистем согласовываются с данными других авторов.

Апробация работы. По материалам диссертационной работы прочитаны 3 доклада, в том числе:

- один (1) на международной научно-практической конференции молодых ученых, проходившей 16-18 ноября 2004 года в Санкт-Петербургской государственной лесотехнической академии;

- два (2) на межвузовской научно-практической конференции "Проблемы и перспективы лесного комплекса", проходившей 26 - 27 мая 2005 г. в Воронежской государственной лесотехнической академии.

Публикации. По теме диссертации опубликовано 3 работы.

Структура и объем работы. Диссертация состоит из 7 глав, введения, заключения, списка литературы из 159 наименований, и приложения. Работа изложена на 140 страницах машинописного текста и содержит 10 таблиц и 26 рисунка.

Заключение Диссертация по теме "Лесоустройство и лесная таксация", Омболо Тасси Энгельс Эддинг

7.3. Выводы и обобщения

1. Для пространственной оценки разнообразия может быть использован вектор изменчивости, состоящий из индексов разнообразия и компактности лесного растительного покрова.

2. Индекс разнообразия лесного растительного покрова V, являющийся мерой разнородности леса, варьирует в пределах от 0 до 1.

3. Индекс компактности лесного растительного покрова варьирует в пределах от 0 до 1. Значение у = 1 означает, что лесной массив представлен одним цельным блоком, имеющим форму круга.

4. В ходе исследования был проведен пространственный анализ растительного покрова Ройкинского, Агалатовского и Кавголовского лесничеств Токсовского опытно-показательного парклесхоза Ленинградской области.

5. На основании полученных величин индексов разнообразия лесного растительного покрова и индексов Шеннона можно заключить, что наибольшим разнообразием характеризуется лесной фонд Агалатовского лесничества.

6. Исходя из рассчитанных индексов компактности, можно заключить, что наиболее компактным является лесной массив Агалатовского лесничества, что, наряду с формой образующих его фрагментов лесного фонда, может быть объяснено их сравнительно меньшим количеством, а также значительным доминированием размера одного из фрагментов.

7. Значения векторов изменчивости растительного покрова могут быть использованы при планировании лесозозяйственных и природоохранных мероприятий.

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

1. На примере лесных экосистем Карельского перешейка Ленинградской области проведен количественный анализ растительного биоразнообразия лесного растительного покрова.

2. Показано, что изменчивость растительного биоразнообразия внутри групп типов леса с высокой достоверностью может быть описана кривой Гаусса-Лапласа, параметры которой, в свою очередь, могут быть использованы при разработке эталонов растительного биоразнообразия.

3. Углубленный анализ варьирования уровня а-разнообразия внутри групп типов леса Карельского перешейка позволил установить минимальные стандарты и верхние экстремальные пределы безопасности растительного биоразнообразия, которые в дальнейшем могут быть использованы в качестве индикаторов устойчивого управления лесами.

4. В ходе исследования были подобраны математические модели, в наилучшей степени описывающие ранговые распределения (РР) в наиболее представленных группах типов леса Карельского перешейка. Установлено, что ввиду ярко выраженного доминирования обильных видов в лишайниковой, брусничной, черничной, долгомошной и сфагновой группах типов леса, наиболее обоснованным является использование для описания ранговых распределений в них модели геометрического ряда. Для описания ранговых распределений видов в кисличной и разнотравной группах типов леса в наилучшей степени подходит распределение по типу «разломанной палки» и именно экспоненциальную модель. Для каждой из основных групп типов лесных экосистем Карельского перешейка полученные реальная и теоретическая кривые распределения относительного обилия видов позволили установить форму и пределы изменчивости РР для слабо нарушенных сообществ.

5. На примере лесонасаждений Ройкинского, Агалатовского и Кавголовского лесничеств Токсовского опытно-показательного парклесхоза Ленинградской области проведен пространственный анализ разнообразия лесного растительного покрова. Данный анализ позволил сравнить уровень биоразнообразие данных территорий с учетом степени их расчлененности и перфорированности. Полученные данные могут быть использованы при планировании лесозозяйственных мероприятий и выделении ООПТ. В ходе исследования проведен анализ ряда методов и статистических показателей, которые могут быть использованы для оценки растительного биоразнообразия лесных экосистем с целью устойчивого управления лесами. К ним относятся ранговые распределения видов растительности, вектор изменчивости, состоящий из индексов разнообразия и компактности лесного растительного покрова, а также минимальный стандарт безопасности и верхний экстремальный предел растительного биоразнообразия.

