梁國(guó)付，許立民，丁圣彥1,

(1. 教育部黃河中下游數(shù)字地理技術(shù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室， 開(kāi)封 475004; 2. 河南大學(xué)環(huán)境與規(guī)劃學(xué)院， 開(kāi)封 475004)

道路對(duì)林地景觀連接度的影響
——以鞏義市為例

梁國(guó)付1,2,*，許立民2，丁圣彥1,2

(1. 教育部黃河中下游數(shù)字地理技術(shù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室， 開(kāi)封 475004; 2. 河南大學(xué)環(huán)境與規(guī)劃學(xué)院， 開(kāi)封 475004)

基于景觀連接度原理，借用景觀連接度指數(shù)，在地理信息系統(tǒng)支持下，探討了鞏義市山區(qū)林地景觀在不同距離閾值下連接度的變化，定量分析了道路對(duì)林地景觀連接度的影響。結(jié)果顯示，隨著景觀距離閾值的增大，無(wú)論是否有道路，林地景觀整體可能連通性指數(shù)值都表現(xiàn)為逐漸增大；對(duì)林地景觀連接度起“非常高”和“高”作用的林地斑塊數(shù)量都比較少，但占林地總面積比例較大，面積大的林地斑塊在提高景觀連接度中起的作用較大；道路的分割使得林地斑塊重要值降低，就單一斑塊而言，隨著景觀距離閾值的增大，分割成的小斑塊的重要值降低程度在逐漸減小。

景觀連接度；距離閾值；可能連通性指數(shù)值；鞏義市

景觀連接度主要研究景觀中同類斑塊之間或異類斑塊之間在功能和生態(tài)過(guò)程上的有機(jī)聯(lián)系，即景觀是促進(jìn)或阻礙生物體或某種生態(tài)過(guò)程在斑塊間運(yùn)動(dòng)的程度[1- 3]。景觀連接度包括結(jié)構(gòu)連接度和功能連接度，單純地考慮結(jié)構(gòu)連接度，而不考慮生物體的擴(kuò)散過(guò)程是沒(méi)有生態(tài)學(xué)意義的。景觀連接度對(duì)生態(tài)系統(tǒng)功能，如種子擴(kuò)散、動(dòng)物遷移、基因流動(dòng)、以及干擾滲透和土壤的侵蝕等具有重要影響，進(jìn)而直接關(guān)系到生態(tài)系統(tǒng)完整性、可持續(xù)性和穩(wěn)定性。生物體的擴(kuò)散能力對(duì)生物多樣性保護(hù)具有重要意義，而生物體的成功擴(kuò)散依賴于景觀連接度的高低。景觀的結(jié)構(gòu)特征和生物體的行為特性共同決定了生物群體在景觀中的連接度高低[4- 5]。研究表明，提高景觀連接度可以有效地促進(jìn)物種的擴(kuò)散，可以增強(qiáng)生物在景觀中的遷移、覓食、繁殖和生存能力，從而降低局域種群的滅絕風(fēng)險(xiǎn)[6- 9]。景觀連接度一方面與物種的生物學(xué)特性有關(guān)，另一方面對(duì)研究對(duì)象的特征尺度有很強(qiáng)的依賴性。不同尺度上景觀空間結(jié)構(gòu)特征和生態(tài)學(xué)過(guò)程都有所不同，不同的物種對(duì)景觀結(jié)構(gòu)的反應(yīng)依賴于物種對(duì)景觀異質(zhì)性感知的尺度和物種穿越基質(zhì)的能力。因此，景觀連接度的分析必須考慮不同的空間尺度和景觀異質(zhì)性特征。

道路是景觀中的隔離性很強(qiáng)的線性基礎(chǔ)設(shè)施，與土地利用變化密切相關(guān)[10]，道路網(wǎng)絡(luò)的發(fā)展可以促進(jìn)社會(huì)的發(fā)展和經(jīng)濟(jì)的繁榮，但同時(shí)也會(huì)導(dǎo)致負(fù)面生態(tài)效應(yīng)，如污染環(huán)境、侵占生境、降低生境質(zhì)量、利于物種入侵和造成生境破碎等方面[11- 13]。對(duì)景觀的影響主要體現(xiàn)在道路的建設(shè)往往能促進(jìn)景觀的破碎化，使得景觀連接度降低，特別是高等級(jí)公路的建設(shè)，甚至超過(guò)地形特征的影響[14]。哺乳動(dòng)物對(duì)道路的影響非常敏感，道路往往阻止物種在道路兩邊的棲息地之間移動(dòng)。

