趙清賀,馬麗嬌,劉 倩,丁圣彥**,盧訓令,曹梓豪,張祎帆

(1.河南大學環(huán)境與規(guī)劃學院/黃河中下游數(shù)字地理技術教育部重點實驗室 開封 475004;2.許昌職業(yè)技術學院 許昌461000;3.河南省南陽市環(huán)保局 南陽 473000)

黃河中下游典型河岸緩沖帶植被景觀連接度及其網(wǎng)絡構建*

趙清賀1,馬麗嬌2,劉 倩3,丁圣彥1**,盧訓令1,曹梓豪1,張祎帆1

(1.河南大學環(huán)境與規(guī)劃學院/黃河中下游數(shù)字地理技術教育部重點實驗室 開封 475004;2.許昌職業(yè)技術學院 許昌461000;3.河南省南陽市環(huán)保局 南陽 473000)

植被作為河岸緩沖帶生態(tài)系統(tǒng)服務形成與維持的基礎,在維持生物多樣性方面,能為多種物種提供棲息地和遷移廊道。因此,本文以黃河中下游典型河岸緩沖帶植被為對象,采用遙感解譯、景觀連接度指標、斑塊重要性評價和廊道網(wǎng)絡分析相結合的方法,分析2003年、2009年和2015年研究區(qū)的植被景觀連接度和斑塊重要值變化,并構建河岸緩沖帶植被廊道網(wǎng)絡,以期為黃河中下游河岸緩沖帶生物多樣性保護提供支持。結果表明,研究區(qū)植被斑塊的連接度在2003—2015年呈增加趨勢,且隨距離閾值的增大而增大;不同距離閾值下,斑塊重要值隨斑塊面積增大而增大,且隨距離閾值增大的而增大;小型斑塊(0～5 hm2)重要值呈增加趨勢,中型斑塊(5～10 hm2)重要值呈先增加后降低趨勢,而大型斑塊(>10 hm2)重要值呈降低趨勢。植被廊道網(wǎng)絡分析表明,基于重要生態(tài)節(jié)點同時考慮溝渠和道路廊道可作為研究區(qū)植被廊道網(wǎng)絡構建的重要參考。

河岸緩沖帶;植被;景觀連接度;斑塊重要值;植被廊道網(wǎng)絡;黃河中下游

景觀連接度探討相同或不同類型的斑塊間在功能和生態(tài)過程上的有機聯(lián)系[1-2],既可以量化與物種生存息息相關的斑塊類型的豐富性和分布的合理性,又可以針對性地探討景觀格局提升和資源可持續(xù)發(fā)展策略[3],已在棲息地維護、自然保護區(qū)建設、城鄉(xiāng)環(huán)境規(guī)劃與景觀調控等生產(chǎn)建設實踐領域廣泛應用[4]。如:梁國付等[5]以不同距離閾值(反映物種在斑塊間運動阻力的耗費距離)情況作為區(qū)分,研究了道路對鞏義市山區(qū)森林景觀連接度的作用,發(fā)現(xiàn)道路明顯約束了物種的活動,阻礙了物種的遷徙,對森林景觀斑塊中連通性的形成起到負向作用;劉世梁等[6]分析了不同種群遷移擴散距離閾值情景下土地整理前后各生境斑塊對景觀連接度的重要程度,發(fā)現(xiàn)大面積斑塊和“踏腳石”斑塊對維持土地整理生態(tài)效益具有重要作用;張宇等[7]通過對滇金絲猴(Rhinopithecus bieti)分布區(qū)進行棲息地連接度分析,確定了植被優(yōu)先恢復區(qū)域;Maguire等[8]以食草昆蟲為對象,權衡森林斑塊間的景觀連接度對森林生態(tài)系統(tǒng)服務的正向與負向作用,發(fā)現(xiàn)景觀連接度并不總是對生態(tài)系統(tǒng)服務產(chǎn)生積極作用,景觀連接度越高,越容易促進食草性昆蟲蟲災爆發(fā)。另外,亦有研究針對電路理論和最低成本路徑在景觀連接度評估或預測中的缺陷,提出一種簡單的、基于個體的替代方法,即“隨機運動模擬器”,來提高景觀連接度計算的精確性與合理性[9]。在研究對象上,主要涉及自然保護區(qū)[10-11]、道路建設[5-12]、坡耕地開發(fā)[6]、城市建設[13]、濕地保護[14]等,而針對河岸緩沖帶植被景觀連接度的研究較少。

