Các Yếu Tố Ảnh Hưởng Đến Tính Đa Dạng Thực Vật

Rastogi (1999) [195] và Sharma (2003) [200], đã đưa ra công thức tính mật độ và mật độ tương đối của loài trên mỗi ô tiêu chuẩn (quadrat).

Raunkiaer (1934) [196]; Rastogi (1999) [195] và Sharma (2003) [200] đưa ra công thức tính tần số xuất hiện của loài trên các ô mẫu nghiên cứu.

Độ phong phú được tính theo công thức của Curtis và Mclntosh (1950). Diện tích tiết diện thân là đặc điểm quan trọng để xác định ưu thế loài, Honson và Churchbill (1961), Rastogi (1999), Sharma (2003) đã đưa ra công thức tính diện tích tiết diện thân và diện tích tiết diện thân tương đối. [62]

Chỉ số giá trị quan trọng (Importance Value Index - IVI) [62] được các tác giả Curtis & Mclntosh (1950); Phillips (1959); Mishra (1968) áp dụng để biểu thị cấu trúc, mối tương quan và trật tự ưu thế giữa các loài trong một quần thể thực vật. Chỉ số đa dạng sinh học loài H được áp dụng phổ biến nhất là phương pháp Shannon and Weiner (1963) [165], chỉ số mức độ chiếm ưu thế (Concentration of

Dominance-Cd) được tính toán theo Simpson (1949) [201].

Breugel M. V. (2007) [170] đã sử dụng chỉ số entropy Rẽnyi (H) để phân tích tính đa dạng của rừng phục hồi sau nương rẫy ở Mexicô.

Vấn đề nghiên cứu định lượng đa dạng sinh học trên thế giới được tiến hành rất sớm, đây là công cụ đắc lực phục vụ công tác nghiên cứu đa dạng thực vật; những chỉ số đa dạng sinh học này được nhiều nước trên thế giới quan tâm áp dụng, trong đó chỉ số Shannon and Weiner (1963) là được áp dụng phổ biến nhất khi xác định tính đa dạng sinh học ở một khu vực nào đó, còn chỉ số mức độ quan trọng thường được áp dụng khi tính toán tỷ lệ tổ thành sinh thái của các loài trong quần xã thực vật. Cho đến nay thì những chỉ số này vẫn được áp dụng phổ biến, nhưng chỉ số entropy Rẽnyi (H) lại có ưu việt hơn các chỉ số đa dạng sinh học trên và mới được đưa vào sử dụng.

1.1.6. Nghiên cứu về tái sinh rừng

Tái sinh rừng là một quá trình sinh học mang tính đặc thù của hệ sinh thái rừng, biểu hiện của nó là sự xuất hiện của một thế hệ cây con của những loài cây gỗ ở những nơi còn hoàn cảnh rừng. Vai trò lịch sử của lớp cây con này là thay thế thế hệ cây già cỗi. Vì vậy tái sinh từng hiểu theo nghĩa hẹp là quá trình phục hồi thành phần cơ bản của rừng, chủ yếu là tầng cây gỗ. Tái sinh rừng có vai trò rất quan trọng trong việc hình thành và duy trì sự đa dạng về thực vật trong các hệ sinh thái rừng (Phùng Ngọc Lan, 1986)[70].

Có thể bạn quan tâm!

Xem toàn bộ 171 trang tài liệu này.

Theo quan điểm của các nhà nghiên cứu thì hiệu quả tái sinh rừng được xác định bởi mật độ, tổ thành loài cây, cấu trúc tuổi, chất lượng cây con, đặc điểm phân bố. Sự tương đồng hay khác biệt giữa tổ thành lớp cây tái sinh và tầng cây gỗ lớn đã được nhiều nhà khoa học quan tâm (Mibbre-ad, 1930; Richards, 1933; 1939; Aubreville, 1938; Beard, 1946; Lebrun và Gilbert, 1954; Joné, 1955-1956; Schultz, 1960; Baur, 1964; Rollet, 1969) [197]. Do tính chất phức tạp về tổ thành loài cây, trong đó chỉ có một số loài có giá trị nên trong thực tiễn, người ta chỉ khảo sát những loài cây có ý nghĩa nhất định.