近年來(lái)，基于圖論的景觀連接度模型為景觀連接度的分析提供了新的研究方法[15- 18]。該研究方法基于圖論，把棲息地斑塊劃分為一系列的節(jié)點(diǎn)以及節(jié)點(diǎn)之間的相互連接，定量分析每一棲息地斑塊對(duì)維持景觀連接度的貢獻(xiàn)程度，它不僅能描述棲息地斑塊之間的結(jié)構(gòu)連接度狀況，而且綜合考慮物種的擴(kuò)散遷移能力和景觀結(jié)構(gòu)對(duì)物種的影響，即功能景觀連接度狀況。分析功能連接度時(shí)，一些研究依據(jù)節(jié)點(diǎn)間的歐式幾何距離，借用景觀連接度指數(shù)，分析斑塊間的連接度[19- 20]，或是基于生物體擴(kuò)散能力的模擬[21]，而這些研究多沒(méi)有考慮景觀基質(zhì)異質(zhì)性的影響；此外，還有研究通過(guò)利用最小距離耗費(fèi)模型來(lái)確定基質(zhì)異質(zhì)性對(duì)物種擴(kuò)散阻礙程度的高低，來(lái)分析棲息地斑塊的功能連接度[22- 24]。目前，國(guó)內(nèi)研究者在道路對(duì)景觀破碎化影響、評(píng)估及監(jiān)測(cè)方面進(jìn)行了一系列研究，特別是在云南縱向嶺谷區(qū)和西雙版納林區(qū)[25- 27]，還有從國(guó)家尺度上評(píng)價(jià)道路對(duì)景觀破碎化的影響格局[28]。而開(kāi)展道路對(duì)林地景觀連接度對(duì)的影響的研究還比較少。

鞏義市位于中岳嵩山北麓，地貌類型多樣。鞏義市南高北低，山地、丘陵、平原類型齊全。近年來(lái)，該區(qū)域的土地利用發(fā)生了較大的變化，道路用地也迅速擴(kuò)展。前期研究表明，基于景觀連接度來(lái)分析在森林恢復(fù)時(shí)重要斑塊的選取的方法對(duì)于該區(qū)森林景觀恢復(fù)具有較強(qiáng)的指導(dǎo)意義。那么，在森林景觀恢復(fù)時(shí)，道路對(duì)林地景觀斑塊連接度的影響如何？怎樣定量評(píng)價(jià)道路對(duì)林地景觀斑塊連接度的影響？這些問(wèn)題是林地景觀恢復(fù)時(shí)急需要解決的問(wèn)題。研究基于景觀連接度原理，在綜合考慮了不同景觀土地利用阻力效果的基礎(chǔ)上，依據(jù)有道路和沒(méi)有道路兩種情形，利用可能連通性指數(shù)、斑塊重要值等對(duì)鞏義市山區(qū)林地景觀連接度進(jìn)行了分析，探討道路對(duì)林地景觀連接度對(duì)的影響。

1 研究地區(qū)概況

鞏義市位于河南省西部，地理位置于北緯34°31′—34°52′和東經(jīng)112°49′—113°17′之間，總面積1052 km2(圖1)。氣候?qū)倥瘻貛Т箨懶约撅L(fēng)氣候，多年平均降水量為583 mm，年內(nèi)降水多集中于7、8月和9月(占全年70%)。鞏義市南依嵩山，地勢(shì)由南向北逐漸降低，河川平原和丘陵地區(qū)以農(nóng)業(yè)為主，或者是農(nóng)林間作。低山區(qū)以經(jīng)濟(jì)林和人工林為主。基本的景觀類型有林地(自然林、灌木林和人工林等)、水域、農(nóng)業(yè)用地(水澆地、旱地)、建設(shè)用地(居民點(diǎn)、工礦用地和交通用地)和荒草地等主要景觀類型。鞏義市道路系統(tǒng)發(fā)展迅速，公路密度達(dá)1.91 km/km2。

圖1 鞏義市位置Fig.1 Location of the Gongyi City

依據(jù)海拔高度的不同，將研究區(qū)地貌進(jìn)行了分區(qū)(圖2)，其中平原和河川地區(qū)海拔低于200 m，丘陵地區(qū)海拔為200—500 m，低山地區(qū)海拔為500—1000 m，中山地區(qū)海拔大于1000 m。研究中主要分析了海拔大于500 m的低山和中山地區(qū)林地景觀的連接度特征及道路對(duì)林地景觀連接度的影響，因?yàn)樵搮^(qū)是林地景觀分布的主要區(qū)域(圖2)，物種豐富且保存良好，道路對(duì)動(dòng)物棲息地的影響顯得尤為重要。