河岸緩沖帶被視為陸地生態(tài)系統(tǒng)與水生生態(tài)系統(tǒng)的生態(tài)交錯帶,具有多種生態(tài)系統(tǒng)服務,尤其是在維持生物多樣性方面,能為多種物種提供棲息地和遷移廊道,被認為是物種豐富度的熱點區(qū)域[15-16]。植被作為河岸緩沖帶生態(tài)系統(tǒng)服務形成與維持的基礎,在河岸侵蝕控制與熱量調節(jié)、過濾與滯留營養(yǎng)物、凈化水質、為野生動植物提供食物和棲息地、提供美學與娛樂資源等方面發(fā)揮重要作用[17-19]。但是,受自然因素(氣候、河道形態(tài)、岸灘結構、洪水周期、河流水動力特征等)和人為因素(城市化、農業(yè)種植、放牧、淘沙、水利水電開發(fā)等)以及二者的交互作用的影響[17-18],河岸帶植被的組成、結構、多樣性與空間分布格局面臨嚴重干擾[20],尤其是影響其廊道功能(物種生存與遷移)發(fā)揮的景觀連接度面臨嚴重退化。因此探討河岸緩沖帶植被景觀連接度對深入理解河岸緩沖帶植被廊道結構及其生態(tài)系統(tǒng)服務的維持具有重要意義[21]。黃河中下游河岸緩沖帶是重要的生物多樣性保護地,如研究區(qū)內的河南新鄉(xiāng)黃河濕地鳥類國家級自然保護區(qū)和主體位于研究區(qū)內的鄭州黃河濕地自然保護區(qū),動植物資源豐富,僅鳥類就分別有161種和169種,每年途徑、停歇、越冬和繁殖的候鳥達數(shù)萬只[22]。因此本研究選擇黃河中下游典型河岸緩沖帶植被為對象,分析不同時期植被景觀連接度和反映斑塊對景觀連接度的貢獻的斑塊重要值,并基于廊道和網(wǎng)絡結構分析構建研究區(qū)植被廊道網(wǎng)絡,以期為黃河中下游河岸緩沖帶植被配置和物種保護提供參考。

1 研究區(qū)概況與研究方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于河南省境內的黃河中游和下游過渡區(qū)域(34°48′～35°01′N,113°03′～114°30′E),西至黃河中游的伊洛河入河口,東至黃河下游的開封黃河大橋,南北分別以黃河南北岸大堤為界,共涉及河南省的鄭州、開封、新鄉(xiāng)、焦作等4個地級市(圖1)。研究區(qū)從西向東、由中游向下游形成連續(xù)的丘陵-平原過渡景觀,具有獨特的自然環(huán)境特征[23]。黃河在本研究區(qū)受河道淤積影響,形成典型的游蕩型“地上懸河”[23],具有較大面積的河岸緩沖帶,同時受大堤等水利工程設施的控制,河岸緩沖帶又被約束于大堤之內,邊界明顯。研究區(qū)氣候屬暖溫帶大陸性半濕潤季風氣候,具有南北過渡的特點,全年平均氣溫為12～16℃,年平均降雨量550～650 mm,年際變化大,空間分布不均勻[23-24]。研究區(qū)植被以楊樹(Populus tomentosa)、柳樹(Salix matsudana)、混交人工林和河漫灘草地為主,林下草本植物以菊科(Compositae)、禾本科(Gramineae)、豆科(Leguminosae)和十字花科(Brassicaceae)為主[24]。研究區(qū)土壤質地主要為亞砂土和粉砂土。研究區(qū)絕大部分土地已被開墾耕作,但受分散種植效益低的影響,農業(yè)產(chǎn)業(yè)水平較低[23-24]。

圖1 研究區(qū)位置Fig.1 Location of the study area

1.2 研究方法

1.2.1 景觀分類與生態(tài)斑塊提取

基于2003年、2009年和2015年冬季共3期分辨率為15 m的Google Earth影像,參考土地利用現(xiàn)狀圖,應用ENVI 5.1對各期遙感影像進行幾何校正并與相關圖件進行相對配準等,誤差控制在0.5個像元以內。借助數(shù)字線畫圖,采用目視解譯方法,對研究區(qū)進行景觀類型信息的提取。將研究區(qū)景觀類型分為8類:水體、農田、林地、草地、河漫灘、居民區(qū)、溝渠及坑塘,分層提取各景觀類型信息。以2014年調查的土地利用類型和植物群落分布數(shù)據(jù)為基礎進行隨機樣本驗證[24],總體精度達90%以上,滿足本研究分析需求。在景觀分類圖的基礎上,參考相關研究[5-6],將具有較高生態(tài)系統(tǒng)服務價值的草地和林地斑塊作為生態(tài)斑塊(圖2),基于ConeforSensinode 2.2軟件計算研究區(qū)生態(tài)斑塊連接度指數(shù)和斑塊重要值。

