全 文 ：大兴安岭林区道路对植物多样性的影响域*
李月辉1**摇 胡远满1 摇 常摇 禹1 摇 李秀珍1 摇 布仁仓1 摇 胡长河2 摇 王春林3
( 1 中国科学院沈阳应用生态研究所, 沈阳 110016; 2 黑龙江省大兴安岭呼中林业局, 黑龙江呼中 165036; 3 黑龙江省大兴安
岭水文局, 黑龙江加格达奇 165000)
摘摇 要摇 道路在多种尺度上影响多种景观过程,确定道路对植被的影响距离和估算其影响面
积是整合道路影响和生态过程的核心问题.本文在黑龙江省大兴安岭呼中林区选择不同等级
道路(呼林主路、运材主线和运材支线)设置 10 条长 50 m 垂直于道路的样带,每条样带设置
25 个 2 m伊2 m的样方,依据样方植被调查数据计算每个样方的重要值,并利用该值进行移动
窗口分析,确定道路对植物多样性的影响距离.结果表明:该区道路对植物多样性的影响距离
为 20 ~ 34 m,且呼林主路、运材主线和运材支线之间无显著区别.道路影响距离内灌木层和草
本层的植物多样性大于森林内部生境,Shannon鄄Weiner 指数分别增加 21%和 60% ,灌木层对
道路影响的反应比草本层更加稳定,而乔木层没有显著变化. 草本植物柳兰(Chamaenerion
angustifolium)是路域植被的特征物种.以该影响距离为基础估算,2000 年呼中林业局和黑龙
江大兴安岭林区道路占地面积均约为 0郾 10% ,对植被的影响面积分别为 1郾 70%和 1郾 53% .
关键词摇 大兴安岭摇 森林景观摇 道路摇 植物多样性摇 影响距离摇 影响域
文章编号摇 1001-9332(2010)05-1112-08摇 中图分类号摇 Q149摇 文献标识码摇 A
Effect zone of forest road on plant species diversity in Great Hing爷an Mountians. LI Yue鄄
hui1, HU Yuan鄄man1, CHANG Yu1, LI Xiu鄄zhen1, BU Ren鄄cang1, HU Chang鄄he2, WANG Chun鄄
lin3 ( 1 Institute of Applied Ecology, Chinese Academy of Sciences, Shenyang 110016, China;
2Huzhong Forestry Bureau, Great Hing 爷an Mountains Administration, Huzhong 165036, Hei鄄
longjiang, China; 3Hydrology Bureau of Great Hing 爷an Mountains, Jiagedaqi 165000, Hei鄄
longjiang, China) . 鄄Chin. J. Appl. Ecol. ,2010,21(5): 1112-1119.
Abstract: Forest road has far鄄reaching effects on plant species diversity across varying scales, and
the estimation of its effect distance and effect zone is a key issue to integrate the road effect and eco鄄
logical processes in forest area. In this paper, ten transects,2 m wide and extending 50 m from var鄄
ying grade roads including main road, main line for wood transportation, and secondary line for
wood transportation in Huzhong forest area of Great Hing爷an Mountains were set. The plant compo鄄
sition was investigated in twenty鄄five 2 m伊2 m plots of each transect. The road鄄effect distance on
plant species diversity identified by moving window analysis in terms of the important value of each
plot. The results showed that in study area, the effect distance reached up to 20-34 m, regardeless
of the roads grade. The plant species diversity of shrub stratum and herb stratum within the effect
zone was greater than that in adjacent habitat, with the Shannon鄄Weiner index increased by 21%
and 60% , respectively. The response of shrub stratum to the road effect was more stable than herb
stratum, but no significant change was observed in tree stratum. Chamaenerion angustifolium was
the indicative species of road鄄effect zone communities. Based on the estimation of road鄄effect dis鄄
tance, the road area in Huzhong Forestry Bureau and Great Hing爷 an Mountains occupied about
0郾 10% , and its effect zone on vegetation occupied 1. 79% and 1. 53% , respectively.
Key words: Great Hing爷 an Mountains; forest landscape; road; plant diversity; effect distance;
effect zone.