2 研究方法

2.1 研究數(shù)據(jù)的收集和處理

本文的研究數(shù)據(jù)源：研究區(qū)的2010年1∶1萬(wàn)土地利用現(xiàn)狀圖，研究區(qū)1∶5萬(wàn)數(shù)字高程模型圖(DEM)，自然地理基礎(chǔ)數(shù)據(jù)(包括地形地貌、土壤、水文和植被的基本資料)。采用Conefor Sensinode 2.2來(lái)計(jì)算各景觀連接度指數(shù)[17]，空間分析等采用ArcGIS 9.3和ArcView 3.2軟件，最小耗費(fèi)距離采用Pathmatrix 1.1軟件計(jì)算[29](Pathmatrix 1.1是ArcView 3.2下的擴(kuò)展模塊，根據(jù)確定的阻力耗費(fèi)面，計(jì)算物種從某一林地斑塊邊緣到其它所有林地斑塊邊緣的最小耗費(fèi)距離)。

2.2 景觀連接度指數(shù)的選取

2.2.1 景觀累積耗費(fèi)距離

累積耗費(fèi)距離, 亦稱代價(jià)距離, 它不是空間上兩個(gè)景觀單元之間的實(shí)際距離，而是強(qiáng)調(diào)景觀阻力在一定空間距離上的累積效應(yīng)[30]。根據(jù)相關(guān)文獻(xiàn)[31]、咨詢專家和考慮研究區(qū)的實(shí)際情況，將區(qū)域不同景觀類型的阻力大小設(shè)定為：林地為1、灌木林為5、草地為40、農(nóng)業(yè)用地為60、灘地為60、河流(包括水體)為100、建設(shè)用地為1000。道路阻力值的大小因道路寬度的不同而不同。道路寬度為6—10 m的阻力值為800、10—15 m的阻力值為900、>15 m的阻力值為1000、高速公路阻力值為1200。此外，考慮到高度和坡度的影響，將高程為<600 m、600—700 m、700—800 m、800—900 m、900—1000 m和>1000m的區(qū)域，阻力值分別設(shè)為10、40、100、400、800和1200；將坡度為<8 °、8—15 °、15—25 °、25—30 °、30—40 °和>40 °的區(qū)域，阻力值分別設(shè)為1、5、10、30、60和100。然后將3個(gè)阻力面進(jìn)行疊加，形成分析用的阻力面。依此確定阻力面，在Pathmatrix 1.1軟件中，求取物種從某一林地斑塊邊緣到其它所有林地斑塊邊緣的最小耗費(fèi)距離。

圖2 鞏義市地貌分區(qū)和研究區(qū)域Fig.2 Geomorphologic division of the Gongyi City and location of the study area

2.2.2 可能連通性指數(shù)(PC)

可能連通性指數(shù)(PC)的算式如下：

2.2.3 斑塊重要值(dPCk)的計(jì)算

通過(guò)對(duì)可能連通性指數(shù)的計(jì)算，可以得知目前林地景觀連接度的高低，為了分析每一林地景觀斑塊對(duì)林地景觀整體連接度貢獻(xiàn)程度的大小，選用斑塊的重要值(dPCk)來(lái)衡量。計(jì)算方法如下：

式中,dPCk用來(lái)定量評(píng)價(jià)每一林地景觀斑塊對(duì)景觀所有林地景觀斑塊連接度貢獻(xiàn)程度的高低，PC為2.2.2中計(jì)算的林地景觀的整體連通性指數(shù)值。通過(guò)分析道路的有無(wú)兩種情況下dPCk的變化，可以分析道路對(duì)林地景觀連接度影響程度的大小。

為了分析每一林地斑塊對(duì)林地景觀整體連接度的貢獻(xiàn)程度，即其重要性大小，對(duì)每一林地斑塊的重要值的大小按照自然斷點(diǎn)的方法從低到高分成5級(jí)，分別為：非常低、低、中等、高、非常高。

2.3 景觀連接度變化的距離閾值選取

景觀連接度的計(jì)算需要確定林地景觀斑塊的阻力耗費(fèi)距離閾值，當(dāng)斑塊間阻力耗費(fèi)距離大于閾值時(shí)，認(rèn)為斑塊間不連通，當(dāng)斑塊間阻力耗費(fèi)距離小于或等于閾值時(shí)，則認(rèn)為是連通的。研究中將距離閾值d確定為0.5、1、2.5、5km和10km共5個(gè)不同的距離閾值，代表該區(qū)域哺乳動(dòng)物平均擴(kuò)散距離，在此5個(gè)距離閾值下分析道路對(duì)林地景觀連接度的影響。

