劉吉平， 馬海超，趙丹丹

吉林師范大學 旅游與地理科學學院, 四平　136000

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三江平原孤立濕地景觀空間結構

劉吉平*， 馬海超，趙丹丹

吉林師范大學 旅游與地理科學學院, 四平136000

受人類活動的影響，近幾十年來三江平原大片連續(xù)濕地逐漸破碎化，形成了大量孤立濕地。濕地景觀格局分析已成為濕地生態(tài)和全球變化研究領域的熱點，因此以三江平原遙感影像為數(shù)據(jù)源，利用GIS技術和景觀指數(shù)模型，在60m分析粒度下，對三江平原孤立濕地景觀空間結構進行分析。結果表明: ①研究區(qū)的中南部孤立濕地的斑塊數(shù)量較多，而中東部孤立濕地的斑塊面積較大，且孤立濕地斑塊之間的鄰近程度和連接度較高，三江、洪河自然保護區(qū)及研究區(qū)西部孤立濕地斑塊的形狀較復雜；②隨著濕地斑塊數(shù)量的遞減，非孤立濕地在景觀連接中起到的作用逐漸增加，孤立濕地在景觀連接中起到的作用逐漸減小，但面積相對較大的孤立濕地斑塊重要值一直處于較高水平，在景觀連接中起著重要作用；③三江平原孤立濕地景觀空間結構是地形地貌、農(nóng)業(yè)開發(fā)活動、國家政策等因子綜合作用的結果，應加強對孤立濕地的保護。

孤立濕地；空間結構； 景觀連接度；斑塊重要值；三江平原

濕地是地球表層生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，是由水陸相互作用而形成的具有特殊功能的自然綜合體[1]。近幾十年來，隨著全球氣候變化和人類活動的加劇，濕地景觀結構正在發(fā)生嚴重變化，除保護區(qū)和人類活動較少的地區(qū)外，大面積濕地已嚴重破碎化，破碎化后的濕地面積較小、相對分散，與大面積濕地形成最明顯的對比，形成相對孤立的濕地[2]。在國外，術語“孤立濕地”(isolated wetland)提出較早，各學科學者對孤立濕地做出了相應的定義。從景觀學和地貌學的角度，Tiner認為，孤立濕地就是周圍被高地所包圍的濕地[3]；從水文學角度看，孤立濕地被定義為與其他濕地或水體沒有表層水或地下水聯(lián)系的濕地[4]。在國內(nèi)，與“孤立濕地”相關的研究較少，僅局限于對“環(huán)形濕地”[5-6]、“碟型洼地”[7]和濕地的“景觀破碎化”[8]等方面的探索，本文把“孤立濕地”定義為與其他水體缺乏聯(lián)系且在景觀上相對孤立的濕地[2]。孤立濕地在保持全球碳平衡、調節(jié)小氣候、均化洪峰、保護生物多樣性等方面具有重要作用。

對景觀空間結構的研究是濕地生態(tài)學的重要內(nèi)容之一，眾多學者對濕地景觀空間結構進行了大量研究[9-19]，而對孤立濕地景觀空間結構的研究較少，因此本文以三江平原為研究區(qū)域，對孤立濕地的景觀空間結構進行研究。論文在確定孤立濕地景觀指數(shù)最佳分析粒度的基礎上，分析三江平原孤立濕地景觀空間結構，探索不同數(shù)量孤立濕地的景觀指數(shù)的變化規(guī)律，從空間上分析孤立濕地景觀空間結構的變化過程，為濕地的保護與管理提供科學依據(jù)。