*国家自然科学基金项目(40871245,40701185)和中国科学院知识创新工程重要方向项目 (KZCX2鄄YW鄄444)资助.
**通讯作者. E鄄mail: liyh@ iae. ac. cn
2009鄄11鄄19 收稿,2010鄄03鄄05 接受.
应 用 生 态 学 报摇 2010 年 5 月摇 第 21 卷摇 第 5 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇
Chinese Journal of Applied Ecology, May 2010,21(5): 1112-1119
摇 摇 道路在多种尺度上影响多种生态过程[1-3],沿
道路两侧形成比道路宽很多倍、两侧极不对称、边界
形状非常复杂的“道路影响域冶 ( road鄄effect zone) 郾
该影响域是定量化景观中道路影响的主要指标之
一,是整合道路影响和生态过程的核心问题[1,4] .其
中,道路对植被的影响是其多重生态影响中的重要
组成部分,是确定核心生境大小、定量道路对景观格
局和过程影响的重要基础[1,5-7] .
森林道路的修建及定期养护工程影响着植物的
组成,需要 200 ~ 300 年才能使之恢复到原有的自然
状态,即使森林道路网最末端的集材路,植被恢复也
至少需要 5 ~ 10 年[8-9],而更大的影响多发生在道
路建成后的运营期. 道路是森林景观内边缘生境的
重要成因之一.虽有研究表明皆伐边界对某些微生
境因子和植被组成的影响比道路更大[6],但与其他
类型边缘生境相比,道路仍以其独特的人工景观特
征对植被产生特殊而显著的影响[10] .外来物种入侵
是道路带来的最直接影响,入侵距离从几米至几百
米[11-13],随着远离道路,物种的丰富度及覆盖度减
小[14] .当地物种组成也因道路交通尾气的释放,道
路防冰盐的使用和光、热环境的改变而发生变
化[15-16] .道路对植被的影响距离与很多因素相关:
1)道路交通流量[17];2)道路植被的类型,例如外来
种入侵草地的距离达 150 m,明显大于入侵森林的
距离[18];3)道路植被的演替阶段,例如在演替中、前
期外来种更易入侵[13,19];4)自然风向,顺、逆风向的
影响距离可相差 150 m[20];5)路面是否铺筑及铺筑
材料的性质[18,21] . 另外,许多学者从景观尺度上关
注道路的影响域,从判断核心生境和道路对景观格
局的驱动力的角度出发,利用遥感和地理信息系统,
追踪道路两侧不同宽度缓冲区内景观或植被类型的
变化[6,22-25] .确定道路的植被影响域对自然保护规
划意义重大,例如将路旁植被维持在成熟林阶段,可
以控制外来种的入侵[13];通过判断与道路的位置关
系确定外来种的分布范围[26];或者通过道路设计增
加透光性、提高人工林区的植物多样性等.
通常情况下,车流量大的道路对植被和其他生
态过程的影响更显著,所以对主要道路影响域的研
究相对较多[4];而在以营林为单一产业的大面积林
区,道路的主要功能是运输木材,与外界接触相对较
少,外来物种的作用不甚明显,因而对这些遍布整个
林区运材路、集材路旁植被的影响和恢复关注较
少[9,27] .国内虽对森林道路的影响域及道路在宏观
尺度上的作用有所认识[28-31], 但对森林道路的植
被影响域却无研究案例 郾 大兴安岭林区是我国重要
的生产林区之一,其道路及其影响具有代表性 郾 因
此,本研究于 2002 年对大兴安岭呼中林区内 10 条
垂直于道路的样带植被组成进行了调查,利用移动
窗口法确定道路对植物多样性的影响距离和程度,
估算了大兴安岭地区的道路影响域,为道路对森林
景观格局的定量化影响研究提供重要的研究理论依
据.
1摇 研究地区与研究方法
1郾 1摇 研究区概况
大兴安岭林区(119毅40忆—127毅22忆 E,49毅20忆—
53毅30忆 N)位于我国最北部边疆,东北部、北部以黑
龙江为界,西部与呼伦贝尔草原相邻,东部与松嫩平
原相连,向南呈舌状延伸到阿尔山一带,行政分属内
蒙古自治区和黑龙江省. 本研究范围为黑龙江省大
兴安岭地区,面积 5930363 hm2 [32],自然状况参见文
献[33].