3 研究結(jié)果

3.1 林地景觀連接度變化分析

不論是在有道路還是在沒(méi)有道路時(shí)，隨著景觀距離閾值的增大，林地景觀整體可能連通性指數(shù)值(PC)都表現(xiàn)為逐漸增大(表1)。當(dāng)景觀距離閾值從0.5、1、2.5、5km增加到10km時(shí)，有道路情況下，林地景觀的PC值從最低值0.0365增加到0.0947；沒(méi)有道路情況下，林地景觀的PC值從最低值0.1941增加到0.2899，且在不同的距離閾值下，沒(méi)有道路情況下林地景觀的PC值都大于有道路情況下林地景觀的PC值。

表1 不同景觀距離閾值下林地景觀整體可能連通性指數(shù)值(Probability index of connectivity, PC)變化

3.2 林地景觀重要斑塊特征分析

為了確定每一林地斑塊對(duì)林地景觀整體連接度的貢獻(xiàn)程度，即其重要性的高低，對(duì)每一林地斑塊的重要值(dPCk)的大小按照自然斷點(diǎn)的方法分成“非常低、低、中等、高、非常高”5級(jí)(表2和圖3)。

表2 不同距離閾值下林地斑塊的重要值(Percentage of the variation in PC, dPCk)變化

有下劃線表示為有道路情景，沒(méi)有下劃線表示為沒(méi)有道路情景

可以看出，在不同的距離閾值情況下，有道路和沒(méi)有道路兩種情況下，對(duì)林地景觀連接度起“非常高”和“高”作用的林地斑塊數(shù)量都比較少，最少為4塊，最多為8塊，大部分斑塊對(duì)林地景觀連接度所起的作用為“低”或“非常低”。

沒(méi)有道路時(shí)，對(duì)林地景觀連接度起“非常高”和“高”作用的斑塊數(shù)量共8塊(2.5、5 km)，占林地總斑塊數(shù)目的比例為15.38%，斑塊總面積為75.80 km2，占林地總面積的比例為75.34%。對(duì)林地景觀連接度起“低”或“非常低”作用的斑塊數(shù)量共44塊(2.5、5 km)，占林地總斑塊數(shù)目的比例為84.62%，斑塊總面積為24.81 km2，占林地總面積的比例為24.66%。

有道路時(shí)，對(duì)林地景觀連接度起“非常高”和“高”作用的斑塊數(shù)量共8塊(5 km)，占林地總斑塊數(shù)目的比例為13.33%，斑塊總面積為63.53 km2，占林地總面積的比例為63.20%。對(duì)林地景觀連接度起“低”或“非常低”作用的斑塊數(shù)量共42塊(5 km)，占林地總斑塊數(shù)目的比例為70.00%，斑塊總面積為37.00 km2，占林地總面積的比例為36.80%。

圖3 不同距離閾值下林地斑塊重要值變化Fig.3 The dPCk values for woodland patches under different dispersal distance thresholds左圖為沒(méi)有道路，右圖為有道路

3.3 道路對(duì)林地斑塊重要值的影響

為了進(jìn)一步確定道路對(duì)林地景觀斑塊連接度的影響，選了A、B、C、D和E共5塊道路從中間穿過(guò)的林地景觀斑塊(圖2和圖4)，沒(méi)有道路的情況是把現(xiàn)在的道路改為林地，通過(guò)分析有道路和沒(méi)有道路兩種情況下斑塊重要值的變化，來(lái)確定道路對(duì)林地景觀連接度的影響。

圖4 道路對(duì)林地斑塊重要值影響Fig.4 Impacts of roads on woodland patches dPCk values

由于道路的穿過(guò)，原來(lái)的一個(gè)大的林地斑塊變成2個(gè)或更多各斑塊，林地斑塊數(shù)量增加?？傮w來(lái)看，在不同的景觀距離閾值下，由于道路的通過(guò)，林地斑塊分成多個(gè)斑塊后，每一個(gè)林地斑塊的重要值和原先相比都降低了。

沒(méi)有道路時(shí)，A斑塊在0.5、1、2.5、5 km和10 km不同的景觀距離閾值下，重要值分別為22.8150、27.9676、26.0768、21.3209和17.2011。道路穿過(guò)后分成了兩個(gè)斑塊(A1和A2)，不同的景觀距離閾值下，A1林地斑塊的重要值分別為0.5400、0.7458、1.8232、3.5060和5.4880，和原來(lái)A林地斑塊的重要值相比，A1斑塊的重要值分別減少了97.63%、97.33%、93.01%、83.56%和68.10%。A2斑塊的重要值分別為2.0883、2.0710、2.8542、4.4881和6.6569，和原來(lái)A林地斑塊的重要值相比，A2斑塊的重要值分別減少了90.85%、92.60%、89.05%、78.95%和61.30%。

