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生态用地研究是景观生态学重要的研究内容，其理论方法强调土地利用的合理性，目的在于阐明土地生态评价单元与其土地利用方式之间的协调程度和发展趋势[1]。综合考虑景观生态和环境要素的生态用地研究是目前城市规划、土地利用规划以及环境影响评价等研究的热点及难点问题[2-3]。景观生态安全格局是判别和建立生态基础设施的重要途径，并以景观生态学理论和方法为基础，从生态过程与格局的功能关系研究出发，判别对这些生态过程的健康与安全有着关键意义的景观格局[4]。多年来，景观格局研究都是停留在景观格局特征的描述方面[5-6]，由于未能深入反映生态过程研究而受到质疑。因此，应用生态敏感性评价方法与景观生态安全理论相结合的途径，必将在未来成为研究区域生态用地格局的发展趋势。本研究以浙江省慈溪市附海镇为研究对象，应用生态敏感性评价方法和景观生态安全理论，借助地理信息空间分析技术，在研究各类生态用地合理配置及区域生态可持续发展的基础上，提出了基于生态用地评价的规划和建设目标，并试图为相关研究提供研究思路和方法。
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附海镇位于慈溪市东南部，中心位于30°07′N，121°03′E，南与观海卫镇、桥头镇接壤，西与新浦镇交界，北枕杭州湾，距离慈溪市中心15 km，总面积约为22 km2。南北约为11 km，东西在中部宽约6 km，整个区域地势平坦，呈长条状，系海洋沉积平原。母质为海积物，由长江口涌入的海泽泥沙和钱塘江下冲泥沙在潮汐动力作用下堆积而成，南部地势略高于北部。附海镇属亚热带南缘季风气候区，全年以东南风为主。气温受冷暖气团交替控制和杭州湾海水调节，气候温和湿润，平均气温为17.9 ℃。辖区自然条件独具特色，栽有大量的花卉植物，素有“花卉之乡”美誉。随着慈溪市交通干道中横线和杭州湾跨海大桥南岸连接线的开通，附海镇现已融入宁波“半小时”经济圈和上海“两小时”经济圈。
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本研究以附海镇2009年高空间分辨率航空影像（1 ∶ 5 000）为主要数据源，结合土地利用现状图、城市绿地系统规划总图及相关部门的现状调查资料作为空间信息提取的基本信息源。首先利用ENVI 4.3图像处理软件对图像进行几何校正，转换成Xian_1980坐标体系，并对图像进行拼接裁剪处理，获得研究区的影像图[7]。利用ArcGIS 9.2进行人工目视解译，结合实地调查对研究区土地利用类型分布进行矢量化，并将矢量文件通过空间分析模块（conversion tools）转换成大小为5 m × 5 m的栅格数据，最后利用ArcGIS 9.2软件的数据管理功能，将属性数据与图层数据相结合进行管理。
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景观格局指数分析景观格局指数是景观空间分析的重要方法，使生态过程与空间格局相互关联的度量成为可能，在景观格局分析与功能评价、景观规划、设计与管理等领域都具有重要作用[8-10]。景观分类是景观格局定量分析的基础，目前，有关城镇景观类型分类尚存在着不同的分类体系。本研究的景观分类，主要参照GB 50137-2011《城市用地分类与规划建设用地标准》，结合附海镇的用地特点，将研究区分为建设用地、交通用地、农田、城镇绿地、滩涂湿地、水域6种类型（表 1），以此6种类型作为城镇景观类型的基本单元，研究城镇景观生态安全和可持续发展的生态功能[11-13]。将处理过的航片栅格图导入Fragstats 3.3 软件中进行景观指数计算。根据本研究区域的特点，选择的景观格局指数有斑块数（NP），斑块类型面积（CA），斑块面积比例（PLAND），斑块密度（PD），边缘密度（ED），最大斑块指数（LPI），斑块形状指数（LSI），平均斑块面积（AREA＿MN），面积加权平均形状指数（SHAPE＿AM），面积加权平均分维数（FRAC＿AM），景观聚集度指数（AI）等[14-18]指标对研究区整体景观格局进行初步分析。
表 1 附海镇景观类型分类
Table 1. Landscape types of Fuhai Town
序号 景观类型 特征 1 建设用地 主要是城镇建设用地，包括居住用地、工业用地、仓储用地、广场用地和一些未利用的裸露地面等 2 交通用地 主要是高速公路和一、二级公路等 3 农田 主要是耕地、农田等 4 城镇绿地 主要是公园绿地、附属绿地、生产绿地、防护绿地等 5 湿地及滩涂 主要是滩涂、湿地 6 水域 主要是江、河等水系 -