1.2.2 景觀連接度指數(shù)計算

景觀連接度,即景觀在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[5]。在用Conefor Sensinode 2.2軟件計算景觀連接度前,首先需要確定植被斑塊的累積阻力耗費距離閾值。累積阻力耗費距離強調景觀阻力在一定空間距離上的累積效應[5-10]。如果兩個斑塊間的阻力耗費距離小于或等于閾值時,代表斑塊之間是連通的,反之則不連通。在確定距離閾值時,保護目標的最大遷移距離或活動范圍是重要參考。本研究借鑒前人研究[5-6,10-11],中小型哺乳動物和兩棲爬行動物的平均擴散范圍在50～1 000 m,鳥類的平均搜索范圍在30～32 000 m。因此,本研究設置100 m、500 m、1 000 m、2 000 m、3 000 m、4 000 m共6個閾值,在ConeforSensinode 2.2軟件中分別計算2003年、2009年和2015年研究區(qū)生態(tài)斑塊的景觀連接度[由斑塊間的連接數(shù)(NL)、景觀組分數(shù)(NC)、最大組分斑塊數(shù)(NLC)、整體連接度指數(shù)(IIC)和可能連接度指數(shù)(PC)代表]和不同面積斑塊的重要值(dI),以反映研究區(qū)不同距離閾值下景觀連接度的變化規(guī)律。其中,NL表示在指定的距離閾值內兩個不同的斑塊連到一起的具體數(shù)目。NC是一個二元指數(shù)(連接和不連接),指示功能或結構上互相連接的斑塊所組成的整體,不同景觀組分之間彼此孤立,不存在生態(tài)過程的聯(lián)系。IIC代表整體連接度,介于0和1之間,其值越大,代表景觀具有相對較大的連接度,反之則較小;其值等于1,代表所有斑塊屬于同一種景觀。計算公式如下[5-6]:

式中:n表示景觀中斑塊總數(shù),αi、αj分別為斑塊i和斑塊j的面積(m2),nlij為斑塊i和斑塊j之間的最短路徑連接數(shù),AL為研究區(qū)總面積(包括生態(tài)斑塊和非生態(tài)斑塊)。

圖2 2003年、2009年和2015年黃河中下游典型河岸緩沖帶生態(tài)斑塊分布Fig.2 Distribution of ecological patches in the typical riparian buffer zone in the middle and lower reaches of Yellow River in 2003,2009 and 2015

PC表示可能連通性指數(shù),介于0和1之間,其值越大,代表景觀具有相對較大的連接度,反之則較小;其值等于1,代表所有斑塊屬于同一種景觀;其值等于0,代表斑塊之間不具有連接性。計算公式如下:

式中:兩個斑塊i和j之間具有多種不同的路徑,Pij*表示其中的最大連接概率。

斑塊重要值(dI)反映景觀中某個斑塊對景觀整體的重要程度或對景觀保持連通的貢獻程度,選取的景觀連接度指數(shù)不同,計算所得的斑塊重要值也不同。計算公式如下:

式中:I是所有斑塊都存在時的整體景觀連接度,Iremove表示去掉某個斑塊以后的景觀連接性指數(shù)值。斑塊dI值越大,代表其對整體景觀相對重要;反之,則重要性低。不同景觀連接度指數(shù)的dI計算公式是普適性的,本研究根據(jù)可能連通性指數(shù)(PC)計算斑塊的重要性,公式如下:

式中:PC含義與公式(3)中I的含義相同。

1.2.3 植被廊道網(wǎng)絡構建與結構分析

網(wǎng)絡是自然和社會系統(tǒng)中客觀存在的現(xiàn)象,抽象地看,網(wǎng)絡由許多節(jié)點和連接節(jié)點之間的廊道組成,其中節(jié)點用來表示真實系統(tǒng)中的不同元素或者位置,線段用來表示網(wǎng)絡的延展或節(jié)點之間的關聯(lián)程度[10,12]。生態(tài)網(wǎng)絡構建包括道路廊道、河流廊道、植被廊道等不同類型。本研究從空間角度出發(fā),通過對研究區(qū)內植被節(jié)點和廊道的選擇,采用不同連接方式構建河岸緩沖帶植被廊道網(wǎng)絡,并通過廊道結構和網(wǎng)絡結構分析方法評價各植被廊道網(wǎng)絡方案,從而選取最優(yōu)植被廊道網(wǎng)絡方案。其中,廊道結構特征采用節(jié)點數(shù)(v,其值越大,表明研究區(qū)植被網(wǎng)絡內集中的植被斑塊越多)、廊道數(shù)(s,其值越大,表明研究區(qū)內節(jié)點的連接度越高)、廊道長度(l,連接節(jié)點間的連線長度)以及廊道密度(ρ,單位面積上廊道的長度,其值越高表明植被廊道網(wǎng)絡系統(tǒng)越完善,通達性越好)4個指標;網(wǎng)絡特征采用環(huán)度指數(shù)(α)、點線率(β)、網(wǎng)絡連接度(γ)以及成本比(C)4個指標。

α指數(shù)描述網(wǎng)絡中回路出現(xiàn)的程度,即網(wǎng)絡中實際回路數(shù)與網(wǎng)絡中存在的最大可能回路數(shù)之比,變化范圍為0～1,α=0表示網(wǎng)絡中不存在回路,α=1說明網(wǎng)絡中已達到最大限度的回路數(shù),計算公式如下[25]:

β指數(shù)表示網(wǎng)絡中每個節(jié)點的平均連線數(shù),是網(wǎng)絡的復雜性程度的簡單度量,取值范圍為0～3,β=0表示無網(wǎng)絡存在,隨網(wǎng)絡復雜性增加β值增大,其計算公式如下:

γ指數(shù)是測度網(wǎng)絡連通性的一種度量指標,描述網(wǎng)絡中所有節(jié)點被連接的程度,即一個網(wǎng)絡中連接廊道數(shù)與最大可能連接廊道數(shù)之比,取值范圍為0～1,其值為0表示網(wǎng)絡內無連線,只有孤立點存在,其值為1表示網(wǎng)絡內每一個接點都存在與其他所有接點相連的連線。其計算公式如下:

α、β、r指數(shù)是用來測度網(wǎng)絡的抽象屬性,而C指數(shù)則考慮了廊道的長度,主要反映網(wǎng)絡的有效性,其值越低表明建設和實施的難度較低:

網(wǎng)絡分析所采用數(shù)據(jù)為2015年植被數(shù)據(jù)基礎上,通過采用不同方式增加植被斑塊所構建的河岸緩沖帶植被廊道網(wǎng)絡。

2 結果與分析

2.1 河岸緩沖帶植被斑塊特征與景觀連接度隨距離閾值的變化

從圖3可以看出,河岸緩沖帶植被的斑塊間的連接數(shù)(NL)在3個時期均隨距離閾值的增大而增大,距離閾值越大,景觀中任意兩個斑塊間的連接越容易建立。景觀組分數(shù)(NC)隨距離閾值的增加而減少,在距離閾值為100 m時,景觀組分數(shù)相對較多,說明研究區(qū)植被景觀斑塊較為破碎,生態(tài)斑塊的連接度不高;距離為500 m時,NC值逐年升高,2003年斑塊破碎化最為明顯;距離閾值為1 000 m及其以上時,3個時期組分數(shù)相差不大,說明在1 000 m及以上閾值時景觀中斑塊聚集度大致相同,生態(tài)斑塊都互相連接程度高。最大組分斑塊數(shù)(NLC)隨距離閾值的增加而增加,在距離閾值為100 m時,NLC呈逐年增加趨勢,NLC的面積呈先增加后趨于穩(wěn)定趨勢,分別占總斑塊面積的12.18%、14.06%和14.06%;當距離閾值大于2 000 m時,NLC與其面積和比例隨距離閾值增大趨于穩(wěn)定。NC和NLC結果說明研究區(qū)植被景觀連接度研究的最適宜距離閾值應在2 000 m以內。