Вместо того чтобы выбирать «инструмент», который лучше всего оценивает биоразнообразие, следует выяснить, в каких случаях и почему он в данном случае представляет интерес. Оценка растительного биоразнообразия с помощью минимального стандарта безопасности (МСБ) и верхнего экстремального предела (ВЭП) то есть только простым подсчетом видов малоинформативная, так как ни одно сообщество не состоит из видов равной численности. Зато простой подсчет видов малотрудоемкий и дешевый. Распределения относительного обилия видов (РР) по сравнению с минимальным стандартом безопасности (МСБ) и верхним экстремальным пределом(ВЭП) в более интегральной форме отражают видовую структуру. Однако они трудоемкие и дороже. Особенность индекса лесной вариабельности заключается в том, что в отличие от двух первых и в целом от классических инструментов (МСБ, ВЭП, РР.) этот показатель акцентирует внимание на горизонтальную пространственную структуру экосистемы. Следовательно, прежде всего он представляет собой новый подход к изучению и оценке разнообразия лесных экосистем. И в этом смысле, следует его принять во внимание.

Библиография Диссертация по сельскому хозяйству, кандидата сельскохозяйственных наук, Омболо Тасси Энгельс Эддинг, Санкт-Петербург

1. Алексеев А.С. Мониторинг лесных экосистем: Учебное пособие: СПб.: СПБГЛТА, 2003, 1 16 с.

2. Алексеев А.С., Трейфельд Р.Ф., Григорьева С.О., Егорова Г.Л. Оценка растительного разнообразия лесных экосистем. На примере Карельского перешейка Ленинградской области. CAPE-BIODIVERSITY, 2002.

3. Бигон М., Таунсенд К., Харпер Дж. Экология. Особи, популяции и сообщества :В 2-х т. Т.2:Пер. с англ.- М.:Мир, 1989.-477 е.,ил.

4. Бродский А.К. Введение в проблемы биоразнообразия. Иллюстрированный справочник.-СПБ.: Издательство ДУАН, 2002.-104 с.

5. Буданцев А.Л., Яковлев Г.П. Иллюстрированный определитель растений Карельского перешейка. СПБ.: Спец.Лит; Изд-во СПХФА, 2000.

6. Булыгин Н.Е., Ковязин В.Ф., Мартынов Е.Н. Природа Карелского перешейка: Учебное пособие для средней школы. СПБ.: СПБЛТА, 2000. 120с.

7. Верхунов П.М., Моисеев Н.А., Мурахтанов Е.С. Лесоустройство : Учебное пособие,- Йошкар- Ола: МарГТУ, 2002, 444с.

8. Джиллер П. Структура сообществ и экологическая ниша: пер. с англ. -М.:Мир,1988.184 с.

9. Andren H. Effects of habitat fragmentation on birds and mammals in landscapes with different proportions of suitable habitat: a review. Oikos, 1994,71:355-366.

10. Angelstam P. Conservation of communities the importance of edges, surroundings and landscape mosaic structure . In: Hansson, L. (ed). Ecological principles of nature conservation. Elsevier. London, 1992, pp. 9-69.

11. Angelstam P. Landscape analysis as a tool for the scientific management of biodiversity. In : Hanson, L. (ed). Boreal ecosystems and landscapes- structures, functions and conservation of biodiversity. Ecological Bulletins, 1997.

12. Angelstam P., Pettersson B. Principles of present Swedish forest biodiversity management. In : Hansson, L. (eds). Boreal ecosystems and landscapes- structures, functions and conservation of biodiversity. Ecological Bulletins, 1997.