生态敏感性指生态系统对人类活动干扰和自然环境变化的反应程度，可表征区域生态环境遇到干扰时产生生态环境问题的难易程度和可能性大小[19-20]。在生态敏感程度较高的区域，当受到人类不合理活动影响时，更易产生生态环境问题，应划分区域生态环境保护重点。生态敏感性评价中的指标选取是生态用地评价的核心[20]，指标体系的选取应反映研究区域最主要的生态问题。通过调查与研究区域生态环境现状、主要生态问题，咨询相关专家以及参考已有类似研究指标权重体系的基础上[21-22]，本研究选取对研究区生态敏感性影响较大的生态因素，即土地利用类型、距环境敏感区距离和区域开发强度3大类进行生态敏感性分析（表 2）。①土地利用类型评价因子。不同生态系统类型对区域生态环境的影响程度不同，其生态敏感性也有所差异。土地利用类型是不同生态系统的最直接表征[23]。因此，本研究选择土地利用类型作为生态敏感性评价因子之一，结合航片高清影像解译数据及区域土地利用特征，将附海镇土地利用类型划分为建设用地、交通用地、农田、城镇绿地、滩涂湿地、水域6类，依据不同土地利用类型对生态敏感性的影响大小进行分类并赋值。②区域开发强度评价因子。人类的区域开发活动对当地生态敏感性影响程度较大。工业区、居民点等建设用地，以及道路、交通等建设用地程度，是区域开发强度的主要表现。在空间距离上，越是靠近区域开发强度高的地区，则生态敏感度越低。因此，本研究将距建设用地的距离、距交通用地的距离作为生态敏感性评价因子。划分距建设用地的距离大于200 m为高度敏感区，大于100 m小于200 m为中度敏感区，大于50 m小于100 m为低度敏感区，小于50 m为非敏感区；划分距交通用地距离大于300 m为高度敏感区，大于100 m小于300 m为中度敏感区，大于50 m小于100 m为低度敏感区、小于50 m为非敏感区。③环境敏感区评价因子。环境敏感性指生态系统对人类活动反应的敏感程度，用来反映产生生态失衡与生态环境问题的可能性大小。根据附海镇生态环境特征，其环境敏感区包括主要水域、湿地和滩涂等，上述环境敏感区对附海镇生态环境保护具有重要意义。划分距环境敏感区的距离小于100 m为高度敏感区；大于100 m小于200 m为中度敏感区；大于200 m小于300 m为低度敏感区，大于300 m为非敏感区。④综合评价。通过ArcGIS 9.2 软件的空间分析（spatial analysis）功能，进行生态敏感性各因子评价以及加权综合评价（表 2）。各评价因子赋值、敏感性分级和权重分配反映了各评价因子内部以及总体权重的相对趋势。根据各个评价因子权重及敏感性分级，计算附海镇生态敏感性综合评价值，并将生态敏感区分为高度敏感区、中度敏感区、低度敏感区和非敏感区4种等级。
表 2 生态敏感性评价因子等级及权重
Table 2. Grades and weights of ecological sensibility factors
评价因子 亚项 生态敏感性 重分类 分值 权重/% 土地利用类型 高度敏感 水域 10 40 滩涂、湿地 8 中度敏感 农田 6 城镇绿地 4 低度敏感 交通用地 2 非敏感 建设用地 1 距环境敏感区距离 高度敏感 ＜100m 10 20 中度敏感 100~200m 6 低度敏感 200~300m 3 非敏感 ＞300m 1 区域开发强度 距道路距离 高度敏感 ＞300m 10 20 中度敏感 100~300m 6 低度敏感 50~100m 3 非敏感 ＜50m 1 距建筑距离 高度敏感 ＞200m 10 20 中度敏感 100~200m 6 低度敏感 50~100m 3 非敏感 ＜50m 1 -
从附海镇景观要素斑块组成可以看出（图 1，表 3），城镇绿地的斑块面积最大，达到767.31 hm2，面积所占比例也最高为35.27%；其次是建设用地和农田，两类斑块面积都处于中等水平，面积分别为591.29 hm2和497.83 hm2，占总面积的27.18%和22.88%；交通用地和滩涂湿地面积较小，分别为128.75 hm2和103.17 hm2，占总面积的5.92%和4.74%；斑块总面积最小的为水域，仅为87.37 hm2，占总面积的4.02%。从附海镇景观格局分类图（图 1）可以看出：附海镇建设用地类型主要分布在中部成片的居住区以及南部工业园区；农田类型主要分布在镇北部、西南以及东南区域；由于苗木产业发达，城镇绿地类型所占比率最大，其生产绿地基本上为大型斑块，连接成片，所占比率最高，主要分布在附海镇北部和东南部的苗木栽植区。景观类型斑块数和平均斑块面积，在一定意义上可揭示城镇景观破碎化程度。从附海镇景观类型斑块组成上来看，滩涂湿地类型的斑块数量最小，是以2个特大型斑块形式存在，平均斑块面积最大，受到人为活动的干扰最小，斑块破碎化程度最低；交通用地与水域类型的斑块数量最多，分别为495个和506个，其平均斑块面积最小，斑块破碎化程度最大；其原因在于附海镇形成了较好的公路交通网，城镇主要道路连通性及完整性较好。同时，乡镇村庄众多，村级道路网络复杂多样，破碎化程度较高；另外，乡镇区域三塘横江、四塘横江、蛟门浦、八塘横江等水系通道显著，河流水系分支较多，并大量被交通道路景观要素分割，城镇景观总体呈现出“树枝”状形态，破碎化程度很高。
图 1 附海镇景观格局分类
Figure 1. Landscape pattern classification of Fuhai Town
表 3 附海镇不同景观类型的斑块组成
Table 3. Patch structure of different landscape types in Fuhai Town
斑块类型 斑块数/个 面积/hm2 占总数/% 平均斑块面积/hm2 最大斑块指数 建设用地 292 591.29 27.18 2.03 3.34 交通用地 495 128.75 5.92 0.26 3.60 农田 218 497.83 22.88 2.28 2.22 城镇绿地 460 767.31 35.27 1.67 2.63 湿地及滩涂 2 103.17 4.74 51.59 2.98 水域 506 87.37 4.02 0.17 0.49 合计 1973 2175.72 100 -