野外调查在黑龙江省大兴安岭林区呼中林业局
内进行.该局位于伊勒呼里山北坡、呼玛河中上游地
区,为大兴安岭北部石质中低山山地地貌,山峦连绵
起伏,山体浑圆,坡度平缓,坡度一般在 15毅以下.全
区地势西南部高,向东北部逐渐降低,平均海拔 812
m.大陆性季风气候,年均温 4郾 7 益,年均降雨量 511
mm,年均蒸发量 905郾 7 mm,地带性土壤类型为棕色
针叶林土.地带性植被是以兴安落叶松(Larix gmeli鄄
nii) 为优势种的寒温性针叶林,主要针叶乔木树种
有:兴安落叶松、樟子松(Pinus sylvestris var. mongoli鄄
ca)和云杉(Picea koraiensis);阔叶乔木树种主要有:
白桦(Betula platyphylla)、山杨 (Populus davidiana)、
甜杨 (P郾 suaveolens)和钻天柳 (Chosenia arbutifo鄄
lia).兴安落叶松林是其典型林型,以落叶松为主或
混生有樟子松和白桦,无采伐干扰情况下,多为成过
熟林,单层同龄林. 林下灌木层发育较好,盖度为
30% ~ 70% ,以兴安杜鹃(Rhododendron dauricum)
占优势,其次有越桔 ( Vaccinium vitis鄄idaea)、杜香
(Ledum palustre)等;地被物主要有地榆(Sanguisorba
officinalis)、苔草(Carex appendiculata)等;林下苔藓
主要有塔藓(Hylocomium proliferum)、赤茎藓(Pleu鄄
rozium schreberi)、泥炭藓属(Sphagnum)等[34] .
该林业局总面积 770431 hm2,20 世纪 60 年代
末期建成投产,一直以营林生产为单一主导产业;20
世纪 90 年代已形成较为完整的集材、运材道路系
统,包括沿呼玛河主河道贯穿南北的呼林主路、运材
31115 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 李月辉等: 大兴安岭林区道路对植物多样性的影响域摇 摇 摇 摇 摇
主线和运材支线及连接运材线和集材区的运材岔线
(冻板路)郾 这些道路较均匀地分布在整个林区(图
1).
1郾 2摇 研究方法
1郾 2郾 1 样带设置及调查摇 道路影响距离是一种边界
宽度,可利用生态交错带生态边界的定量判定方
法———样带法(transect) .
野外调查于 2002 年夏季进行,研究样带均设置
在地势平坦的兴安落叶松林中,选择呼林主路、运材
主线和运材支线 3 种级别的道路类型,共 5 个点,每
个点均以道路边界为起始点,垂直于道路,两侧各设
置宽度 2 m、长 50 m的样带共 10 条(图 1 和表 1).
样带的起始端和末端的高差相差很小,可排除坡度
的影响.
记录样带所在的道路特征:道路宽度、道路等级
以及铺装状况,样带的两端用 GPS 定位其地理坐标
和海拔高度.
摇 摇 每条样带设置 2 m伊2 m 的连续样方共 25 个,
在每个小样方内,对高于 1郾 5 m 的乔木进行每木检
尺,记录树种、株数、胸径、生长状况(枯立或正常)
和目测的树高,调查灌木和草本的种类及其植物的
多度、盖度和高度.
1郾 2郾 2 物种重要值和多样性指数分析 摇 灌木层
(SS)、草本层(HS)和乔木层(TS)中植物的重要值
计算方法为:
重要值SS,HS = (相对多度 +相对盖度 +相对高
度) / 3
图 1摇 呼中林业局常年运材道路分布和样带位置
Fig. 1 摇 Road distribution and transect locations in Hongzhong
Forestry Bureau in Great Hing爷an Mountains.