Nghiên cứu của Bernard (1954, 1959); Wyatt Smith (1961, 1963) [197] với phương thức rừng đều tuổi ở Mã Lai; Nicholson (1958) ở Bắc Borneo; Donis và Maudoux (1951, 1954) với công thức đồng nhất hoá tầng trên ở Zaia; Taylor (1954), Jones (1960) với phương thức chặt dần tái sinh dưới tán ở Nijêria và Gana; Barnarji (1959) với phương thức chặt dần nâng cao vòm lá ở Andamann. Nội dung chi tiết các bước và hiệu quả của từng phương thức đối với tái sinh đã được Baur (1976) [4] tổng kết trong tác phẩm: Cơ sở sinh thái học của kinh doanh rừng mưa.

Nghiên cứu tái sinh ở rừng nhiệt đới Châu Phi, A.Obrevin (1938) (Dẫn theo Phùng Ngọc Lan, 1986) [70] đã khái quát hoá các hiện tượng tái sinh ở rừng nhiệt đới Châu Phi để đúc kết nên lý luận bức khảm tái sinh, nhưng phần lý giải các hiện tượng đó còn bị hạn chế. Vì vậy lý luận của ông còn ít sức thuyết phục, chưa giúp ích cho thực tiễn sản xuất các biện pháp kỹ thuật điều khiển tái sinh rừng theo những mục tiêu kinh doanh đã đề ra.

Tuy nhiên, những kết quả của David và P.W Risa (1933), Bot (1946), Sun (1960), Role (1969) (Dẫn theo Phùng Ngọc Lan, 1986) [70] ở rừng nhiệt đới Nam Mỹ lại khác hẳn với nhận định của A.Obrevin. Đó là hiện tượng tái sinh tại chỗ và liên tục của các loài cây và tổ thành loài cây có khả năng giữ nguyên không đổi trong một thời gian dài.

Về phương pháp điều tra tái sinh tự nhiên, nhiều tác giả đã sử dụng cách lấy mẫu ô vuông theo hệ thống của Lowdermilk (1927) [177], với diện tích ô đo đếm thông thường từ 1 đến 4 m2. Để giảm sai số trong khi thống kê tái sinh tự nhiên, Walton, Barnard (1950) [230] đã đề nghị một phương pháp "điều tra chẩn đoán" mà theo đó kích thước ô đo đếm có thể thay đổi tuỳ theo giai đoạn phát triển của cây tái sinh ở các trạng thái rừng khác nhau.

Các công trình nghiên cứu về phân bố tái sinh tự nhiên rừng nhiệt đới đáng chú ý là công trình nghiên cứu của Richards P.W (1952), Bernard Rollet (1974). Ở

Châu Phi trên cơ sở các số liệu thu thập Tayloer (1954), Barnard (1955) xác định số lượng cây tái sinh trong rừng nhiệt đới thiếu hụt cần thiết phải bổ sung bằng trồng rừng nhân tạo. Ngược lại, các tác giả nghiên cứu về tái sinh tự nhiên rừng nhiệt đới Châu Á như: Budowski (1956), Bava (1954), Atinot (1965) lại nhận định dưới tán rừng nhiệt đới nhìn chung có đủ số lượng cây tái sinh có giá trị kinh tế, do vậy các biện pháp lâm sinh đề ra cần thiết để bảo vệ và phát triển cây tái sinh có sẵn dưới tán rừng (Dẫn theo Nguyễn Duy Chuyên, 1995) [28].

Đối với rừng nhiệt đới thì các nhân tố sinh thái như nhân tố ánh sáng, độ ẩm đất, kết cấu quần thụ, cây bụi, thảm tươi là những nhân tố ảnh hưởng trực tiếp đến quá trình tái sinh rừng, cho đến nay đã có nhiều công trình nghiên cứu, đề cập đến vấn đề này: H. Lamprecht (1989) [185] cho rằng kết cấu của quần thụ lâm phần có ảnh hưởng đến tái sinh rừng. I.D.Yurkevich (1960) đã chứng minh độ tàn che tối ưu cho sự phát triển bình thường của đa số các loài cây gỗ là 0,6 - 0,7.