其它B、C、D、E和A斑塊有相似的規(guī)律，分成多個(gè)林地斑塊后，各斑塊的重要值都比原來(lái)的重要值要小，減少最大的是99.80%(E3，距離閾值為0.5 km時(shí))，減少最低的是4.38%(B1，距離閾值為5 km時(shí))。

B斑塊(2.5、5 km和10 km距離閾值下)、C斑塊(10 km距離閾值下)和D斑塊(10 km距離閾值下)，由于道路的穿過(guò)，分離成的多個(gè)斑塊的重要值的總和都比原來(lái)一個(gè)大的林地斑塊的重要值要大。如B斑塊，在2.5、5 km和10 km距離閾值下，沒(méi)有道路時(shí)，斑塊的重要值分別為1.6064、1.5831和1.5712；有道路時(shí)，B1和B2重要值之和分別為2.0211、2.9155和3.0753，比原來(lái)一個(gè)大的林地斑塊的重要值分別增加了25.82%、84.16%和95.73%。

4 結(jié)論和討論

景觀連接度對(duì)與生態(tài)系統(tǒng)功能具有重要影響，直接關(guān)系到生態(tài)系統(tǒng)完整性、可持續(xù)性和穩(wěn)定性。林地斑塊是物種棲息的主要場(chǎng)所，是重要的生境資源斑塊。景觀中生境斑塊資源的豐富度和分布對(duì)于物種的移動(dòng)、覓食、避害等至關(guān)重要。但生物群體是否能從一個(gè)生境資源斑塊到達(dá)另外一個(gè)生境資源斑塊，在相當(dāng)程度上取決于二者之間的景觀連接度水平。道路是人造線形景觀要素，往往造成景觀破碎化，如阻礙動(dòng)物自然遷移和活動(dòng)、增加人類活動(dòng)的影響、改變景觀連接度、作為廊道提供遷移路徑，進(jìn)而影響種群、群落和生態(tài)系統(tǒng)在景觀中的空間配置和動(dòng)態(tài)變化。

基于圖論分析方法的景觀連接度研究，景觀組分(或連通區(qū)域)是一組節(jié)點(diǎn)(nodes)或斑塊(patches)，每對(duì)節(jié)點(diǎn)或斑塊之間通過(guò)一定的路徑而相連接。不同的組分之間彼此孤立，一個(gè)獨(dú)立節(jié)點(diǎn)(斑塊)也可以成為一個(gè)獨(dú)立的組分。景觀組分越少，景觀連接度越高。林地景觀整體可能連通性的高低與景觀距離閾值有很大相關(guān)關(guān)系，隨著景觀距離閾值由0.5、1、2.5、5 km增加到10 km，建立連通的林地景觀斑塊的搜索范圍也逐漸增大，景觀中任意兩個(gè)斑塊間的鏈接越容易建立，斑塊之間的鏈接數(shù)也逐漸增加。當(dāng)景觀距離閾值再增大時(shí)，景觀斑塊組分?jǐn)?shù)值最終減少到1，也即所有的林地景觀斑塊都成為連通性的斑塊，景觀中所有斑塊能夠互相連接，且屬于同一個(gè)組分。

在此過(guò)程中，不論有沒(méi)有道路，隨著景觀距離閾值的增大，林地景觀整體可能連通性指數(shù)值(PC)都表現(xiàn)為逐漸增大。有道路時(shí)林地景觀整體可能連通性指數(shù)值(PC)明顯要比沒(méi)有道路時(shí)的可能連通性指數(shù)值(PC)小。說(shuō)明就所分析的區(qū)域來(lái)看，道路的確會(huì)影響到物種的擴(kuò)散，增加物種遷移的阻力。由于道路的阻隔和分割作用，導(dǎo)致林地景觀斑塊之間建立連通性的困難程度增強(qiáng)。在不同的景觀距離閾值下，有道路時(shí)林地景觀整體連通性均比沒(méi)有道路時(shí)降低了。就單一斑塊而言，隨景觀距離閾值的增加和物種擴(kuò)散能力的增強(qiáng)，道路分割成的多個(gè)斑塊建立連接越容易，斑塊的重要值降低程度在逐漸減少。

對(duì)林地景觀連接度起“非常高”和“高”作用的林地斑塊數(shù)量都比較少，但占林地總面積比例較大，表明面積大的林地斑塊在提高景觀連接度中起的作用較大。斑塊重要值的計(jì)算，一方面與節(jié)點(diǎn)的位置有關(guān)系，另一方面也與斑塊的面積的有關(guān)系，這與Urban等的研究相吻合[32]，但重要值的大小與節(jié)點(diǎn)和面積之間的關(guān)系還需要深入研究。同時(shí)，道路對(duì)斑塊重要值的影響明顯，道路的穿過(guò)使得分成的多個(gè)林地斑塊重要值降低。Gurrutxaga等研究表明[31]，大尺度上，道路網(wǎng)絡(luò)會(huì)使得自然保護(hù)區(qū)的整體連通性降低，而單個(gè)保護(hù)區(qū)對(duì)整體連通性的貢獻(xiàn)程度降低，即重要值降低。