13. Angelstam P., Rosenberg P., Rulcker C. Aldrig, Aldrig, sallan, ibland, ofta. Skog & Forskning, 1993,1/93: 34-41.

14. Angermeier P.L. Does biodiversity include artificial diversity? Conservation Biol,, 1994, 8:600-602.

15. Angermeier P.L., Karr J.R. Biological integrity versus biological diversity as policy directives. Bioscience, 1994.

16. Anon. Forest practices code of British Columbia Act. S.B.C. 1994.C.41

17. Apps M.J., Price D.T., Wisniewski J. Boreal forest and global change. Water, Air and Soil Pollution, 1995.

18. Bachmann P., Kuusela K., Uuttera J. Assessment of biodiversity for improved forest management. EFI Proceedings №6. European Forest Institute. Joensuu, 1996.

19. Barbier. The economic value of biodiversity. In UNEP: Global Biodiversity Assessment. Cambridge University Press. Cambridge, 1995.

20. Beattie A.J. Commercial exploration of biodiversity. Ecological Economics Conference Papers, Coffs harbour, 19-23 Nov 1995, ANZSEE & CARE, Armide, Australia, 1995, pp. 251-256.

21. Bishop R.C. Economic efficiency, sustainability, and biodiversity. Ambio, 1993, . 22(2-3): 69-73.

22. Bishop R.C., Ready R.C. Endangered species and the safe minimum standard. American Journal of Agricultural Economics, 1991.

23. Booth D.E. Estimating prelogging old-growth in the Pacific Northwest. J. Forestry, 1991,89:25-29.

24. Boyle T.J.B., Boontawee O B. Measurement and monitoring biodiversity in Tropical and Temperate Forests Proceedings of a IUFRO Symposium held at Chiang Mai. Thailand. August 27- September 2, 1994. CIFOR. Borgor, 1995.

25. Boyle T.J.B., Sayer J.A. Measurement, monitoring and conservation of biodiversity in managed tropical forest, commonwealth Forestry Review, 1995, 74, 20-25.

26. Brissette J.C.Effect of intensity and frequency of harvesting on abundance, stocking and composition of natural regeneration in the Acadian forest of Eastern North America, silva fennica , 1996, 30, 301-314.

27. Brown S.P. A note on environmental risk. Journal of environmental economics and management, 1983, 6 :282-286.

28. Brush S.B.In situ conservation of landraces in centers of crop diversity, Crop Science, 1995,35,346-354.

29. Burley J., Gauld I. Measuring and monitoring biodiversity: a commentary, in T.J.B. Boyle and B. Boontawee (eds) Measuring and monitoring biodiversity in tropical and temperate foresAs, CIFOR, Bogor,1995, pp. 19-46.

30. Carlson A., Stenberg I. Dendrocopos leucotos. Department of Wildlife Ecology. Report 27. Swedish university of Agricultural Sciences. Uppsala, 1995.

31. Cox E.S., Sullivan J. Harvest scheduling with spatial wildlife constraints: an empirical examination of trade offs. J. Env. Man., 1995, 43:333-348.

32. CTFT. Memento du forestier. 3 edition. Ministere de la cooperation et du developpement, 1989.

33. Cushman J.H., Dirzo R., Janetos A.C. Biodiversity and ecosystem fonctioning : basic principles. In : Heywood, V.H., Watson, R.T. and Baste, 1 (eds.). Global biodiversity assessment. Cambridge University Press. Cambridge, 1995, pp.275-325.

34. Daust D.K. Biodiversity and land management : from concept to practice. Unpublished M.Sc.Thesis. Faculty of Forestry. University of Columbia, 1994.

35. Daust D.K., Bunnell F.L. Predicting biological diversity on forest land in British Columbia. Northwest Environ. J, 1992.

36. Daust D.K., Bunnell F.L. Geographical information systems and forest wildlife: recent developments and future prospects. Proceedings of the XXI RJGB Congress, 1994.

37. DeGraaf R., Miller R.I. Conservation of faunal diversity in forested landscapes. Chapman and Hall. London, 1996.

38. Encyclopedia Britannica. Encyclopedia Britannica 2003 Ultimate Reference, 2003.

39. Esseen P.-A., Renhorn K.-E., Pettersson R.B. Epiphytic lichen biomass in managed and old-growth boreal forests : effect of branch quality. Ecological Applications, 1996.