整體連接度指數(shù)(IIC)和可能連接度指數(shù)(PC)直接反映景觀結構動態(tài)。由圖3可知:IIC和PC在2002年、2009年和2015年均呈增長趨勢,且隨距離閾值增大呈增大趨勢。距離閾值小于1 000 m時,IIC和PC增幅較緩,在3個時期均以2009年最高,2003年和2015年呈交替變化;在距離閾值大于1 000 m時,IIC和PC值增幅變大,其中IIC值均以2009年最高,PC值均以2015年最高。IIC和PC結果說明研究區(qū)植被景觀連接度研究距離閾值拐點為1 000 m。

2.2 河岸緩沖帶植被斑塊重要值的變化

斑塊重要值顯示不同距離閾值下每個斑塊對景觀連接度的貢獻,斑塊重要值越高,對景觀連接度的貢獻就越大。

從表1可以看出,研究區(qū)植被斑塊主要由大型斑塊(>10 hm2)組成,面積最大;其次為小型斑塊(<5 hm2);中型斑塊(5～10 hm2)斑塊個數(shù)和面積均最低。各類型植被斑塊個數(shù)在2003—2015年均呈增加趨勢,小型斑塊和中型斑塊面積呈逐年增加趨勢,而大型植被斑塊面積呈逐年減少趨勢。整體上,斑塊面積越大,重要值越高,從小型斑塊到大型斑塊,重要值逐年升高。同一種類型植被斑塊類型對比發(fā)現(xiàn),從2003年到2015年,斑塊重要值逐漸降低,隨距離閾值的增加,小型斑塊重要值呈增加趨勢,中型斑塊重要值呈先增加后降低趨勢,而大型斑塊重要值呈降低趨勢。植被斑塊重要值的標準差和變異系數(shù)隨斑塊面積增大而增大,隨距離閾值的升高,其變化趨勢與重要值平均值相似,說明大斑塊受斑塊位置及其周邊中小斑塊數(shù)量的影響,重要值空間變異較大。各類型植被斑塊重要值均在距離閾值為1 000 m時開始趨于穩(wěn)定。

2.3 基于景觀連接度的河岸緩沖帶植被網(wǎng)絡構建

斑塊與斑塊通過廊道相互連接構成網(wǎng)絡,在進行河岸緩沖帶生態(tài)廊道網(wǎng)絡構建時,本研究從斑塊空間分布、數(shù)量、大小和形狀等因素出發(fā),基于2015年斑塊重要值,首先按斑塊面積和位置對網(wǎng)絡節(jié)點進行等級劃分,然后構建4種植被網(wǎng)絡預案,最后通過對比不同預案的廊道結構特征和網(wǎng)絡結構特征,選擇最優(yōu)方案。

圖3 2003年、2009年和2015年黃河中下游典型河岸緩沖帶不同距離閾值下植被景觀連接度Fig.3 Vegetation landscape connectivity under different distance thresholds of the typical riparian buffer zone in the middle and lower reaches of Yellow River in 2003,2009 and 2015

表1 2003年、2009年和2015年黃河中下游典型河岸緩沖帶不同距離閾值下斑塊面積與重要值Table 1 Areas and importance values of vegetation patches with different areas of the typical riparian buffer zone in the middle and lower reaches of Yellow River under different distance thresholds in 2003,2009 and 2015

首先,節(jié)點等級劃分:重要生態(tài)節(jié)點和一般生態(tài)節(jié)點。其中,重要生態(tài)節(jié)點為植被斑塊面積較大(大于10 hm2)、在河岸緩沖帶生態(tài)系統(tǒng)中生態(tài)價值較高的人工林地,根據(jù)斑塊面積及其重要值提取重要節(jié)點11個,其中10個節(jié)點均分布于大堤防護林;一般生態(tài)節(jié)點為植被斑塊面積較小、分布于居民區(qū)附近的農林草斑塊(圖4A)。

圖4 黃河中下游典型河岸緩沖帶植被網(wǎng)絡節(jié)點分布(A)及4種植被網(wǎng)絡構建預案(B、C、D、E)Fig.4 Distribution of vegetation network node (A) and 4 construction plans (B,C,D,E) of vegetation network of the typical riparian buffer zone in the middle and lower reaches of Yellow River