1　研究區(qū)域與方法

1.1研究區(qū)概況

圖1　研究區(qū)域示意圖Fig.1　Location of the study area

本研究區(qū)位于三江平原東北部，黑龍江省撫遠縣和同江市境內(nèi)，黑龍江和烏蘇里江匯流的三角地帶，位于47°19′47″—48°27′56″N，132°49′59″—135°05′26″E(圖1)，選取該區(qū)域為研究區(qū)主要原因是：本區(qū)河流眾多(如黑龍江、烏蘇里江、鴨綠河、濃江、別拉洪河等河流)形成河流沖積低平原，在自然因子作用下地勢低洼地區(qū)形成大量濕地，為本文的濕地研究提供了客觀條件。該研究區(qū)面積為12800km2，人口15.5 萬，屬于溫帶濕潤半濕潤大陸性季風氣候，多年平均降雨量為595.7mm，降雨量年內(nèi)分配不均，主要集中在7、8 月，盛行偏西風。研究區(qū)域以低沖積平原為主，地勢由西南向東北傾斜，地貌類型包括河谷、臺地、低山、丘陵等。主要的濕地土壤類型為潛育化白漿土、沼澤土和泥炭土。植物區(qū)系組成屬于長白植物區(qū)系，主要景觀類型為沼澤、灌叢、林地、河流、湖泊、農(nóng)田、居民點等。研究區(qū)內(nèi)有3個國家級濕地自然保護區(qū): 洪河濕地自然保護區(qū)、三江濕地自然保護區(qū)和八岔島濕地自然保護區(qū)。該區(qū)經(jīng)歷了四次農(nóng)業(yè)大開發(fā)，濕地面積由2000年的4788km2變?yōu)?010年的1890km2，減少了2898km2。

1.2數(shù)據(jù)預處理

為了分析孤立濕地的景觀空間結構，本文利用遙感影像提取孤立濕地，選取的是2010年6月份的SPOT5衛(wèi)星影像，該影像時段選擇適當，空間信息清晰，空間分辨率為5 m，能滿足孤立濕地信息的提取需要。對2010年SPOT5遙感影像進行人工解譯，制作2010年孤立濕地分布現(xiàn)狀圖，經(jīng)野外調查驗證其準確率達到95%，可以滿足本文研究需要。為了直觀的分析三江平原孤立濕地景觀指數(shù)的空間變化，運用網(wǎng)格分析法分析景觀指數(shù)的空間變化。為了避免網(wǎng)格化的尺度效應及網(wǎng)格劃分對孤立濕地景觀格局分析的影響，本文采用移動窗口法來探究研究區(qū)孤立濕地空間分布格局的適宜研究尺度。參照前人研究[20-21]與研究區(qū)的大小范圍，通過對5、10、15、20、25 km的窗口進行調試，15 km窗口范圍能較清晰的展示孤立濕地的景觀指數(shù)密度，同時15km×15km網(wǎng)格的計算量適中，能保證每個網(wǎng)格單元中都有一定數(shù)量的孤立濕地，且15km×15km所劃分的網(wǎng)格數(shù)量能滿足Kring插值方法對樣本數(shù)的要求，因此本文網(wǎng)格大小采用15km×15km。

首先，運用ArcGIS 9.3的create fishnet命令生成大小為15km×15km的網(wǎng)格55個。其次，運用Fragstats 3.3軟件對每個網(wǎng)格進行景觀指數(shù)計算，然后將計算結果賦值到對應網(wǎng)格中心點上，得到景觀指數(shù)點圖層。再次，利用ArcGIS 9.3的Geostatistical Analyst模塊，采用Kring插值方法對景觀指數(shù)進行插值，得到三江平原孤立濕地景觀指數(shù)的空間分布圖。

1.3景觀指數(shù)的選取

參考相關文獻[12-17]，結合研究區(qū)的實際情況，本文分析的景觀指數(shù)主要包括破碎度指標、多樣性指標、聚集度指標和形狀指標，具體選取的景觀指數(shù)包括：(1)面積指標，選用斑塊所占景觀面積比例(PLAND)和最大斑塊指數(shù)(LPI)；(2)密度大小指標，選用斑塊數(shù)量(NP)和斑塊密度(PD)；(3)形狀指標，選用景觀形狀指數(shù)(LSI)和周長面積比(PARA)；(4)鄰近度指標，選用鄰近指數(shù)(PROXIM)和歐氏鄰近距離(ENN)；(5)聚散性指標，選用分離度(SPLIT)和連接度(CONNECT)。各景觀指數(shù)模型的計算公式參見文獻[22]。景觀指數(shù)是基本柵格數(shù)據(jù)而計算的，柵格單元的大小會直接影響到景觀指數(shù)的精度[23]。為保證選取的柵格單元能有效準確的反映研究區(qū)孤立濕地景觀格局特征，在計算景觀格局指數(shù)之前，要進行最佳分析粒度的選取。本文借鑒于磊等所提出的最佳分析粒度選取方法，采用景觀指數(shù)粒度效應分析和改進后的信息損失評價方法進行最佳分析粒度的選取[24]。