40. Faith DP., Walker P.A. Environmental diversity: an the best-possible use of surrogate data for assessing the relative biodiversity of sets of areas, Biodiversity and Conservation, 1996, 5, 399-415.

41. F.A.O. Manuel d'inventaire forestier avec references particulières aux forets tropicales heterogenes, 200 pages. F.A.O., 1981, 200 pages.

42. F.A.O. Rapport sur le troisième cours de formation F.A.O/ S.I.D.A. en Inventaire forestier , 285 pages. F.A.O., Rome, 1977.

43. Fautin, D.G., 1995. Sustainability- more than a buzz-word? Ann. Rev. Ecol. Syst., 1995,26: v-ix.

44. Forsman E.D., Meslow E.G., Strub M.J. Spotted owl abundance in young versus old-growth forests. Oregon Wildlife Society Bulletin, 1997,5:43-47.

45. Forsman E.D., Meslow E.C., Wight H.M. Distribution and ecology of the spotted owl in Oregon. Wildlife Monographs, 1984.

46. Fries C., Johansson O., Pettersson B., Simonsson P. Silvicultural models to maintain and restore natural stand structures in Swedish boreal forests. Forest Ecology and Management, 1998.

47. Furyaev V.V. Pyrological regimes and dynamic of the southern taiga forests in Siberia. In : Goldammer, J. and Furyaev, V.V. (eds). Fires in ecosystem of boreal Eurasia. Kluwer Academic Publishers. Dordrecht, 1996.

48. O.Gadow K.V., Puumalainen J. Scenario planning for sustainable forest management. Sustainable Forest Management. KLUWER ACADEMIC PUBLISHERS- DORDRECHT/BOSTON/LONDON, 2000.

49. Gaston K. J. What is biodiversity? In -.Gaston,K.J. (ed.). Biodiversity: a biologie of numbers and difference. Blackwell Science. Oxford, 1996, pp. 1-9.

50. Gaston K. J., Blackburn T.M., Loder N.Which species are described first? The case of north American butterflies, Biodiversity and Conservation, 1995.

51. Ghilarov A. What does 'biodiversity' mean- Scientific problem or convenient myth? Trend Ecol. Evolution , 1996, 11 (7): 304-306.

52. Gillison A.N., Liswanti N., Arief R. I. Rapid ecological assessment in Kerinci Seblat National Park Buffer zone: Preliminary report on plant ecology and overview of biodiversity assessment, Manuscript, CIFOR,1996, 22pp.

53. Goldammer J., Furyaev V.V. Fire in ecosystem of boreal Eurasia. Kluwer Academic Publishers. Dordrecht, 1996.

54. Grais B. Methodes statistiques, 3 edition. DUNOD, 1992.

55. Green R.N., Klinka K. A field guide to site identification and interpretation for the Vancouver Forest Region. BCMOF Research Branch. Crown Publication, 1994.

56. Haila V., Kouki J., 1994. The phenomenon of biodiversity in conservation biology. Ann.Zool. Fenn, 1994, 31:5-18.

57. Haley D.,1996. Paying the piper. Prepared for : Working with the B.C. Forest Practices Code. Insight Information Inc. Vancouver. B.C., 1996.

58. Hansson L. Boreal ecosystems and landscape-structures, functions and conservation of biodiversity. Ecological Bulletins, 1997.

59. Harper J.L., Hawksworth D.L. Biodiversity; measurement and estimation. Preface, philos. trans. Roy. Soc. London , 1994,345, 5-12.

60. Harper J.L., Hawksworth D.LPreface. In Hawksworth, D.L. (ed). Biodiversity; measurement and estimation. Preface, philos. trans. Roy. Soc. London , 1995,345, 512.

61. Heywood V.H. Introduction, in Heywood, V.H., Watson, R.T. and Baste, I. (eds.). Global biodiversity assessment. Cambridge University Press. Cambridge, 1995.