基于圖論分析方法來(lái)分析道路對(duì)景觀連接度的影響，生物體特性的分析往往很難針對(duì)每一具體的物種，在分析時(shí)采用對(duì)區(qū)域主要物種擴(kuò)散能力進(jìn)行分類，如論文所提到的采用不同的距離閾值(0.5、1、2.5、5 km和10 km)來(lái)代表物種擴(kuò)散能力，顯得比較機(jī)械和武斷。隨著距離閾值的增加，也即物種擴(kuò)散能力和活動(dòng)范圍的增加，由于道路分割成的小斑塊的重要值降低程度在逐漸減少，說(shuō)明物種保護(hù)需要選擇合適的尺度，同樣的景觀對(duì)不同的物種而言其連接度狀況是不一樣的，依據(jù)物種的擴(kuò)散和遷移特性選擇合適的尺度。

論文中道路對(duì)林地景觀連接影響的分析方法，具有一定的可操作性與實(shí)用性，并非只用景觀指數(shù)來(lái)描述景觀格局狀況。依據(jù)有道路和沒(méi)有道路時(shí)林地景觀連接度的變化，以及每一林地斑塊重要值的變化，據(jù)此確定道路穿越某一林地斑塊時(shí)對(duì)該斑塊重要值影響程度大小的變化，對(duì)于區(qū)域生物多樣性保護(hù)、森林生態(tài)系統(tǒng)功能的提高等研究實(shí)踐具有指導(dǎo)意義?；诳臻g圖論的景觀連接度指數(shù)，為道路建設(shè)生態(tài)作用的評(píng)估提供了可操作性的、實(shí)用性的方法，尤其是針對(duì)擴(kuò)散能力不同的物種。道路與景觀連接度之間的關(guān)系復(fù)雜，在以后研究中還需要深入物種的擴(kuò)散距離、景觀的異質(zhì)性、及每一林地斑塊節(jié)點(diǎn)及相互之間的鏈接關(guān)系。高程的變化對(duì)景觀的連通性(結(jié)構(gòu)、功能)影響也需要深入。此外，道路一方面能阻礙某些物種遷徙、擴(kuò)散，另一方面道路阻止某些疾病等具有傳染性破壞源(例如風(fēng)媒的疾病)的傳播。且在一定條件下，道路較某些土地覆被類型來(lái)說(shuō)(比如水體)可以促進(jìn)某些物種的擴(kuò)散。這些問(wèn)題還需要在下一步研究中進(jìn)一步加強(qiáng)。

[1] Taylor P D, Fahrig L, Henein K, Merriam G. Connectivity is a vital element of landscape structure. Oikos, 1993, 68(3): 571- 573.

[2] Chen L D, Fu B J. The ecological significance and application of landscape connectivity. Chinese Journal of Ecology, 1996, 15(4): 37- 42.

[3] Tischendorf L, Fahrig L. On the usage and measurement of landscape connectivity. Oikos, 2000, 90(1): 7- 19.

[4] With K A, Gardner R H, Turner M G. Landscape connectivity and population distributions in heterogeneous environments. Oikos, 1997, 78(1): 151- 169.

[5] Hamilton G S, Mather P B, Wilson J C. Habitat heterogeneity influences connectivity in a spatially structured pest population. Journal of Applied Ecology, 2006, 43(2): 219- 226.

[6] Uezu A, Metzger J P, Vielliard J M E. Effects of structural and functional connectivity and patch size on the abundance of seven Atlantic Forest bird species. Biological Conservation, 2005, 123(4): 507- 519.

[7] Awade M, Metzger J P. Using gap-crossing capacity to evaluate functional connectivity of two Atlantic rainforest birds and their response to fragmentation. Austral Ecology, 2008, 33(7): 863- 871.

[8] Verbeylen G, de Bruyn L, Adriaensen F, Matthysen E. Does matrix resistance influence red squirrel (SciurusvulgarisL. 1758) distribution in an urban landscape?. Landscape Ecology, 2003, 18(8): 791- 805.

[9] Nell M C. Patch connectivity and genetic diversity conservation in the federally endangered and narrowly endemic plant speciesAstragalusalbens(Fabaceae). Biological Conservation, 2008, 141(4): 938- 955.

[10] Patarasuk R, Binford M W. Longitudinal analysis of the road network development and land-cover change in Lop Buri province, Thailand, 1989—2006. Applied Geography, 2012, 32(2): 228- 239.