摇 摇 重要值TS =某一样方中的株数 /样带所有样方中
的株数之和
按“样方伊物种冶的形式,将每个小样方中植物
种的重要值排列成重要值矩阵,用于分析处理. 另
外,以重要值作为物种的定量信息计算多样性指数,
选择丰富度指数(S)和 Shannon鄄Weiner指数(H忆)表
示物种多样性[37] .
1郾 2郾 3 影响域的定量判定摇 采用移动窗口法(moving
split鄄window analysis),将样带上连续样方内各物种的
重要值作为变量,分析重要值之间的相异系数变化.
该方法是将两个窗口放在等间隔排列的样点上(两个
窗口内的样点数相等),通过计算来比较两个窗口内
样点的相异性,然后,窗口顺序向后移动一个样点,直
到整个样线上所有样点都参与计算为止[36] .
相异系数采用欧式距离的平方(squared Euclid鄄
ean distance, SED) [36,38],公式如下:
SEDn =移
m
i = 1
(X i aw - X i bw) 2
式中:n 为两个半窗口的中点或停顿点;a 和 b 分别
为两个半窗口;w 为窗口的宽度;m 为样点的变量
数[39] .以 SED为纵坐标,样线位置为横坐标作图,采
用半峰法宽的方法界定边界的位置和宽度,本研究
以第 1个峰值出现位置作为道路影响域的宽度[40] .
1郾 3摇 数据处理
采用单因素方差分析(one鄄way ANOVA)确定影
响距离内和森林内部间各种指数的差异显著水平.
2摇 结果与分析
2郾 1摇 林区道路的植被影响域
首先将每一条样带的窗口宽度设为 2,计算两
个半窗口间的相异性,即相异系数;然后将窗口宽度
依次设为 4、6、8、10、12、14、16 和 18,分别计算各窗
口宽度上两个半窗口间的相异性,然后将各窗口宽
度上的相异系数分别对样线位置作图.结果表明,10
条样带中,有 8 条样带显示明显的规律性,例如,在
样带 5 中,当窗口宽度(w) >6 时,曲线变化趋于稳
定,在 26 m处出现第 1 个峰值;而在样带 8 中,当 w
>8 时,曲线变化趋于稳定,在 34 m处出现第 1 个较
明显的峰值(图 2). 表明这两条样带的植物组成分
别在 34 和 26 m处发生了显著变化,由道路形成的
边缘生境变化为内部生境. 8 条样带均在窗口宽度
为 6 ~ 10 时,曲线的变化趋于稳定,第 1 个峰值出现
在距离道路 20 ~ 34 m处(表 1).
而位于呼源 10 号线的第 6 号样带和 44 号支线
4111 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 21 卷
图 2摇 5 号样带(A)和 8 号样带(B)的移动窗口分析
Fig. 2摇 Moving split鄄window analysis on the 5th (A) and 8th (B) survey line郾
w: 窗口宽度 Window width郾 下同 The same below.
的 1 号样带没有出现规律性变化,主要是因为前者
在距离道路 26 m 处出现约 1 m 宽的小溪流,导致
26 m附近的植物种类和数量剧增,干扰了道路对植
被的影响;而后者未发现明显原因.
摇 摇 由表 1 还可以看出,各级别道路之间的植被影
响距离没有显著的差异.一般而言,道路影响距离的
宽度与道路的交通流量大致呈正相关关系. 调查表
明,呼中林业局的道路全部为专用运材道路,运材支
线的车流量生产季节为每天 10 辆,非生产季节为每
天 1 ~ 2 辆,全年平均每天 6 ~ 7 辆(东方红林场 9 号
线防火检查站调查,2002 年);运材主线的车流量也
基本如此,道路的使用强度差别不大;而作为林业局
最主要干线的呼林主路,同时担负着运材和其他人
表 1摇 研究区道路样带特征和道路影响宽度判定结果
Tab. 1摇 Description of survey lines and the road鄄effect dis鄄
tance
样带
序号
Number
样带位置
Transect
location
海 拔
Elevation
(m)
道路宽度
Road width
(m)
铺装材料
surfacing
material
道路影
响距离
Road鄄effect
distance
(m)
1 44 号支线1) 721 3 沙土 Sands -
2 44 号支线 26
3 44 号支线 653 4 沙土 Sands 24
4 44 号支线 24
5 呼源 10 号线2) 787 3 沙土 Sands 34
6 呼源 10 号线 -
7 呼林主路3) 780 7 沥青 Asphalt 20
8 呼林主路 26
9 呼林主路 568 7 沥青 Asphalt 32
10 呼林主路 30
1) Secondary transport road No郾 44; 2) Transport road No郾 10; 3) Hulin main
road郾 - 无明显规律 No significant road鄄effect distance.