景觀連接度是研究景觀促進或阻礙生物體或某種生態(tài)過程在斑塊間運動的程度[25]。景觀連接度于1984 年首次被應用到景觀生態(tài)學后，對于破碎景觀中動植物棲息地和物種保護具有重要意義。本文以研究區(qū)內(nèi)的濃江農(nóng)場為例，選用整體連通性指數(shù)和斑塊重要值，研究孤立濕地在景觀連接中的作用。

整體連通性指數(shù)(Integral Index of Connectivity，IIC) 其計算式如下:

(1)

式中，ai和aj分別為斑塊i和j的面積；nlij為斑塊i與斑塊j間最短路徑上的鏈接數(shù)；AL為景觀的總面積。0≤IIC≤1。IIC= 0，表示各生境斑塊之間沒有連接；IIC= 1，表示整個景觀均為生境斑塊[26]。

為了分析孤立濕地斑塊數(shù)量對整體連通性指數(shù)的影響，以濃江農(nóng)場的濕地為例，從362個濕地斑塊隨機抽取316、273、233、190、141、101、54、27、18、10和4個濕地斑塊(一直包含2個非孤立濕地)，利用美國杜克大學研發(fā)的Conefor Sensinode 2.2 軟件，在斑塊距離閾值1000、2500、5000m下，分別計算濕地整體連接度指數(shù)。

斑塊重要值(dI)，其計算式如下:

(2)

式中,I為某一景觀的連接度指數(shù)值；Iremove為將斑塊i從該景觀中剔除后景觀的連接度指數(shù)值。

指數(shù)的計算需要指定景觀中孤立濕地斑塊連通的距離閾值。當斑塊間的距離大于閾值，認為斑塊間不連通；當斑塊間的距離小于或等于閾值，則認為它們是連通的。斑塊是否連通與不同生態(tài)過程發(fā)生的尺度相關，因此，在計算中需設定不同的斑塊距離梯度[27]。濃江農(nóng)場有362個濕地斑塊，其中非孤立濕地2個，孤立濕地360個，從360個孤立濕地中隨機選取188、52、25個，利用Conefor Sensinode 2.2 軟件，在斑塊距離閾值2500m下計算其斑塊重要值指數(shù)。

2　結果與分析

2.1孤立濕地景觀指數(shù)最佳分析粒度的選取

從劃分的55個網(wǎng)格中選擇1個具有代表性的網(wǎng)格進行孤立濕地景觀指數(shù)的最佳粒度分析。以粒度5、10、20 、30、40 、50、60 、70、80 、90 、100、110、120m，利用Fragstats 3.3分別計算所選取的10個景觀指數(shù)，以不同粒度為橫坐標，景觀指數(shù)為縱坐標，制作孤立濕地景觀指數(shù)粒度效應曲線。篩選出對粒度變化敏感且有明顯粒度拐點的指數(shù)4個(圖2)，根據(jù)適宜粒度域的標準[24]，分析表明40—60m 是適宜粒度域。

圖2　研究區(qū)孤立濕地景觀指數(shù)粒度效應圖Fig.2　 Grain effect curves of landscape indices in the study area

選取孤立濕地的斑塊周長、斑塊數(shù)和斑塊面積3個指標，按于磊等[24]所提出粒度信息損失評價方法，計算不同粒度下各指標信息損失量，結果見圖3所示。信息損失評價結果表明，60m粒度下斑塊周長、斑塊數(shù)和斑塊面積的誤差率都相對較小，而且是明顯的拐點。因此，60m粒度是景觀指數(shù)分析的適宜粒度。

圖3　不同粒度下各指標信息損失評價結果Fig.3　The results of data loss assessment under different grain sizes

根據(jù)研究區(qū)孤立濕地景觀指數(shù)粒度效應和不同粒度下各指標信息損失評價結果，本文以60m粒度作為研究區(qū)孤立濕地景觀格局的最佳分析粒度。

2.2孤立濕地景觀指數(shù)分析

各網(wǎng)格孤立濕地斑塊所占景觀面積比例(PLAND)值介于0.4%—98.2%之間，最大斑塊所占景觀面積的比例(LPI)值介于0—98%之間，其整體空間分布規(guī)律是自東向西減少，自中心向西向北減少(圖4)，說明面積較大的孤立濕地主要分布在研究區(qū)的中東部。

圖4　研究區(qū)濕地斑塊所占景觀面積比例和最大斑塊指數(shù)空間分布圖Fig.4　Spatial distribution map of wetland landscape patch area ratio and maximum plaque index