[11] Forman R T T. Estimate of the area affected ecologically by the road system in the United States. Conservation Biology, 2000, 14(1): 31- 35.

[12] Liu J N, Li W Q, Bao Z Y. Application of road network theory in studying ecological effects of landscape fragmentation: a case study with the road network of Zhejiang Province. Acta Ecologica Sinica, 2008, 28(9): 4352- 4362.

[13] McGarigal K, Romme W H, Crist M, Roworth E. Cumulative effects of roads and logging on landscape structure in the San Juan Mountains, Colorado (USA). Landscape Ecology, 2001, 16(4): 327- 349.

[14] Freitas S R, Hawbaker T J, Metzger J P. Effects of roads, topography, and land use on forest cover dynamics in the Brazilian Atlantic Forest. Forest Ecology and Management, 2010, 259(3): 410- 417.

[15] Saura S, Pascual-Hortal L. A new habitat availability index to integrate connectivity in landscape conservation planning: comparison with existing indices and application to a case study. Landscape and Urban Planning, 2007, 83(2/3): 91- 103.

[16] Saura S, Pascual-Hortal L. Conefor Sensinode 2. 2 User′s Manual: Software for Quantifying the Importance of Habitat Patches for Maintaining Landscape Connectivity Through Graphs and Habitat Availability Indices. Lleida Spain: University of Lleida, 2007.

[17] Saura S, Torné J. Conefor Sensinode 2.2: a software package for quantifying the importance of habitat patches for landscape connectivity. Environmental Modelling & Software, 2009, 24(1): 135- 139.

[18] Saura S, Rubio L. A common currency for the different ways in which patches and links can contribute to habitat availability and connectivity in the landscape. Ecography, 2010, 33(3): 523- 537.

[19] García-Feced C, Saura S, Elena-Rosselló R. Improving landscape connectivity in forest districts: A two-stage process for prioritizing agricultural patches for reforestation. Forest Ecology and Management, 2011, 261(1): 154- 161.

[20] Neel M C. Patch connectivity and genetic diversity conservation in the federally endangered and narrowly endemic plant species Astragalms albens (Fabaceae). Biological Conservation, 2008, 141(4): 938- 955.

[21] Morzillo A T, Ferrari J R, Liu J G. An integration of habitat evaluation, individual based modeling, and graph theory for a potential black bear population recovery in southeastern Texas, USA. Landscape Ecology, 2011, 26(1): 69- 81.

[22] Gonzalez J R, del Barrio G, Duguy B. Assessing functional landscape connectivity for disturbance propagation on regional scales-A cost-surface model approach applied to surface fire spread. Ecological Modelling, 2008, 211(1/2): 121- 141.

[23] Saura S, Estreguil C, Mouton C, Rodríguez-Freire M. Network analysis to assess landscape connectivity trends: application to European forests (1990—2000). Ecological Indicators, 2011, 11(2): 407- 416.

[24] Watts K, Handley P. Developing a functional connectivity indicator to detect change in fragmented landscapes. Ecological Indicators, 2010, 10(2): 552- 557.

[25] Liu S L, Wen M X, Cui B S. Ecological effects of different road classes on landscape in the Lancang River valley. Geographical Research, 2007, 26(3): 485- 490.

[26] Fu W, Liu S L, Degloria S D, Dong S K, Beazley R. Characterizing the “fragmentation-barrier” effect of road networks on landscape connectivity: A case study in Xishuangbanna, Southwest China. Landscape and Urban Planning, 2010, 95(3): 122- 129.

[27] Liu S L, Deng L, Zhao Q H, de Gloria S D, Dong S K. Effects of road network on vegetation pattern in Xishuangbanna, Yunnan Province, Southwest China. Transportation Research Part D: Transport and Environment, 2011, 16(8): 591- 594.

[28] Li T A, Shilling F, Thorne J, Li F M, Schott H, Boynton R, Berry A M. Fragmentation of China′s landscape by roads and urban areas. Landscape Ecology, 2010, 25(6): 839- 853.

[29] Ray N. Pathmatrix: a geographical information system tool to compute effective distances among samples. Molecular Ecology Notes, 2005, 5(1): 177- 180.

[30] Yue D P, Wang J P, Liu Y B, Li H L, Xie H C, Wang D M. Landscape pattern optimization based on RS and GIS in northwest of Beijing. Acta Geographica Sinica, 2007, 62(11): 1244- 1231.

[31] Gurrutxaga M, Rubio L, Saura S. Key connectors in protected forest area networks and the impact of highways: A transnational case study from the Cantabrian Range to the Western Alps (SW Europe). Landscape and Urban Planning, 2011, 101(4): 310- 320.