Trong công trình nghiên cứu mối quan hệ qua lại giữa cây con và quần thụ, V.G.Karpov (1969) đã chỉ ra đặc điểm phức tạp trong quan hệ cạnh tranh về dinh dưỡng khoáng của đất, ánh sáng, độ ẩm và tính chất không thuần nhất của quan hệ qua lại giữa các thực vật tuỳ thuộc đặc tính sinh vật học, tuổi và điều kiện sinh thái của quần thể thực vật. (Theo Nguyễn Văn Thêm, 1992) [129].

Như vậy, các công trình nghiên cứu được đề cập ở trên đã phần nào làm sáng tỏ việc đặc điểm tái sinh tự nhiên ở rừng nhiệt đới. Đó là cơ sở để xây dựng các phương thức lâm sinh hợp lý.

1.1.7. Các yếu tố ảnh hưởng đến tính đa dạng thực vật

ĐDSH gắn liền với nguồn sinh kế của các cộng đồng cư dân sống trong và gần hệ sinh thái rừng, các hoạt động sống của họ tác ảnh hưởng đến công tác bảo tồn ĐDSH. Các khu BTTN đóng vai trò chủ chốt trong bảo tồn ĐDSH và đáp ứng các mục tiêu đa dạng của cộng đồng. (IUCN, 2008) [64].

Theo Elliott S. và cs (2006)[47], nạn phá rừng nhiệt đới có lẽ là mối đe dọa nguy hiểm nhất đến cộng đồng đông đảo các loài động thực vật sống trên trái đất. Nạn phá rừng đang dần dần làm giảm những diện tích rừng lớn thành những khoảnh rừng nhỏ, cô lập, từng khoảnh rừng nhỏ đó không đủ khả năng nuôi sống những quần thể sống các loài động thực vật. Mặc dù rừng nhiệt đới chỉ chiếm 7% diện tích trên bề mặt trái đất, chúng lại là ngôi nhà của hơn một nửa số loài động thực vật trên thế giới. Hơn nữa chúng cung cấp cho người dân địa phương nguồn lâm sản dồi dào, giảm thiểu thiệt hại do lũ lụt và hạn hán gây nên, nhưng những khu rừng đó

đang biến mất nhanh chóng. Để đáp lại sự khủng hoảng về đa dạng sinh học trên toàn cầu, chính phủ Anh đã thành lập Sáng kiến Darwin vào năm 1992 để tăng cường sử dụng chuyên gia của Anh làm việc trong khuôn khổ hợp tác với các quốc gia giàu có về đa dạng sinh học nhưng lại thiếu mọi nguồn lực để bảo tồn nó.

Trên phạm vi toàn thế giới, diện tích rừng nhiệt đới tự nhiên đã giảm từ 1.945 xuống còn 1.803 triệu ha giữa những năm 1990 và 2000 sau công nguyên. 10 triệu ha đã được chuyển thành đất trồng trọt, trong khi 142 triệu ha được chuyển thành các mục đích sử dụng đất khác, chỉ có khoảng 10 triệu ha đất đã bị mất rừng được tái sinh thành rừng nhiệt đới. Do đó tốc độ giảm diện tích rừng nhiệt đới tự nhiên trung bình hàng năm là 14,2 triệu ha (xấp xỉ 0,7%/năm), bằng tỷ lệ giảm trong vòng 10 năm trước; 1980-1990 (FAO, 2001)[176]. Tại Thái Lan, diện tích rừng tự nhiên là 9,8 triệu ha (19,3% diện tích cả nước) vào năm 2000 sau công nguyên. Mặc dù có lệnh cấm khai thác gỗ thương mại từ năm 1989, diện tích rừng tự nhiên giảm trung bình (1995-2000) vẫn là 0,26 triệu ha (2,3% của năm 1995) (FAO, 1997, 2001) [175, 176]. Nhìn chung từ năm 1961, Thái Lan đã mất hơn 2/3 diện tích rừng của mình (Bhumibamon, 1986)[169].