62. Katzner D.W. The shackle-vickers approach to decision-making in ignorance. Journal of post Keynesian economics, 1989,12:237-259

63. Katzner D.W. Time, ignorance and uncertainty in economic models. University of Michigan Press, 1995.

64. Koppilanti E. Climate change, biodiversity and boreal forest ecosystems. Silva Fennica, 1996.

65. SO.Kouki J. Biodiversity in the Fennoscandian boreal forests: natural variation and its management. Annales Zoologici Fennici, 1994, 31 (1). 217 p.

66. Kumar D.J., Nautiyal J. Forest variability index: a vector quantifying forest stand diversity and forest compactness. Forest Policy and Economics 6. Elsevier, 2004, pp. 271-288. ■

67. Kuuluvainen T. Gap disturbance, group microtopography, and the regeneration dynamics of boreal coniferous forests in Finland: a review. Annales Zoologici Fennici,. 1994,3 1:35-51.

68. Kuusela K. The dynamics of boreal coniferous forests. Finnish National Fund for Research Development. SITRA 112. Helsinki, 1990.

69. Kuusinen M. Epiphytic lichen flora and diversity in old-growth boreal forests of Finland. PhD thesis. Publication in Botany from the University of Helsinki 23, 1996.

70. Larsen J.B. Sustainable forest management . Tema Nord 1996 :578. Nordic Council of Ministers. Copenhagen, 1996.

71. Latham R.E., Ricklefs R.E. Continental comparaisons of temperate-zone tree species diversity. In: Ricklefs, e. and Schluter, D. (eds.). Species diversity in ecological communities. Historical and geographical perspectives, 1993, pp. 294-314.

72. Leakey R.E., Lewin R. The sixth extinction: Patterns of life and the future of Humankind. Anchor, 1996.

73. Lockwood C., Moore T. Harvest scheduling with spatial constraints: a simulated annealing approach. Can. J. For. Res., 1992, 23:468-478.

74. Meslow E.C., Holthausen R.S., Cleaves D.A. Assessment of terrestrial species and ecosystems. J. Forestry, 1994, 92: 12-19.

75. Microsoft Encarta 2003.Reference library. Microsoft, 2003.

76. Mikusinski G., Angelstam P. Economic geography, forest distriburtion and woodpecker diversity in central Europe. Conservation Biology, 1998.

77. Myers N. Biodiversity and the precautionary principle. Ambio, 1993,22(2-3):4-79

78. Namkoong G. What do measures of biodiversity tell us? In: T.J.B. Boyle and B.Boontawee (eds) . Measuring and Monitoring Biodiversity in Tropical and Temperate Forests, CIFOR, Bogor, 1995, pp.87-95.

79. Navrud S., Veisten K. Validity of non-use values in continent valuation: An empirical test with actual payments. Draft paper. Agricultural University of Norway. Department of Forest sciences. As, 1997.

80. Ott E., Sauer T., Yorke J.A. Coping with chaos. Wiley Interscience. New York, 1994.

81. Palmberg-Lerche C. The conservation of forest genetic resources: issues and programmes. Diversity, 1993.

82. Pearce S.C., Moran D. The economic value of biodiversity. Earthscan. London, 1994.

83. Perrings C., Opschoor J.B. The loss of biological diversity: some policy implications. Environment and resource economics, 1994.

84. Peterken G. Natural woodland: Ecology and Conservation in Northen Temperate Regions.Cambridge University press. Cambridge, 1996.

85. Randall A. Total and nonuse values. In : Braden, J.B. and Kolstad, C.D. (eds.) 1991. Measuring the demand for environment quality. North-Holland. Amsterdam, 1991, pp.303-321.

86. Rawls J. A theory of juctice. Harvard University Press. Cambridge, 1971.

87. Robert M.R., Gilliam F.S.Pattern and mechanisms of plant diversity in forested ecosystems: implications for forest management. Ecol. Appl., 1995, 5, 969-977.

88. Rodda G.H. How to lie with biodiversity. Conservation Biol., 1993, 7, 959-960.1 14.Rozenzweig M.L. Species diversity in space and time. Cambridge University Press. Cambridge, 1995.

89. Rozenzweig M.L., Abramsky Z. How diversity and productivity related? In: Ricklefs, E. and Schluler ,D. Species diversity in ecological communities. Historical and geographical perspectives, 1993.