[32] Urban D L, Minor E S, Treml E A, Schick R S. Graph models of habitat mosaics. Ecology Letters, 2009, 12(3): 260- 273.

參考文獻(xiàn):

[2] 陳利頂, 傅伯杰. 景觀連接度的生態(tài)學(xué)意義及其應(yīng)用. 生態(tài)學(xué)雜志, 1996, 15(4): 37- 42.

[12] 劉佳妮, 李偉強(qiáng), 包志毅. 道路網(wǎng)絡(luò)理論在景觀破碎化效應(yīng)研究中的運(yùn)用——以浙江省公路網(wǎng)絡(luò)為例. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2008, 28(9): 4352- 4362.

[25] 劉世梁, 溫敏霞, 崔保山. 不同道路類型對(duì)瀾滄江流域景觀的生態(tài)影響. 地理研究, 2007, 26(3): 485- 490.

[30] 岳德鵬, 王計(jì)平, 劉永兵, 李海龍, 謝懷慈, 王冬梅. GIS與RS技術(shù)支持下的北京西北地區(qū)景觀格局優(yōu)化. 地理學(xué)報(bào), 2007, 62(11): 1244- 1231.

Impacts of roads on woodland landscape connectivity: a case study of Gongyi City, Henan Province

LIANG Guofu1,2,*，XU Limin2，DING Shengyan1,2

1KeyLaboratoryofGeospatialTechnologyFortheMiddleandLowerYellowRiverRegions,MinistryofEducation，Kaifeng475004，China2CollegeofEnvironmentandPlanning，HenanUniversity，Kaifeng475004，China

Landscape connectivity, defined as the degree to which the landscape facilitates or impedes the movement of organisms or ecological processes among patches, has been widely recognized as one of the key objectives in studies of forest landscape management, ecological conservation and construction. The dispersal ability of organisms across changing landscapes is critical for long-term biodiversity conservation, and successful dispersal of organisms always depends on the landscape connectivity. The landscape fragmentation caused by roads has significant effects on the landscape pattern and ecological processes, such as the migration of species and biodiversity maintenance in different ecosystems of landscape. This paper aims to analyse the road impact on forest landscape connectivity in mountain area of Gongyi City, Henan Province, China. The landscape connectivity is evaluated based on a graph-theory framework, in which a graph represents a landscape as a set of nodes (habitat patches) connected to some degree by edges that join pairs of nodes functionally. Both the graph structure and the habitat availability metrics provide significant improvements for analyzing landscape connectivity and decision making in conservation planning of different ecosystems or landscapes. The geographic data sets for the study area, such as DEM, landuse, soil, vegetation and hydrology, were collected and managed in GIS. Two connectivity indicators, the probability index of connectivity (PC) and the importance value (Percentage of the variation inPC,dPCk), were calculated. Considering the dispersal distances for different organisms, we examined the variation of landscape connectivity of the woodland in the low and middle mountainous areas according to five distance thresholds: 0.5 km, 1 km, 2.5 km, 5 km, and 10 km. The importance values of the woodland patches were calculated in the scenarios with roads and without roads in different dispersal distances. In addition, the impact of roads on the landscape connectivity of five selected woodland patches was elucidated in detail. The results shows that: (1) the woodland landscapePCvalues tend to increase with the distance thresholds from 0.5 km to 10 km, in both scenarios of with roads or without roads; (2) there are few patches with larger area, and in the “very high” and “high” categories of contribution to woodland landscape connectivity; (3) thedPCkvalues of woodland landscape patches gradually decrease with the segmentation of roads, especially for some small patches. We conclude that the roads have important effects on the forest connectivity in the study area. The landscape indexes (such as distance threshold, node position of forest patch and forest area) and the topographical factors (elevation and slope) should be comprehensively considered when analyzing the relationships between roads and forest connectivity. Moreover, the case study also proves that the analysis of landscape connectivity could and should be used as a criterion for selecting important patches in woodland restoration planning. The analytical methods used in this paper are relatively easy to implement, and thus have application potentials in ecological restoration management and landscape planning.

landscape connectivity; distance thresholds; probability index of connectivity; Gongyi City

國(guó)家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(41071118)

2012- 12- 26; 網(wǎng)絡(luò)出版日期:2014- 03- 04

10.5846/stxb201212261870

*通訊作者Corresponding author.E-mail: liangguofu@126.com

梁國(guó)付，許立民，丁圣彥.道路對(duì)林地景觀連接度的影響——以鞏義市為例.生態(tài)學(xué)報(bào),2014,34(16):4775- 4784.

Liang G F，Xu L M，Ding S Y.Impacts of roads on woodland landscape connectivity: a case study of Gongyi City, Henan Province.Acta Ecologica Sinica,2014,34(16):4775- 4784.