Theo Levingston R., Zamora R. (1983)[224], rừng đã cung cấp nguồn nguyên liệu gỗ và một loạt các "sản phẩm ngoài gỗ": như cao su, vỏ cây, lá, sợi, quả, rễ, thức ăn gia súc, mật ong, động vật hoang dã, người dân dân địa phương coi "lâm sản phụ" thường quan trọng hơn gỗ. Tuy nhiên, sử dụng gỗ thường có xu hướng tác dụng rõ rệt nhất. Trong hơn 2 tỷ người sống ở các nước đang phát triển, gỗ là quan trọng nhất, nếu không phải là duy nhất, nó cung cấp nguồn năng lượng. Hơn 80% lượng tiêu thụ gỗ trong thế giới thứ ba là dùng làm nhiên liệu. Củi chiếm trung bình 85% tổng nguồn cung năng lượng của dân cư nông thôn. Vào năm 1977,

xấp xỉ 300 triệu m3 = 87% tổng sản lượng gỗ đã được sử dụng làm nhiên liệu ở châu

Phi, xấp xỉ. 200 triệu m3 = 75% ở Mỹ Latinh và 533 triệu m3 = 73% ở châu Á. Sự gia tăng nhu cầu của người dân khoảng 60% được dự báo cho năm 1994.

Lamprecht Hand (1989)[185], thông thường trong khai thác gỗ, chỉ những cây gỗ có giá trị nhất mới bị chặt hạ mà không cần xem xét đến tương lai. Hình thức quản lý như vậy đã để lại rừng nghèo, khai thác gỗ trong các khu rừng tự nhiên chỉ kéo dài cho đến khi tất cả đã bị khai thác. Các doanh nghiệp lâm nghiệp sau đó chuyển đến những khu vực xa hơn chưa bị tác động, rừng vẫn còn nguyên sinh. Và những con đường mòn nhanh chóng được hình thành bởi những người dân để khai thác gỗ và như vậy, hậu quả cuối cùng là rừng bị tàn phá. Myers (1980)[193] đã ước

tính rằng đối với mỗi m3 gỗ khai thác xấp xỉ bằng 1/5ha rừng bị phá hủy bởi những người dân. Các nước ảnh hưởng nặng nhất bởi sự phát triển này là những nước có nguồn thu nhập phụ thuộc vào xuất khẩu gỗ. Một ví dụ của Côte d’Ivoire, năm 1973, có đến 33% tổng số lợi nhuận của nước này là bán gỗ. Đất nước này rộng nhất châu Phi, xuất khẩu gỗ đứng thứ 5 trên thế giới. Ngày nay, ngành công nghiệp rừng của nước này đã bị hủy hoại bởi có đến 70% các khu rừng đã bị phá hủy.

Ở các nước đang phát triển, người dân địa phương thường khai thác các sản phẩm mà họ cần: thực phẩm, nhiên liệu và các nguyên liệu xây dựng từ môi trường xung quanh (MacKinnon et al., 1992). Thiếu những sản phẩm này một số dân địa phương có thể không thể sống được. Khi các vườn quốc gia mới được thành lập, hoặc khi người ta tăng cường kiểm soát các khu vực giáp ranh - vùng đệm của các khu vườn quốc gia, dân cư có thể bị cấm không cho tiếp cận tới các nguồn tài nguyên mà họ vẫn thường sử dụng và thậm chí đôi khi họ đã từng bảo vệ. Để có thể tồn tại họ sẽ phá bỏ hàng rào của khu bảo tồn và họ sẵn sàng chiến đấu, đụng độ với cán bộ của khu bảo tồn. Nếu như người dân địa phương bỗng cảm thấy VQG và các nguồn tài nguyên không bao giờ thuộc về họ nữa mà là sở hữu của chính phủ thì họ sẽ tranh thủ khai thác một cách không thương tiếc các nguồn tài nguyên của VQG (Machlis and Tichnell, 1985). Một ví dụ điển hình của những cuộc xung đột này xuất hiện năm 1989, khi những thành viên nóng nảy của bộ tộc Bodo tại Assam, Ấn Độ đã giết chết 12 nhân viên của VQG Manas và chiếm lĩnh khu vực vườn để làm nơi canh tác và săn bắt (McNeely et al., 1990)[191].