其次,基于植被廊道組織目的和水平,本研究采用4種不同的連接方式構建植被網(wǎng)絡預案(圖4B-4E)。其中,圖4B為第1種預案,只考慮連接重要生態(tài)節(jié)點、不考慮一般生態(tài)節(jié)點間的連接。圖4C為第2種預案,既考慮重要生態(tài)節(jié)點亦考慮增加對一般生態(tài)節(jié)點的連接。圖4D為第3種預案,考慮研究區(qū)道路廊道和溝渠廊道狀況,增加一般生態(tài)節(jié)點和重要生態(tài)節(jié)點以及廊道之間的聯(lián)系。前3種方案均將斑塊抽象為節(jié)點,缺乏考慮大面積斑塊的邊緣與廊道的連接方式,因此第4種預案如圖4E所示,將研究區(qū)面積較大的重要植被生態(tài)斑塊獨立出來,改變廊道只與其中心點連接的方式,同時考慮溝渠廊道和道路廊道走向,對節(jié)點間的連線做出調整。

最后,通過對比分析不同預案的廊道結構特征和網(wǎng)絡結構特征,選擇最適合研究區(qū)的植被網(wǎng)絡構建方案。從圖5可以看出,在4個方案中,廊道節(jié)點數(shù)(v)和廊道數(shù)(s)隨網(wǎng)絡構建復雜程度增加而增加,與物種棲息地和物質能量交換相關的廊道長度(l)和廊道密度(ρ)均以預案3和4為最高,表明預案3和4在4種預案中較優(yōu)。網(wǎng)絡結構特征表明,預案1和2具有較少的網(wǎng)絡回路,每個節(jié)點對應的連線數(shù)較少、節(jié)點被連接的程度較低;預案4擁有最大的網(wǎng)絡閉合度、回路最多、節(jié)點對應的連線數(shù)最多、所有節(jié)點被連接的程度最高,具有最高的廊道連通性,有利于各種能量、物質在網(wǎng)絡中的循環(huán)和流通;預案4成本低于預案3,反映預案4建設和實施的難度低于預案3。總體上,預案4在幾種預案中為最優(yōu)網(wǎng)絡。

基于上述分析,根據(jù)提取的生態(tài)節(jié)點,本研究將重要生態(tài)節(jié)點與廊道之間聯(lián)系起來構成植被網(wǎng)絡的主要框架,將一般生態(tài)節(jié)點與就近的重要生態(tài)節(jié)點和廊道建立聯(lián)系,形成擴散網(wǎng)絡,從而形成涵蓋和輻射全區(qū)域的植被網(wǎng)絡系統(tǒng)。最終構建方案如圖6所示。

3 結論與討論

景觀連接度是測度景觀對資源斑塊間運動的促進或者阻礙作用程度的指標,廣泛應用于物種保護和景觀格局優(yōu)化中[3,8]。本研究分析了2003年、2009年和2015年不同閾值下景觀連接度和斑塊重要值,通過提取節(jié)點構建4種植被網(wǎng)絡預案,基于廊道和網(wǎng)絡結構分析,得到考慮重要植被生態(tài)斑塊、溝渠和道路走向的最優(yōu)化植被網(wǎng)絡方案。

圖5 黃河中下游典型河岸緩沖帶不同植被廊道網(wǎng)絡預案的廊道和網(wǎng)絡結構特征指數(shù)Fig.5 Corridor and network structure characteristics of different vegetation network plans for the typical riparian buffer zone in the middle and lower reaches of Yellow River

植被景觀連接度與斑塊面積并非呈一般線性關系,而受不同斑塊類型組成的影響[10,26]。根據(jù)本研究結果,斑塊重要值隨斑塊面積增大而增大,但不同斑塊類型在景觀連接度中的貢獻受距離閾值影響。從研究區(qū)植被斑塊重要值的變化可以看出,大型斑塊的建立有助于提高景觀的整體連接度,如2009年大型植被斑塊數(shù)雖低于2015年,但大型植被斑塊面積、重要值和整體連接度指數(shù)均高于2015年,因此2009年比2015年具有較高的整體連接度;中小型斑塊的建立有利于可能連接度的提高,如2015年中小型斑塊數(shù)量大于2009年,斑塊可能連接度指數(shù)隨距離閾值增加到一定程度,可能連接度高于2009年?；谝陨辖Y果,在研究區(qū)植被網(wǎng)絡構建中,應在優(yōu)先考慮大型斑塊之間連接的同時,重視大型斑塊之間眾多中小型斑塊在廊道建立中的踏腳石作用。