孤立濕地斑塊數(shù)量(NP)和斑塊密度(DP)分別介于2—331個和0.01—1.47 個/100ha之間，其空間分布規(guī)律是自西向東、自南向北逐漸減少(圖5)，說明研究區(qū)的中南部孤立濕地的數(shù)量較多。

圖5　研究區(qū)濕地斑塊數(shù)量和斑塊密度空間分布圖Fig.5　Spatial distribution map of wetland plaque number and density

各網(wǎng)格孤立濕地景觀形狀指數(shù)(LSI)和周長面積比(PARA)分別介于2.5—22.6和36—507之間，景觀形狀指數(shù)(LSI)的空間分布規(guī)律是東部和西北部較低，周長面積比(PARA)是研究區(qū)東南部、西部和三江、洪河自然保護區(qū)較高(圖6)。整體上看，三江、洪河自然保護區(qū)及研究區(qū)西部孤立濕地斑塊形狀較復雜。

圖6　研究區(qū)濕地景觀形狀指數(shù)和周長面積比空間分布圖Fig.6　Spatial distribution map of wetland landscape shape index and perimeter area ratio

平均鄰近指數(shù)(PROXIM)和歐氏鄰近距離(ENN)分別介于1—7669和120—1393m之間，平均鄰近指數(shù)(PROXIM)自東向西逐漸減少，而歐氏鄰近距離(ENN)自東向西逐漸增加(圖7)，說明研究區(qū)的中、東部孤立濕地斑塊之間的鄰近程度較高。

圖7　研究區(qū)濕地鄰近指數(shù)和歐氏鄰近距離空間分布圖Fig.7　Spatial distribution map of wetlands neighboring index and Euclidean distance neighboring

孤立濕地分離度(SPLIT)和連接度(CONNECT)分別介于1—1794351和5%—100%之間，分離度自東向西逐漸增加，而連接度自東北向西南逐漸減小(圖8)，說明研究區(qū)的中東部孤立濕地的連接度較高，而西部孤立濕地的連接度較低。

圖8　研究區(qū)濕地分離度和連接度空間分布圖Fig.8　Spatial distribution map of wetland separating degree and the connection degree

2.3三江平原孤立濕地的景觀連接度

圖9　濕地整體連接度指數(shù)與濕地斑塊數(shù)量的關系　Fig.9　The relation of wetland overall connection degree index and plaque number

隨著濕地斑塊數(shù)的增加，濕地整體連接度指數(shù)逐漸增加，以斑塊距離閾值5000m變化較大，斑塊距離閾值2500m變化居中，而斑塊距離閾值1000m變化不明顯(圖9)。在濕地斑塊數(shù)量為4、10、18、27個情況下，濕地整體連接度指數(shù)變化不大，在濕地斑塊數(shù)量為54個時，濕地整體連接度指數(shù)發(fā)生了突變，說明濃江農(nóng)場應至少保留50個左右的濕地斑塊，才能維持較高的景觀連接度。

由圖10可以明顯看出，2個非孤立濕地斑塊重要值一直處于較高水平，隨著斑塊數(shù)量的遞減，最大的濕地斑塊(位于研究區(qū)的東南部)的斑塊重要值由91.53一直上升到99.78，說明非孤立濕地在景觀連接中起到重要的作用，隨著斑塊數(shù)量的減少，其在景觀連接中所起的作用越來越大。隨著斑塊數(shù)量的遞減，面積較小孤立濕地的斑塊重要值逐漸減小，其平均值由0.08下降到0.01，但一些面積相對較大的孤立濕地斑塊重要值也一直處于較高水平，如位于最大濕地斑塊北面的一塊孤立濕地，其斑塊重要值由3.76下降到2.58，在景觀連接中起著重要作用。

2.4三江平原孤立濕地景觀空間結構的成因分析

三江平原孤立濕地景觀空間結構是各種因子綜合作用的結果。其中地形地貌是影響濕地形成和空間分布的主要因素，它影響著孤立濕地的景觀空間結構，并對孤立濕地空間格局的變化起到控制作用[28]。研究區(qū)西北部為小興安嶺，地形主要為山地，而中、東部地區(qū)河流較多(分布著黑龍江、鴨綠河、濃江、別拉洪河、烏蘇里江等)，在河流改道所形成的古河道遺跡和地勢低洼地區(qū)形成沼澤濕地。在地形地貌因素影響下，研究區(qū)的西、北部濕地分布較少，而中、東部地勢低洼地區(qū)的濕地分布較多，雖然受人類活動影響濕地景觀不斷破碎化，孤立濕地數(shù)量也不斷增加，但濕地的空間分布格局并未改變，因此造成孤立濕地斑塊所占景觀面積比例和最大斑塊指數(shù)的空間分布規(guī)律與原始濕地分布規(guī)律基本類似，呈現(xiàn)自東向西減少、自中心向西向北減少的趨勢。