景观类型的斑块密度可揭示某一区域景观被该类型斑块分割的程度，其对境域生物物种保护、物质和能量分布具有重要影响。各个景观组分的斑块密度（PD）则直接地反映了斑块组分的破碎化程度，而斑块形状指数（LSI）则反映斑块聚合和离散程度。从表 4可见：斑块密度指数（PD）排序为水域＞交通用地＞城镇绿地＞建设用地＞农田＞滩涂及湿地；斑块形状指数的排序为交通用地＞水域＞城镇绿地＞建设用地＞农田＞滩涂及湿地。上述结果表明：交通用地和水域破碎化最为严重，景观类型复杂，尤其是南部水域支流更为明显；湿地及滩涂类型斑块的形状较规则，斑块成片集中分布在镇域北部，完整性较好。因此，其斑块密度和斑块形状指数都最小。同样从面积加权平均形状指数（SHAPE＿AM）和面积加权平均分维数（FRAC＿AM）的数值上可见：交通用地和水域均为较高的数值，而农田及生态涵养用地景观类型的面积加权形状指数和面积加权平均分维数都比较低。从景观聚集度指数上则也反映出，滩涂及湿地类型具有最高的景观聚集度指数（AI），其次是城镇绿地和农田，最小的是交通用地。同样也表明湿地及滩涂景观破碎化较低，而交通用地类型破碎化最为严重，受人为活动的影响最大。
表 4 附海镇景观类型特征
Table 4. Characteristics of landscape types in Fuhai Town
斑块类型 斑块密度
(PD)边缘密度
(ED)斑块形状指数(LSI) 面积加权平均形状指
数(SHAPE_AM)面积加权平均形状指
数(FRAC_AM)景观聚集度指
数(AI)建设用地 13.42 93.15 28.80 4.28 1.22 94.27 交通用地 22.75 105.67 72.04 28.42 1.51 68.55 农田 10.02 63.95 24.87 3.09 1.17 94.64 城镇绿地 21.14 92.40 28.88 2.65 1.15 94.95 湿地及滩涂 0.09 1.80 2.11 1.50 1.06 99.45 水域 23.26 57.73 49.22 4.47 1.30 74.06 -
在附海镇生态敏感性评价的4个因子中，土地利用类型因子最为敏感，其高度敏感区和中度敏感区面积比例分别为8.68% 和57.24%，其次为环境敏感区因子，其高度敏感区和中度敏感区面积比例分别为64.75% 和24.53%（图 2）。在土地利用类型评价因子中，其结果显示高度敏感区主要分布在七塘公路以北沿海滩涂湿地、三塘横江和八塘横江一带；中度敏感区主要分布在镇域北部苗圃地和农耕用地；低度敏感区和非敏感区主要集中于镇区南部以及中部的建成区、村落和工业片区。附海镇北部为沿海滩涂区，其良好的自然环境和丰富的食物生境已成为鸟类迁徙必经的中转站。同时，它在维护生态平衡、降解污染、调节气候及控制土壤侵蚀等方面均起到重要作用，是镇域环境敏感区的重要组成部分。环境敏感区影响因子分析结果表明：该因子高度敏感区主要分布在七塘公路以北沿海滩涂湿地，以及八塘横江、三塘横江、蛟门浦、四塘横江等主干水系区域。区域开发强度因子的生态敏感度分析表明：距建筑的距离，以及距主要交通道路的距离越大，则该因子的生态敏感度越高，其结果显示出低度敏感区主要集中在观附公路、高速连接线、中横线、韩家路、郑家浦路、建附公路等镇域主要交通道路以及镇域中南部的居住、工业建筑片区。
图 2 生态敏感性单因子评价结果
Figure 2. Results of single factor ecological sensitivity assessment in Fuhai Town
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根据上述各评价因子权重及敏感性分级，综合加权得到附海镇生态敏感性综合评价值为1.2 ~10.0，采用自然裂段法（natural breaks）将生态敏感区分为4类，即高度敏感区、中度敏感区、低度敏感区和非敏感区（表 5）。由图 3综合分析得出：附海镇生态高度敏感区、中度敏感区、低度敏感区和非敏感区面积分别为155.78，593.75 ，662.73 和763.46 hm2，分别占总面积的7.16%，27.29%，30.46%和35.09%。生态高度敏感区主要分布于北部沿海滩涂湿地，以及三塘横江、八塘横江、蛟门浦等河流水系等区域。该区域生态最为敏感，应加强湿地水体的保护，禁止在该区域内开发建设用地，巩固和保护好现有的生态屏障。中度敏感区主要分布于镇域北部经济林种植片区、农耕地，以及区域中部、南部居民点附近零星的农耕地片区，该区域处于湿地水体与道路建筑之间，具有一定的植被资源，属于生态环境保护较好的区域。由于受周边人类区域开发活动强度的影响，其生态敏感性综合评价为中度，但考虑区域的生态安全，中度敏感区的开发建设活动应严格控制其规模和强度。低度敏感区主要分布于中部建成区以及南部工业建筑区域，该类区域受人类活动影响较大，其生态敏感度综合评价较低，该区域的建设用地布局和规模，应该加强控制保护好周围生态资源，减弱对周边生态环境安全的影响。非敏感区主要集中于西部居民村落片区，以及中部居住、工业建筑片区。该片区距湿地水域等环境敏感区较远，并且受到人类区域开发活动影响最大，因而生态敏感性最低。附海镇区生态敏感度大体呈现从水体、滩涂湿地到居住、工业建设用地逐步降低的趋势。
表 5 生态敏感性综合评价结果
Table 5. Results of ecological sensitivity comprehensive assessment