Phần lớn ĐDSH tồn tại ở những nơi có các "cộng đồng dân tộc thiểu số" đã từng sống qua nhiều thế hệ; họ sử dụng các nguồn tài nguyên thiên nhiên trong môi trường sống của mình theo một cơ cấu bền vững (R.B. Primack, 1999) [104]. Trước đây, khi nguồn tài nguyên còn dồi dào, dân số ít nên không có nhiều áp lực từ việc phát triển kinh tế, xã hội. Về sau, khi nguồn tài nguyên ngày càng suy giảm, áp lực gia tăng dân số, cần mở rộng diện tích đất canh tác, phát triển kinh tế thì việc khai thác tài nguyên đã trở thành mối đe dọa đối với công tác bảo tồn. Nhu cầu sử dụng các sản phẩm sinh học tự nhiên ngày càng cao đã đã dẫn đến khai thác tài nguyên là mối lo ngại lớn về sự suy thoái đa dạng sinh học.

Khai thác khoáng sản, dầu mỏ, ở các nước Argentina, Bolivia, Guatemala (Châu Mỹ La Tinh), Gabon (Châu Phi), Ấn Độ (Châu Á) làm ảnh hưởng đến các khu bảo vệ. Đây cũng là một trong số các chủ đề được tổ chức Oilwatch và WRM tập hợp

và phổ biến tại hội nghị lần thứ VII của các thành viên tham gia công ước ĐDSH được tổ chức tại Kuala Lumpur, Malaysia năm 2004. (Oilwatch & cs, 2004) [194].

Khai thác gỗ, săn bắn, phá rừng làm rẫy,... là những nguyên nhân tác động trực tiếp làm thất thoát ĐDSH. Những hoạt động này có những nguyên nhân sâu xa về kinh tế, xã hội và chính sách từ cấp địa phương, tới cấp quốc gia và hơn thế nữa vượt ra cả phạm vi quốc tế (Phạm Bình Quyền và cs, 2002) [101].

Nghiên cứu “Đánh giá tài nguyên rừng toàn cầu” được LHQ [141] công bố ngày 5/10/2010 cảnh báo ĐDSH rừng đang bị lâm nguy trên phạm vi toàn cầu do tốc độ mất rừng, suy thoái rừng và diện tích rừng nguyên thuỷ giảm quá nhanh trên thế giới. Nghiên cứu chỉ rõ các mối đe dọa khác đối với ĐDSH rừng là do việc quản lý rừng không bền vững, biến đổi khí hậu, cháy rừng, thảm hoạ tự nhiên, dịch bệnh và do sự phá hoại của các loài côn trùng và các sinh vật xâm thực.

Các nhà khoa học Mỹ lần đầu tiên dựng thành công bản đồ thay đổi diện tích rừng trên Trái Đất [78] với độ phân giải cao, nhằm cung cấp cái nhìn chi tiết về hệ thống rừng tại các khu vực trên thế giới. Theo kết quả nghiên cứu trong giai đoạn từ năm 2000-2012, khoảng 2,3 triệu km2 diện tích rừng đã biến mất. Trong khi đó, chỉ có 0,8 triệu km2 rừng được phủ xanh. Trung bình mỗi năm, diện tích rừng nhiệt đới trên trái đất bị mất trên toàn cầu tăng khoảng 2.100 km2. Tốc độ thay đổi mật độ rừng ở các khu rừng phía đông nam nước Mỹ cao gấp 4 lần so với các khu rừng ở Nam Mỹ, với hơn 31% diện tích rừng bị mất đi hoặc được tái sinh. Paraguay (Nam Mỹ) và Malaysia, Campuchia (Đông Nam Á) là các quốc gia có tỷ lệ mất rừng cao nhất thế giới.