前人研究對象多基于特定的物種或種群,在景觀連接度計算中基于景觀遺傳學、最小費用距離與基因流的關系、基因異質性等得到最佳阻力賦值,在最佳距離閾值的確定中結合特定物種或種群的基因特征、分布特征、生境總面積等,所得結果可為特定物種或種群的保護提供策略[3,7-8,11]。除此之外,有不少研究針對特定人為干擾,在不考慮特定物種或種群情況下研究不同干擾對特定區(qū)域景觀連接度的影響[5-6,12-13],在厘清景觀連接度響應的基礎上提出生物保護策略或景觀規(guī)劃策略[4]。但是,針對河岸緩沖帶植被景觀連接度的研究或規(guī)劃較少。河岸緩沖帶作為區(qū)域物種多樣性的“匯”[16],可為多種物種提供棲息地和遷移廊道,但由于不同物種在河岸緩沖帶中的遷移、擴散能力不同,針對單一物種或種群開展景觀連接度研究并提出優(yōu)化策略,可能會背離物種多樣性保護初衷,后續(xù)研究或規(guī)劃可同時針對不同物種進行景觀連接度分析與優(yōu)化,并考慮生態(tài)因子(如海拔、氣溫、降水等)的異質性對不同物種遷移、擴散的影響,使研究結果更具實際意義。

圖6 黃河中下游典型河岸緩沖帶植被網(wǎng)絡最終構建方案Fig.6 Final vegetation network plan for the typical riparian buffer zone in the middle and lower reaches of Yellow River

另外,河岸緩沖帶生態(tài)系統(tǒng)功能的發(fā)揮受植被廊道長度、寬度、內部生境條件、人類活動以及位置的影響[21,27],而研究區(qū)植被多呈條狀分布,寬度太窄不足以形成內部環(huán)境,斷點太多致使植被廊道不連續(xù),整體呈破碎化中、小型斑塊狀,因此在構建河岸緩沖帶植被廊道時,既要重視廊道寬度又要注意內部生境的復雜性及其與周圍景觀單元的關系。需要說明的是,本研究區(qū)為均質性較強的農業(yè)景觀,因此景觀連接度的計算、斑塊組分的劃分是依據(jù)任何兩個斑塊間的幾何距離,小于景觀距離閾值,即認為景觀斑塊間是連接的,沒有考慮景觀基質異質性的影響和不同景觀單元阻力系數(shù)的賦值問題[28]。

本研究結果表明,研究區(qū)植被斑塊的連接數(shù)和最大組分斑塊數(shù)在2003—2015年呈增加趨勢,且隨距離閾值的增大而增大,其中連接數(shù)在距離閾值大于1 000 m時增幅變大,而最大組分斑塊數(shù)在距離閾值大于2 000 m時趨于穩(wěn)定;植被斑塊組分數(shù)在2003—2015年呈減少趨勢,且隨距離閾值的增加而減少,在距離閾值為1 000 m時,3個時期組分數(shù)差異較小達到穩(wěn)定;整體連接度指數(shù)和可能連接度指數(shù)(PC)直接反映景觀結構動態(tài),隨距離閾值增大呈增大趨勢,在距離閾值大于1 000 m時,IIC和PC值增幅變大;不同距離閾值下,斑塊重要值隨斑塊面積增大而增大,隨距離閾值增大,小型斑塊重要值呈增加趨勢,中型斑塊重要值呈先增加后降低趨勢,而大型斑塊重要值呈降低趨勢,在距離閾值大于1 000 m時,小、中、大型斑塊重要值均在變化中趨于穩(wěn)定?？傮w上,1 000 m應為分析研究區(qū)植被景觀連接度的最佳距離閾值。通過不同的連接方式對研究區(qū)植被進行植被廊道網(wǎng)絡構建表明,運用重要生態(tài)節(jié)點與廊道建立植被網(wǎng)絡框架、同時考慮溝渠和道路走向的方式,所建立的植被網(wǎng)絡系統(tǒng)具有較高的廊道節(jié)點數(shù)、廊道數(shù)、網(wǎng)絡閉合度和連接度,可為研究區(qū)植被廊道網(wǎng)絡構建提供方法借鑒。

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Landscape connectivity and network construction of riparian vegetation in typical reach of the middle and lower reaches of Yellow River*

ZHAO Qinghe1,MA Lijiao2,LIU Qian3,DING Shengyan1**,LU Xunling1,CAO Zihao1,ZHANG Yifan1
(1.College of Environment and Planning,Henan University / Key Laboratory of Geospatial Technology for the Middle and Lower Yellow River Regions,Ministry of Education,Kaifeng 475004,China;2.Xuchang Vocational Technical College,Xuchang 461000,China;3.Nanyang Environmental Protection Bureau of Henan Province,Nanyang 473000,China)