生态敏感性类别 面积/hm2 百分比/% 利用类型 利用类型面积/hm2 利用类型百分比/% 高度敏感区 155.78 7.16 核心保护区 155.78 7.16 中度敏感区 593.75 27.29 控制发展区 593.75 27.29 一般敏感区 662.73 30.46 适宜发展区 1426.19 65.55 非敏感区 763.46 35.09 
图 3 生态敏感性综合评价结果
Figure 3. Results of ecological sensitivity comprehensive assessment
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本研究利用生态敏感性评价方法与景观生态安全理论相结合的分析途径，研究浙江省慈溪市附海镇生态敏感性程度及其空间分布状况。结果表明：从景观生态安全格局评判可以发现，道路景观的破碎化程度最高，受人为影响严重。滩涂湿地景观破碎化程度较低，没有受到大量的人为干扰影响。从生态敏感性评价可知，生态敏感性综合评价结果与生态环境现状基本一致，反映本研究所筛选的生态敏感性评价指标较为合理，其评价结果也具有客观性。生态高度敏感区最集中于北部沿海滩涂湿地等区域，与景观安全格局分析中破碎化程度越低，受到人为影响越小，生态敏感度越高的结果相符合。基于2种分析方法的融合研究，较以往单一研究方法所分析的结果更具有科学性。同时，还具有一定的客观性和可操作性等特点，将为乡镇区域建设规划方案调整与优化提供科学依据。通过上述研究，以此划分出促进本地区景观生态安全的核心保护区、控制发展区、适宜发展区3类区域利用类型,并提出相应的管护措施。
本研究选择建设用地、交通用地和环境敏感区影响因子等指标，研究开发活动对乡镇区域生态环境的影响程度，并结合土地利用类型影响因子，试图深入探讨镇域土地资源合理利用时所表证的生态用地特征，可为同类型区域开发及生态评价提供借鉴和参考。当然，也应该根据不同地区的特点，选用适宜的评判方法，并结合时间动态变化，综合分析城镇生态用地的发展趋势。
Ecological land use in Fuhai Town, Cixi City
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摘要: 在浙江省附海镇生态用地现状调查的基础上,应用生态敏感性评价方法和景观生态安全理论,选取土地利用现状、区域开发强度和距环境敏感区距离等生态敏感性因子,结合景观格局指数,综合评价了附海镇生态敏感性程度及其空间分布状况。结果表明:生态高度敏感区、中度敏感区、低度敏感区和非敏感区分别占研究区面积的7.16%,27.29%,30.46%和35.09%,并以此规划出研究区生态安全的核心保护区、控制发展区和适宜发展区3种生态用地类型,进而提出了不同生态用地类型的管理措施,为附海镇生态用地提供规划依据和建设策略。Abstract: On the basis of the survey on ecological land use status in Fuhai Town,Cixi City,Zhejiang Province and applying the ecological sensitivity assessment method and landscape ecological security theory,the ecological sensitivity factors including land use status, regional exploitation intensity and distance from the environmental sensitive area in combination of landscape pattern index were used to evaluate the ecological sensitive degree and its spatial distribution situation of Fuhai Town. The results showed that the ecological land use at high,medium,low sensitivity levels occupied 7.16 per cent,27.29 per cent and 30.46 per cent of the total area respectively and the remained 35.09 per cent was not ecologically sensitive. According to the data above, this paper classified three types of ecological land such as core protection zone, limited development zone and suitable development zone from ecological security aspect and also proposed management measures for different ecological land types to provide planning basis and construction strategy for ecological land use in Fuhai town.