從三江平原孤立濕地景觀空間結構的影響因子上看，人為因素在三江平原沼澤濕地格局變化過程中起到關鍵性作用[10]。由于三江平原人口數(shù)量的不斷增多，耕地需求量隨著人口的增加而不斷上漲，為了保證國家的糧食安全，國家在政策上鼓勵對“北大荒”濕地進行開發(fā)，而研究區(qū)中南部地區(qū)，地形平坦、土壤肥沃利于大規(guī)模的農(nóng)業(yè)開發(fā)活動，結果導致大片濕地破碎化，使得濕地面積不斷減少，景觀上由原來的濕地基質變?yōu)楝F(xiàn)在的農(nóng)田基質，同時網(wǎng)絡化的道路、堤壩和溝渠加劇了濕地的破碎化，濕地景觀破碎化后致使孤立濕地的數(shù)量增多，因此造成大量孤立濕地集中分布在研究區(qū)的中南部。

研究區(qū)西部沒有設立自然保護區(qū)，而研究區(qū)東部設立了三江、八岔島、洪河自然保護區(qū)，保留了許多大塊的孤立濕地，同時受濕地保護政策影響，在保護區(qū)周邊農(nóng)田當中殘留了大量的孤立濕地，因此從聚散性指標上看，研究區(qū)中東部孤立濕地的連接度較高，而西部孤立濕地的連接度較低。

圖10　不同斑塊數(shù)量下濕地斑塊重要值的空間分布圖Fig.10　Spatial distribution map of wetland patches important value under different number of plaques

3　結論與討論

本文以三江平原遙感影像為數(shù)據(jù)源，利用GIS技術和景觀指數(shù)模型，結合網(wǎng)格分析法對三江平原孤立濕地景觀空間結構進行分析。研究結果表明：(1)綜合利用景觀指數(shù)粒度效應分析和信息損失評價，確定了三江平原孤立濕地景觀格局的最佳分析粒度為60m；(2)研究區(qū)的中南部孤立濕地的斑塊數(shù)量較多，而中東部孤立濕地的斑塊面積較大，且孤立濕地斑塊之間的鄰近程度和連接度較高，三江、洪河自然保護區(qū)及研究區(qū)西部孤立濕地斑塊形狀較復雜；(3)隨著斑塊數(shù)量的遞減，非孤立濕地在景觀連接中起到的作用逐漸增加，孤立濕地在景觀連接中起到的作用逐漸減小，但面積相對較大的孤立濕地斑塊重要值一直處于較高水平，在景觀連接中起著重要作用。

濕地景觀格局分析已成為濕地生態(tài)和全球變化研究領域的熱點，國內(nèi)外學者應用景觀模型對不同時期濕地景觀空間結構的動態(tài)變化進行了研究。如Royle等利用了遙感和 GIS 技術對美國草原沼澤地區(qū)的濕地環(huán)境進行空間建模研究，并進行了濕地景觀變化預測[29]，Koneff等分析美國大西洋沿岸(1950—1970)和(1970—1990)兩個時期內(nèi)濕地景觀演變情況[30]。我國學者利用景觀指數(shù)模型系統(tǒng)分析了三江平原、若爾蓋高原、東部沿海區(qū)、西北干旱區(qū)等地區(qū)的濕地景觀格局的變化過程及其驅動機制[9-19]。通過比較不同時間段的區(qū)域景觀格局指數(shù)，分析景觀格局動態(tài)演變特征與趨勢，已成為國內(nèi)外學者普遍采用的研究方法，用景觀格局指數(shù)能夠高度濃縮濕地空間格局信息，反映其結構組成和空間配置等方面特征的定量指標。這些研究都是對整個區(qū)域的不同時段濕地景觀指數(shù)的動態(tài)變化進行研究，但對濕地景觀指數(shù)的區(qū)域內(nèi)差異研究相對較少，對孤立濕地的景觀空間結構變化研究更少。本文利用網(wǎng)格法和插值法對孤立濕地景觀格局指數(shù)的區(qū)域內(nèi)差異進行研究，是研究景觀格局指數(shù)空間變異狀況的有效手段。在以后的進一步研究中，通過將孤立濕地的景觀指數(shù)與有關環(huán)境因素相聯(lián)系，能更好地將孤立濕地的景觀格局與自然、社會經(jīng)濟過程連接起來。