Với mục đích nâng cao nhận thức về công tác bảo tồn, nhiều tổ chức bảo tồn như WWF, IUCN, UNEP, WRI,… khi hỗ trợ cho các quốc gia bao giờ cũng chú trọng đến vấn đề giáo dục, nâng cao nhận thức cho cộng đồng trong bảo tồn nguồn tài nguyên thiên nhiên và môi trường. Ngoài ra, theo Johnsingh A. J. T., 1994 [65], có thể dùng lợi ích kinh tế để khuyến khích người dân địa phương tham gia bảo tồn ĐDSH. Nhằm ngăn cản những tác động đến ĐDSH, sẽ góp phần thay đổi thái độ của người dân và khuyến khích họ tham gia bảo tồn tài nguyên sinh học (McNeely, 1988). McNeely chứng minh bằng các nghiên cứu cụ thể: Biện pháp khuyến khích kinh tế áp dụng tại VQG Khao Yai đối với dân địa phương đã làm giảm tình trạng trộm cắp và xâm lấn đến VQG, làm cầu nối giữa công tác bảo tồn và phát triển nông thôn. Các hình thức khuyến khích tạo công ăn việc làm, cho phép sử dụng một cách hạn chế tài nguyên,… đã giúp đỡ người dân Sherpas sống phụ thuộc vào VQG

Sagarmatha, Nepal giải quyết cuộc sống khó khăn, đồng thời có trách nhiệm giúp cho rừng trong vùng được phục hồi.

Như vậy, những tác động của người dân gây suy giảm tính đa dạng sinh học đang là mối lo ngại trên toàn cầu. Tỷ lệ mất rừng trên thế giới ngày càng gia tăng chứng tỏ sự tác động của cộng đồng địa phương, đặc biệt trước sức ép của đời sống kinh tế thị trường hiện nay là rất lớn, thảm thực vật đã bị tác động rất mạnh, do đó rừng chủ yếu còn lại là rừng thứ sinh, cấu trúc rừng bị xáo trộn nghiêm trọng, hệ sinh thái rừng bị phá vỡ, nhiều loài động thực vật quý hiếm đứng trước nguy cơ bị tiêu diệt, điều này gây ảnh hưởng nghiêm trọng đến đời sống con người. Do đó, nghiên cứu về những tác động này và đưa ra được giải pháp thiết thực đang được nhiều nhà khoa học quan tâm, đặc biệt là những nghiên cứu về nguyên nhân gây ra những tác động đó.

1.2. Những nghiên cứu ở Việt Nam

1.2.1. Nghiên cứu về thảm thực vật

Ở miền Bắc có có một số công trình nghiên cứu đáng chú ý của các tác giả người nước ngoài như: Chevalier A. với việc đưa ra bảng xếp loại thảm thực vật rừng Bắc Bộ thành 10 kiểu. Maurand P (1943) [225] đã chia Đông Dương thành 3 vùng và 8 kiểu quần thể thực vật. Dương Hàm Hy (1956) đã đưa ra một bảng phân loại thảm thực vật rừng miền Bắc Việt Nam. Ở miền Nam, Maurand P. (1953) [226] đã tổng kết những công trình nghiên cứu Rollet B., Lý Văn Hội và Neang sam Oil và đưa ra một bảng xếp loại các quần thể thực vật. Nghiêm Xuân Tiếp cũng đưa ra một bảng phân loại những kiểu rừng ở Việt Nam dựa trên cơ sở tổng hợp bảng phân loại của Maurand P. và của Dương Hàm Hy. (Hoàng Chung, 2005) [27].

Trần Ngũ Phương (1970) [95] xây dựng bảng phân loại rừng miền Bắc Việt Nam gồm có các đai rừng và kiểu rừng. Nhưng do không đứng trên quan điểm sinh thái phát sinh nên bảng phân loại này cũng chỉ là một bảng kể tên các kiểu quần hệ và xã hợp, ưu hợp thực vật đã điều tra được mà không làm nổi bật được quan hệ nhân quả giữa thảm thực vật và các điều kiện của môi trường. Mặt khác do không nghiên cứu vùng phân bố, lịch sử và thành phần của hệ thực vật Việt Nam, nên không lý giải được vì sao ở vùng này lại có kiểu phụ này, ở vùng khác, độ cao khác lại có loại hình khác, kiểu phụ khác.