90. Schreuder H.T., Gregoire T.G., Wood G.B. Sampling methods for multiresource forest inventory, Wiley, NY, 1993,446 pp.

91. Sigmund K. Darwin's "circle of complexity" : assembling ecological communities. Complexity, 1995, 1:40-44.

92. Sjoberg K. Modern forestry and the capercaillie. In DeGraaf, R. and Miller, R.I. (eds). Ecological principles of nature conservation. Elsevier. London, 1996. 125.Snedecor G.-W. Statistical methods ( Edition 5). Iowa State Univ. Press, Ames,la, 1956.

93. Snedecor G.-W., Cochran W.G. Methodes statistiques, Acta Paris, 1937.

94. Stanners D., Bourdeau P. Europe's environment. The Dobris assessment. European Environment Agency. Copenhagen, 1995.

95. Sutherland G. Habitat dependency groups of vertebrates in coastal western hemlock forest, 1996.

96. Swanson S. The biodiversity issues: Is nature at risk? Collier's Year Book, 1995. 138.Swenson J.E, Angelstam P. Habitat separation by sympatric forest grouse in Fennoscandia in relation to forest succession. Can. J. Zool., 1994, 71; 1303-1310

97. Tilman D., Pacala S. The maintenance of species richness in plant communities. In: Ricklefs, E., and Schuter, D. (eds.). Species diversity in ecological communities. Historical and geographical perspectives, 1993.

98. UNEP ( United Nations Environment Program). Convention on biological diversity. UNEP. Nairobi, 1992

99. Vanclay J.K. Modelling forest growth and yield: Applications to mixed tropical forests, CABI, WALLINGFORD, UK, 1994, 312 pp.

100. Veisten K., Hoen H.F. Attitudes towards and willingness to pays for changes in Norwegian forest management practices. Skogforsk. Report. Department of forest sciences. Agricultural University of Norway. Ás., 1994, №4/49.

101. Veisten K., Hoen H.F., Navrud S., Strand J. Valuing biodiversity in Norwegian forests: A contingent valuation study with multiple bias testing.Memorandum. Department of Economics. University of Oslo.Norway, 1993, № 7.

102. Wallace M. G., Cortner H., Burke S. Recommendations for improvoving policy evaluation in natural resources. Paper for XX IUFRO World Congress. Tampere, 1995.

103. Wells R., Daust D.K. A preliminary analysis of stand structure in coastal western hemlock zone forests of various ages.MacMillan Bloedel Ltd., 1994.

104. Whittaker R.H., Communities and Ecosystems, second edition, Macmillan, New York, 1975.

105. Williams J.T. Identifying and protecting the origins of our food plants, in E.O. Wilson (ed). Biodiversity, National Academy Press, Washington DC, 1988, pp.240247.

106. Williams P.H. Choosing conservation areas:using taxonomy to measure more of biodiversity . In: Moon, T.Y. (ed.) Manus. Col. ISBC KEI. Korean Entomological Institute. Seoul, 1993.

107. Williams P.H., Humphries C.J. Comparing character diversity among biotas, in K.J. Gaston (eds). Biodiversity: a biology of numbers and difference, Blackwell, Oxford, 1996, pp.54-76.

108. Wilson E.O. Biophilia . Harvard University Press. Cambridge. Mass, 1984.

109. Wilson E.O. The biological diversity crisic: A challenge to science. Issues Sci. Technol., 1985.

110. Wilson E.O.Biodiversity. National academy press, Washington, D.C. ,1988

111. Wilson E.O., Peter F.M. Biodiversity. National academy press, Washington, D.C., 1988.

112. Yoshimoto A., Brodies J.D. Short and long-term impacts of spatial restrictions on harvest scheduling with reference to riparian zone planning. Can. J. For. Res., 1994.

113. Yoshimoto A., Brodies J.D., Sessions J. A new hyeristic to solve spatially constrained long-term harvest csheduling problems .For. Sci.,1994, 40: 365-396.

114. Zinkhan F.C. Forest economics. The management of options and values. J. Forestry , 1995,99(1): 25-29 .