在地質因子、氣候因子和人為干擾因子等因子的共同作用下，三江平原形成大量的孤立濕地，孤立濕地是三江平原濕地的一種主要類型[28]。針對一些面積相對較大且在景觀連接中起著重要作用的孤立濕地，建議在三江平原設立保護小區(qū)，作為自然保護區(qū)的重要補充[31]，或者構建保護區(qū)外的孤立濕地保護模式[32]。由于保護小區(qū)主要分布在大片農(nóng)田之中，這些孤立濕地中間低洼，排水不暢，因澇無法開墾，所以把這一部分孤立濕地恢復至自然狀態(tài)，并加以保護，為濕地野生動物提供棲息場所[33]。構建保護區(qū)外的孤立濕地保護模式，主要是對農(nóng)田中的孤立濕地采用開發(fā)與保護相結合的立體生態(tài)農(nóng)業(yè)種養(yǎng)模式，這種模式是指：“稻-葦-魚系統(tǒng)”、“濕地養(yǎng)蟹系統(tǒng)”等生態(tài)農(nóng)業(yè)模式。開展立體生態(tài)農(nóng)業(yè)種養(yǎng)不僅可以使當?shù)厝嗽黾咏?jīng)濟收入，而且在水產(chǎn)養(yǎng)殖利益的驅動下，使許多殘留在農(nóng)田中的孤立濕地將得到保留，這樣既可以防止農(nóng)田中的孤立濕地被開發(fā)成耕地，也提高了農(nóng)民保護孤立濕地的積極性，以達到更好的生態(tài)效益。

孤立濕地景觀格局指數(shù)是有尺度效應的，景觀格局指數(shù)本身的尺度效應是怎樣的? 在表征景觀異質性時，隨尺度的變化又是怎樣的? 這些問題在理解孤立濕地景觀異質性特征特別是借用景觀格局指數(shù)來分析時，是急待解決的。

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Analysis on the spatial structural of isolated wetland landscapes in the Sanjiang Plain

LIU Jiping*, MA Haichao, ZHAO Dandan

CollegeofTouristandGeoscience,JilinNormalUniversity,Siping136000,China

In the Sanjiang Plain of northeastern China, extensive amounts of continuous wetlands have been fragmented gradually over time as a result of human activities. This has led to the formation of a large number of isolated wetlands over the past few decades. Analyses on the spatial structural of isolated wetland landscapes has become a hot topic in the area of wetland ecology and global change. In this paper, we analyze the spatial structure of isolated wetland landscapes in the Sanjiang Plain. The analyses were based remote sensing images of the Sanjiang Plain taken in 2010, and the detailed landscape spatial structure of the isolated wetlands was created by using geographic information system (GIS) technology and a landscape model, under a resolution of 60 m. The results show that there are a number of isolated wetlands in the central-southern part of the plain, and the larger isolated wetlands are mainly distributed in the Middle East, at the same time, the adjacent degree and connection degree are higher between the isolated wetland patches, what′s more, the shapes of the isolated wetland patches are more complex in Sanjiang and Honghe nature reserves as well as the study area in the west. With the reduce number of the wetland patches, non isolated wetlands increase gradually and play a role in landscape connection, on the contrary, the isolated wetlands′ effect is gradually reduce, however, the isolated wetland patche value always in a higher level, and it also plays an important role in landscape connection. Overall, the landscape spatial structure of isolated wetlands in the Sanjiang Plain appears to be the result of comprehensive effects from the topography, agricultural development, national policy, and other factors.

isolated wetland; spatial structure; landscape connectivity; patch value; Sanjiang Plain

教育部新世紀優(yōu)秀人才支持計劃項目(NCET-12-0730)；國家自然科學基金資助項目(41071037)；吉林省科技廳項目(20130101097JC)；吉林省教育廳項目(吉教科合字2013第201號)；吉林師范大學研究生創(chuàng)新科研計劃項目(2013036)

2014-12-05; 網(wǎng)絡出版日期:2015-10-30

Corresponding author.E-mail: liujpjl@163.com

10.5846/stxb201412052417

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