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森林群落的物种多样性和垂直、径阶结构反映了森林群落的形成、稳定性及演替规律[1-2]。开展濒危植物群落结构及物种多样性的研究，可以了解种群的数量动态及演变趋势，揭示珍稀植物的濒危过程及濒危机理[3]，为濒危植物的就地和迁地保护提供理论基础。多脉铁木Ostrya multinervis属桦木科Betulaceae铁木属Ostrya植物，分布于湖北利川、湖南紫云山、四川东南部和贵州等地，分布区孤立局限，为中国特有种，具有树体高大，干形通直圆满，材质优良等特点[4]。浙江仅在文成县石垟林场和龙泉市凤阳山有记载，是《浙江珍稀濒危植物》收录的162种浙江省珍稀濒危的野生植物之一[5]。前人对多脉铁木的播种、扦插及嫁接繁育实验[4]和林分基本结构进行了初步研究[6]，而对群落中不同植物的重要值、植物多样性指数、乔木层树种的垂直和径阶结构等方面尚未有报道。本研究采用标准样地法对浙江省文成石垟林场多脉铁木群落的区系组成、结构和演替规律等进行了研究，为该树种的就地和迁地保护提供理论基础。
1. 研究地区与方法
1.1 研究区概况
研究区位于浙江省文成县石垟林场猴王谷景区倒臼源，多脉铁木分布中心的地理位置为27°50′N，119°50′E。该区属中亚热带季风性气候，年平均气温为12.8 ℃，最冷月（1月）平均气温为4.0 ℃，极端最低气温为-14.0 ℃，最热月（7月）平均气温为23.6 ℃，极端最高气温为37.3 ℃，年降水量为1 604 mm，年均相对湿度为84.0%，年日照时数为1 755 h，全年无霜期为288 d[7]。该区属天然常绿阔叶林，森林覆盖率达90%以上。多脉铁木群落分布区域的海拔为500~700 m，坡度为30°~35°，南坡，坡中部，地表有石块层覆盖，厚度为20~30 cm，石块大小为20~40 cm。土壤为发育于花岗岩的红壤土类，表层土壤（0~20 cm）理化性质为pH 4.6，有机碳为63.2 g·kg-1，碱解氮、有效磷、速效钾分别为145.2，21.8，187.0 mg·kg-1。
1.2 研究方法
1.2.1 调查方法
2017年8月上旬对多脉铁木群落进行全面调查。采用典型抽样法，以多脉铁木分布中心为起点，沿坡向在山体上坡至下坡地段，布设4个20 m × 20 m的样地，将每个样地划分为16个5 m× 5 m的小样方，开展分层调查。乔木层、灌木层和草本层的调查指标参见王丽敏等[2]方法。
1.2.2 垂直结构和径阶结构划分
根据多脉铁木群落的株高（H）特点，将乔木层的垂直结构划分为6个等级，间隔5 m，分别为3 m≤H＜8 m，8 m≤H＜13 m，13 m≤H＜18 m，18 m≤H＜23 m，23 m≤H＜28 m，H≥28 m。乔木层径阶（D）结构划分为7个等级，相隔5 cm，分别为5 cm≤D＜10 cm，10 cm≤D＜15 cm，15 cm≤D＜20 cm，20 cm≤D＜25 cm，25 cm≤D＜30 cm，30 cm≤D＜35 cm，D≥35 cm。
1.2.3 数据分析
不同植物的重要值、Shannon-Wiener多样性指数、Simpson优势度指数和Pielou均匀度指数计算按郑昌龙等[8]方法进行；植物生活型谱统计参考高贤明等[9]方法进行；种子植物地理成分根据吴征镒等[10]的方法进行统计分析。
2. 结果与分析
2.1 群落种类组成
多脉铁木群落中共有维管束植物60种，隶属于40科52属。其中蕨类植物6科7属8种，裸子植物1科1属1种，被子植物33科44属51种。种类数量占优势的科由大到小依次为百合科Liliaceae（5属6种），壳斗科Fagaceae（4属4种），山茶科Theaceae（3属3种），槭树科（1属3种）；大戟科Euphorbiaceae（2属2种），木通科Lardizabalaceae（2属2种），樟科Lauraceae（2属2种），鼠李科Rhamnaceae（2属2种），冬青科Aquifoliaceae（1属2种），莎草科Cyperaceae（1属2种），水龙骨科Polypodiaceae（1属2种），鳞毛蕨科Dryopteridaceae（1属2种）。含有单种的属占绝对优势，有28属，占总属数的53.8%。可见，多脉铁木群落科属组成复杂，植物种类丰富。
2.2 植物生活型谱
图 1表明：多脉铁木群落中，不同生活型植物种类所占比例依次为高位芽植物（41.7%）＞地上芽植物（26.7%）＞隐芽植物（20.0%）＞地面芽植物（10.0%）＞1年生植物（1.6%）。
图 1 多脉铁木群落不同生活型谱Figure 1. Life-form spectrum of survival community of Ostrya multinervis2.3 种子植物地理成分
从表 1可知：多脉铁木群落中种子植物属泛热带分布的类型有9属，占总属数的20.0%，如菝葜属Smilax，紫金牛属Ardisia和冬青属Ilex等。其他依次为东亚分布类型有8属，占总属数的17.8%，如山麦冬属Liriope，木通属Akebia，和沿阶草属Ophiopogon等。北温带、东亚和北美洲间断分布类型均为7属，均占总属数的15.6%。该群落中没有植物分布的类型区有旧世界热带、热带亚洲至热带非洲、温带亚洲、地中海地区、西亚至中亚、中亚及中国特有等6个。