Riparian ecosystems form the linkages and exchange zones of matter,energy and information between aquatic and terrestrial ecosystems.The characteristics of such zones significantly influence integrated landscape ecosystem functions fromland to riparian regions.Riparian vegetation as an important component of riparian ecosystem,is the basis of the formation and maintenance of riparian buffer zone ecosystem services.However,riparian vegetation has now been widely recognized as fragile and sensitive system requiring conservation as it undergoes strong disturbances and great alteration by anthropogenic activities globally.Conservation activities have largely focused on the restoration or creation of natural areas to facilitate the movement of organisms.This is often based on reliable measurement of landscape connectivity and patch importance.In this study,a typical riparian buffer zone in the middle and lower reaches of Yellow River was analyzed for landscape connectivity and importance of riparian vegetation in 2003,2009 and 2015 using remote sensing,landscape connectivity indexes,patch importance evaluation and corridor-network analysis.Also the study constructed a riparian vegetation corridor-network in order to provide support for maintaining biodiversity in riparian buffer zones in the middle and lower reaches of Yellow River.The results indicated that landscape connectivity of riparian vegetation increased both from 2003 to 2015 and with increasing threshold distance.Thus the number of links (NL) and the number of the largest component (NLC) of vegetation patches increased from 2003 to 2015 and they increased with increasing threshold distance.However,the number of components decreased from 2003 to 2015 and with increasing threshold distance.The integral index of connectivity (IIC) and the probability of connectivity (PC) increased with increasing threshold distance.Under different threshold distances,the importance value increased with increasing patch area.Thus with increasing threshold distance,the importance value of small patches (0–5 hm2) increased gradually,that of middle patches(5–10 hm2) initially increased and then decreased,while those of large patches (>10 hm2) decreased gradually.When the threshold distance was more than 1 000 m,the importance values of small,middle and large patches became stable,indicating that 1 000 m was the optimal threshold distance for the analysis of landscape connectivity in the study area.Ultimately,the corridor-network analysis proved to be important reference for the construction of riparian vegetation corridor-network.It simultaneously considered important ecological nodes,ditches and road corridors in the study area as the established vegetation network system had high corridor node number,network closure and connection degree.In addition,riparian vegetation corridor-network construction should not only prioritize the connection between large patches,but also emphasize the stepping-stone role of small and middle patches between the large patches.

Riparian buffer zone;Vegetation;Landscape connectivity;Patch important value;Vegetation corridor-network;Middle and lower reaches of Yellow River

Dec.12,2016;accepted Mar.10,2017

K903

:A

:1671-3990(2017)07-0983-10

10.13930/j.cnki.cjea.161125

趙清賀,馬麗嬌,劉倩,丁圣彥,盧訓令,曹梓豪,張祎帆.黃河中下游典型河岸緩沖帶植被景觀連接度及其網(wǎng)絡構建[J].中國生態(tài)農業(yè)學報,2017,25(7):983-992

Zhao Q H,Ma L J,Liu Q,Ding S Y,Lu X L,Cao Z H,Zhang Y F.Landscape connectivity and network construction of riparian vegetation in typical reach of the middle and lower reaches of Yellow River[J].Chinese Journal of Eco-Agriculture,2017,25(7):983-992

*中國博士后科學基金項目(2015T80766,2014M550382)、國家自然科學基金項目(41301197,41371195)、黃河中下游數(shù)字地理技術教育部重點實驗室開放基金(GTYR2013010)和河南省高?？萍紕?chuàng)新團隊支持計劃(16IRTSTHN012)資助

** 通訊作者:丁圣彥,主要研究方向為景觀生態(tài)學。E-mail:syding@henu.edu.cn

趙清賀,主要研究方向為流域景觀格局與生態(tài)過程。E-mail:zhaoqinghe@henu.edu.cn

2016-12-12 接受日期:2017-03-10

*This study was funded by the China Postdoctoral Science Foundation (2015T80766,2014M550382),the National Natural Sciences Foundation of China (41301197,41371195),the Opening Project of the Key Laboratory of Geospatial Technology for the Middle and Lower Yellow River Regions,Ministry of Education,China (GTYR2013010),and the Program for Innovative Research Team (in Science and Technology)in University of Henan Province (16IRTSTHN012).

** Corresponding author,E-mail:syding@henu.edu.cn