Thái Văn Trừng (1978, 1999) [157, 158] đã căn cứ vào quan điểm sinh thái phát sinh quần thể thực vật để phân loại thảm thực vật rừng Việt Nam. Tư tưởng học thuật của quan điểm này là trong một môi trường sinh thái cụ thể chỉ có thể xuất

hiện một kiểu thảm thực vật nguyên sinh nhất định. Trong môi trường sinh thái đó có 5 nhân tố sinh thái phát sinh ảnh hưởng quyết định đến tổ thành loài cây rừng, hình thái, cấu trúc và hình thành nên những kiểu thảm thực vật rừng tương ứng. Trên cơ sở đó Thái Văn Trừng đã phân loại thảm thực vật rừng Việt Nam thành 14 kiểu thảm thực vật có trên đất lâm nghiệp.

Nhìn chung, Trần Ngũ Phương, Thái Văn Trừng chỉ dừng lại ở kiểu phụ, Thái Văn Trừng thì phân chia đến ưu hợp. Ưu hợp theo ông cũng không phải là quần hợp. Các tác giả này đã không phân chia ở các bậc phân loại nhỏ hơn (lớp quần hệ, nhóm, quần hệ,... quần hợp). Họ cho rằng ở đây không có loài, giống thậm chí họ ưu thế, là tổ hợp phức tạp. Thái Văn Trừng có đưa ra một số quần hợp nhân tác và ưu hợp, ông đã đề cập đến khái niệm trảng để chỉ loại hình cây bụi, cỏ. Theo ông đó là loại hình đặc thù của Việt Nam.

Phan Kế Lộc (1985) [79] dựa trên khung phân loại của UNESCO (1973) đưa ra khung phân loại thảm thực vật ở Việt Nam, có thể thể hiện được trên bản đồ 1:2.000.000. Bảng phân loại gồm 5 lớp quần hệ, mỗi một phân lớp quần hệ lại phân thành các nhóm quần hệ và thấp nhất là phân quần hệ. Bảng phân loại này đã được một số tác giả áp dụng: Lê Đồng Tấn (2002) 124, Lê Ngọc Công (2004) [32], Trần Văn Thụy và cs (2006) [145], Trần Văn Hoàn và cs (2009) [56], Nguyễn Nghĩa Thìn và cs (2011) [138]…

Như vậy, nghiên cứu về thảm thực vật ở Việt Nam đã có một số tác giả nổi tiếng như: Thái Văn Trừng, Trần Ngũ Phương, Phan Kế Lộc,… trong những năm gần đây có thêm nhiều nghiên cứu về vấn đề này ở các Vườn quốc gia, Khu bảo tồn thiên nhiên, nhìn chung các nghiên cứu này đều áp dụng theo những phương pháp phân loại trên. Tuy nhiên, xu hướng phân loại theo UNESCO, 1973 đã được Phan Kế Lộc áp dụng ở Việt Nam ngày càng phổ biến do nó thích hợp với hiện trạng thảm thực vật thứ sinh.

1.2.2. Nghiên cứu về hệ thực vật

Tính đa dạng về số lượng loài và số lượng taxon của hệ thực vật

Để phục vụ công tác khai thác và sử dụng bền vững tài nguyên thực vật, Bộ Lâm nghiệp đã công bố 07 tập Cây gỗ rừng Việt Nam (1971 - 1988) [12], đến năm 1996 công trình này đã được Vũ Văn Dũng dịch sang tiếng Anh. Trần Đình Lý (1993) đã công bố 1900 cây có ích ở Việt Nam [83]; Võ Văn Chi (1996) đã công bố Từ điển cây thuốc Việt Nam [23] với 3105 loài cây sử dụ ng là m thuố c.