表 1 多脉铁木群落种子植物属的分布区Table 1. Genera distribution types of seed plants in O. multinervis community分布区类型 属数/个 占比/% 1 广布 2 4.4 2 泛热带 9 20.0 3 东亚及热带南美间断 4 8.9 4 旧世界热带 0 0.0 5 热带亚洲至热带大洋洲 1 2.2 6 热带亚洲至热带非洲 0 0.0 7 热带亚洲 6 13.3 8 北温带 7 15.6 9 东亚和北美洲间断 7 15.6 10 旧世界温带 1 2.2 11 温带亚洲 0 0.0 12 地中海地区、西亚至中亚 0 0.0 13 中亚 0 0.0 14 东亚 8 17.8 15 中国特有 0 0 合计 45 100 2.4 群落数量特征
多脉铁木群落具有完整的垂直结构，具有乔木层、灌木层、草本层和层间植物。乔木层共有9种植物（表 2），多脉铁木的重要值最大，达62.158 6，是该群落的建群种，控制着整个群落的组成、结构和生境，依次分别是褐叶青冈Cyclobalanopsis stewardiana，小叶栎Quercus chenii，四照花Dendrobenthamia japonica var. chinensis，缺萼枫香Liquidambar acalycina，短尾柯Lithocarpus brevicaudatus，钩栲Castanopsis tibetana，尾叶冬青Ilex wilsonii，麂角杜鹃Rhododendron latoucheae。
表 2 多脉铁木群落主要植物的重要值Table 2. Importance values of tree populations in Ostrya multinervis community乔木层 重要值 灌木层 重要值 草本层 重要值 多脉铁木 62.158 6 披针叶茴香 15.673 5 里白 21.161 2 褐叶青冈 14.517 1 毛花连蕊茶 7.607 3 黑足鳞毛蕨 16.001 8 小叶栎 5.929 1 光叶石楠 6.849 2 麦冬 13.2102 四照花 4.000 7 长裂葛萝槭 5.129 1 求米草 6.789 8 缺萼枫香 3.169 7 红楠 4.786 1 三穗薹草 6.621 1 短尾柯 2.913 7 三尖杉 4.759 9 瘤足蕨 5.926 4 钩栲 2.567 6 猴欢喜 2.301 2 江南卷柏 5.479 5 尾叶冬青 0.980 9 大叶冬青 2.854 5 毛叶腹水草 4.588 5 麂角杜鹃 0.797 1 秀丽槭 1.865 6 大叶唐松草 3.942 2 青榨槭 1.857 1 延羽卵果蕨 3.168 9 灌木层发达，生长良好，平均高为1.5 m，盖度为40%。重要值排名前10位的优势植物如表 2所示。重要值最大的是披针叶茴香Illicium lanceolatum，其值为15.673 5，其次分别为毛花连蕊茶Chandleri elagans，光叶石楠Photinia glabra，长裂葛萝槭Acer grosseri，红楠Machilus thunbergii，三尖杉Cephalotaxus fortunei，猴欢喜Sloanea sinensis，大叶冬青Ilex latifolia，秀丽槭Acer elegantulum，青榨槭Acer davidii。
草本层平均高为0.4 m，盖度为20%。重要值排名前10位的优势草本植物见表 2。从表 2可知：重要值大小分别为里白Diplopterygium glaucum，黑足鳞毛蕨Dryopteris fuscipes，麦冬Ophiopogon japonicus，求米草Oplismenus undulatifolius，三穗薹草Carex tristachya，瘤足蕨Plagiogyria adnata，江南卷柏Selaginella moellendorfii，毛叶腹水草Veronicastrum villosulum，大叶唐松草Thalictrum faberi，延羽卵果蕨Phegopteris decursive-pinnata。
层间植物重要值排名前5位的有攀援星蕨Microsorum brachylepis，香花崖豆藤Callerya dielsiana，爬藤榕Ficus sarmentosa var. impressa，光叶菝葜Smilax glabra，络石Trachelospermum jasminoides。
2.5 群落的物种多样性
植物物种多样性体现了某一区域的植物资源丰富程度，常用Shannon-Wiener多样性指数、Simpson优势度指数和Pielou均匀度指数来表征[11]。从表 3可知：Shannon-Wiener多样性指数、Simpson优势度指数和Pielou均匀度指数在各层的排列顺序均表现为灌木层＞乔木层＞草本层。灌木层物种数量相比乔木层更为丰富，主要原因是该层树种除了灌木外，还包括了乔木层树种中的幼苗、幼树等，如褐叶青冈、尾叶冬青。
表 3 群落乔木层、灌木层和草本层的物种多样性Table 3. Community species diversity indices of layers in tree, shrub and herb层次 Shannon-Wiener多样性指数 Simpson优势度指数 Pielou均匀度指数 乔木层 1.366 6 0.583 9 0.593 5 灌木层 3.002 3 0.929 7 0.844 4 草本层 2.245 5 0.846 9 0.749 5 2.6 群落垂直结构
森林群落中多脉铁木的株数占整个乔木层树种总株数的50.9%，因此，将整个乔木层植物划分为两大类群：多脉铁木（1种）和其他植物（8种）。从图 2可知：建群种多脉铁木呈近正态分布的垂直结构，多集中于23 m≤H＜28 m的高度范围内，占整个乔木层的20.0%；其他植物的树高低于多脉铁木的高度，多集中于8 m≤H＜13 m的高度范围内，占整个乔木层的25.5%，呈明显的偏峰型结构。整个乔木层树高分布规律相对平均，6个高度层各自所占比例均超过10.0%，其中在8 m≤H＜13 m和23 m≤H＜28 m出现了2个高峰，分别占立木株数的29.1%和20.0%。
2.7 群落的径阶结构
与群落的垂直结构相似，多脉铁木的径阶结构呈现出近正态分布的特点（图 3），植物个体数的径阶（D）大多集中在20 cm≤D＜25 cm，占整个乔木层的12.7%，其次是30 cm≤D＜35 cm，占乔木层的10.9%；而其他植物和整个乔木层树种的径阶分布均为逆J字型，其形状与倒逆放置的J字相似。随着径阶的增大，其个体数量相对减少，即表现为小径阶的大峰和大径阶的小峰，以径阶为5 cm≤D＜10 cm为最多，除多脉铁木外的其他树种占乔木层的27.3%，整个乔木层在该径阶所占的比例则高达30.9%；其次为10 cm≤D＜15 cm的径阶，其他树种和整个乔木层的比例分别为21.8%和16.4%。
3. 结论与讨论
森林群落的垂直结构体现了不同树种的高度，反映了不同植物在群落中的分层结构和生态位[12]。多脉铁木群落是以多脉铁木为建群种组成的稳定性较高的森林群落，具有完整的乔木层、灌木层和草本层，共有维管植物60种，隶属于40科52属。乔木层为复层林，又可分为主林冠层、次林冠层和亚林冠层等3个层次。多脉铁木为阳性树种，居于林冠层之首，树高大于23 m的主林冠层，均以该树种为主，占乔木层总株数的34.5%；次林冠层株高为13~23 m，由多脉铁木、褐叶青冈、缺萼枫香、钩栲组成，占乔木层总株数的20.0%；株高小于13 m的亚林冠层，主要由褐叶青冈、多脉铁木、四照花、披针叶茴香等组成，占乔木层株数的45.5%。从图 4A可知：整个林分平均树高为15.1 m，其中多脉铁木平均树高为23.0 m，与1994年相比[6]，整个乔木层和多脉铁木的树高分别增高了5.5，3.0 m，分别增加了57.8%和15.2%。
群落的径阶分布主要有单峰型、间歇性、逆J字型3种类型[11]，其中逆J字型是一种成熟稳定的群落结构[13]。该群落的特点是由不同物种一步步从原始生境演化更替而形成[14]。从图 3可知：多脉铁木群落径阶分布为逆J字型，从种群的发展趋势来看，该群落属于成熟稳定的发展阶段，林分平均胸径为16.5 cm，其中多脉铁木平均胸径25.5 cm，与1994年相比[6]，整个乔木层和多脉铁木的胸径分别增粗了2.7，3.0 cm，分别增加了19.2%和13.1%（图 4B）。某一树种胸径大小可以反映其年龄水平[15]，可以用径阶结构代替时间顺序关系，反映种群动态变化[16]。本研究表明：多脉铁木群落是由不同年龄大小的个体组成的异龄林，种群的年龄结构金字塔基本呈纺锤形（图 3），近似于正态分布，即中龄个体数量占种群总体数量的比例较高，而幼龄和老龄个体较少，表现为稳定的结构特征。相关研究也表明：年龄金字塔呈纺锤形的种群为稳定的群落结构[3]。
文成县石垟林场始建于1958年。20世纪60年代初，林场造林的树种仅仅局限于黄山松Pinus taiwanensis，柳杉Cryptomeria fortunei，杉木Cunninghamia lanceolata，木荷Schima superba，毛竹Phyllostachys edulis，而没有多脉铁木造林的记载[7]。选择的造林地往往是靠近村庄或林场周边土壤深厚、坡度平坦的低丘缓坡，因此在立地条件极差的猴王谷景区倒臼源的陡坡中是不可能营建人工林的，而且该区地表大量覆盖着20~30 cm厚度的大石块，土壤各层大石砾含量均超过50%。另外，限于当时的技术和交通条件，湖北、湖南、四川或贵州等地不可能生产多脉铁木，也不会将该苗木运输到文成县石垟林场进行营建。从多脉铁木的群落特征、物种的垂直和径阶结构、立地条件及科技水平等考虑，该群落并非于20世纪60年代初的人工造林而形成，而是以多脉铁木为建群种组成的阔叶混交林，是从原始生境演替而形成的稳定性较高的森林群落。
在自然条件下，种子向幼苗的转化是物种濒危的关键环节，没有足够数量的幼苗，种群就难以维持。种子产量低、品质差，种子向幼苗的转化率低，形成的幼苗数量少是频危植物存在的较普遍问题[17]。天目铁木Ostrya rehderiana，银杉Cathaya argyrophylla等珍稀濒危植物的种子不饱满、品质低，在野外环境下种子萌发率和成苗率均极低[18-19]。调查发现：研究区域内多脉铁木幼苗数量极少，仅在路边开阔地发现2株；多脉铁木种子的种皮坚硬、透水性差，吸水主要通过苞片网脉，种子不育、空瘪粒多，种子饱满率仅12%。因此种子品质差是多脉铁木走向濒危的内在因素。另外，林地表层有大量石块覆盖，种子较轻、有种翅，成熟后随风散布，很难进入土壤层，种子难以在土壤上着床，不能萌芽成苗，是造成多脉铁木濒危的关键外在因素。
针对多脉动铁木的濒危现状，可以从2个方面考虑该种群的保护和恢复策略：①从多脉铁木个体自身因素考虑，在加强对原生境及植株的保护与监测基础上，加大科研力度，开展多脉铁木生殖生态学研究，如种子萌发率、成苗率和高效繁育技术等，提高实生苗的数量，以扩大其种群分布范围。人工种植，引种栽培并加强推广，扩大其生态位。②从多脉铁木所处生境考虑，适度开展人为干预，搬动部分大石块，展露部分区域土壤，以保证多脉铁木种子顺利入土，促进种子萌发。在此基础上，间伐过密的非目标树种，适当扩大林窗，以降低森林郁闭度，增加林内光照，以利于幼苗的生长。另一方面应积极开展种子繁育、扦插育苗及快繁技术研究，扩大资源量，加强珍稀树种的保护。
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图 2 生态敏感性单因子评价结果
Figure 2 Results of single factor ecological sensitivity assessment in Fuhai Town
表 1 附海镇景观类型分类
Table 1. Landscape types of Fuhai Town
序号 景观类型 特征 1 建设用地 主要是城镇建设用地，包括居住用地、工业用地、仓储用地、广场用地和一些未利用的裸露地面等 2 交通用地 主要是高速公路和一、二级公路等 3 农田 主要是耕地、农田等 4 城镇绿地 主要是公园绿地、附属绿地、生产绿地、防护绿地等 5 湿地及滩涂 主要是滩涂、湿地 6 水域 主要是江、河等水系 
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表 2 生态敏感性评价因子等级及权重
Table 2. Grades and weights of ecological sensibility factors
评价因子 亚项 生态敏感性 重分类 分值 权重/% 土地利用类型 高度敏感 水域 10 40 滩涂、湿地 8 中度敏感 农田 6 城镇绿地 4 低度敏感 交通用地 2 非敏感 建设用地 1 距环境敏感区距离 高度敏感 ＜100m 10 20 中度敏感 100~200m 6 低度敏感 200~300m 3 非敏感 ＞300m 1 区域开发强度 距道路距离 高度敏感 ＞300m 10 20 中度敏感 100~300m 6 低度敏感 50~100m 3 非敏感 ＜50m 1 距建筑距离 高度敏感 ＞200m 10 20 中度敏感 100~200m 6 低度敏感 50~100m 3 非敏感 ＜50m 1
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表 3 附海镇不同景观类型的斑块组成
Table 3. Patch structure of different landscape types in Fuhai Town
斑块类型 斑块数/个 面积/hm2 占总数/% 平均斑块面积/hm2 最大斑块指数 建设用地 292 591.29 27.18 2.03 3.34 交通用地 495 128.75 5.92 0.26 3.60 农田 218 497.83 22.88 2.28 2.22 城镇绿地 460 767.31 35.27 1.67 2.63 湿地及滩涂 2 103.17 4.74 51.59 2.98 水域 506 87.37 4.02 0.17 0.49 合计 1973 2175.72 100
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表 4 附海镇景观类型特征
Table 4. Characteristics of landscape types in Fuhai Town
斑块类型 斑块密度
(PD)边缘密度
(ED)斑块形状指数(LSI) 面积加权平均形状指
数(SHAPE_AM)面积加权平均形状指
数(FRAC_AM)景观聚集度指
数(AI)建设用地 13.42 93.15 28.80 4.28 1.22 94.27 交通用地 22.75 105.67 72.04 28.42 1.51 68.55 农田 10.02 63.95 24.87 3.09 1.17 94.64 城镇绿地 21.14 92.40 28.88 2.65 1.15 94.95 湿地及滩涂 0.09 1.80 2.11 1.50 1.06 99.45 水域 23.26 57.73 49.22 4.47 1.30 74.06
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表 5 生态敏感性综合评价结果
Table 5. Results of ecological sensitivity comprehensive assessment
生态敏感性类别 面积/hm2 百分比/% 利用类型 利用类型面积/hm2 利用类型百分比/% 高度敏感区 155.78 7.16 核心保护区 155.78 7.16 中度敏感区 593.75 27.29 控制发展区 593.75 27.29 一般敏感区 662.73 30.46 适宜发展区 1426.19 65.55 非敏感区 763.46 35.09
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