51115 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 李月辉等: 大兴安岭林区道路对植物多样性的影响域摇 摇 摇 摇 摇
员物质的运输,每天的车流量为小车 50 ~ 60 辆,其
他车辆 30 ~ 40 辆,而每年的 10 月到次年 3 月的运
材期,每天可以达到 120 辆,而且运材车均为大车
(呼林主路交通站调查,2002 年),其他道路的车流
量都在每天 120 辆以下.这种每日几十辆车的差异
尚未达到使道路影响距离发生显著变化的程度.
2郾 2摇 样带内植物多样性的变化
研究样带内的乔木树种,以兴安落叶松为主,含
极少数量的白桦和甜杨,每条样带株数为 15 ~ 33,
乔木树种的重要值在道路影响距离内、外没有差别,
在整条样带上基本随机分布,说明植被对道路影响
的响应主要表现在灌木层和草本层.
由表 2 可以看出,在能够确定影响距离的 8 条
样带中,灌木层在影响距离内的 Shannon鄄Weiner 指
数都大于森林内部生境,平均相差 0郾 244,相差幅度
为 21% ,其中 4 条样带差异达到显著水平 ( P <
0郾 05);丰富度指数也呈相同的变化趋势,平均减少
0郾 8 种,其中只有第 8 号样带的差异显著 ( P <
0郾 05).
6 条样带上影响距离内草本层的 Shannon鄄
Weiner 指数大于内部生境,平均相差 0郾 60,相差
60% ,丰富度指数减少 2郾 4 种,且全部达到显著水平
(P<0郾 05). 3 号和 9 号样带则出现了相反的变化,
即内部生境的物种多样性增加,并且第 9 号样带的
差异达显著水平(P<0郾 05). 这是因为该样带的 38
~ 48 m连续 5 个样方内的草本种类急剧增加,达到
10 种以上,多度、盖度和高度也相对增加,导致这 5
个样方的 Shannon鄄Weiner指数均>2郾 0,可能是由于
这一小范围内微地形变化和水分增多导致. 因为草
本较之灌木对水分等条件变化更为敏感,灌木层对
道路边界影响的反应特征比草本稳定.
摇 摇 在道路影响距离内,随着远离道路,草本层和灌
木层的多样性指数都没有出现显著的规律性变化.
就每一物种而言,除个别样带中的个别物种随着远
离道路,重要值呈上升或下降的趋势(如 5 号样带
中兴安杜鹃和越桔,随着远离道路分别呈下降和上
升趋势),几乎所有物种都没有出现随着道路距离
而变化的特征.
2郾 3摇 道路的植被影响域面积估算
大兴安岭林区常年运材道路的平均宽度按照 3
m,运材道路的平均影响距离按照一侧 30 m、两侧共
60 m计算,估算道路影响域面积.
呼中林业局 2000 年常年公路的长度为 2180
km,道路占地面积 0郾 113% ,对植被的影响面积为
1郾 70% . 1988—2000 年,黑龙江大兴安岭林区各种
道路的总长度逐年增长 (表 3) [41],增加幅度为
35郾 3% ,而林区专用道路(常年运材路)也呈显著增
长趋势,由 11421 km增加到 15128 km,增加幅度为
32郾 5% .道路密度、道路占地面积和影响域面积也随
之增长,至 2000 年,整个大兴安岭林区,道路占地比
例为 0郾 102% ,其植被影响面积为 1郾 53% .
表 2摇 道路影响距离内、外的草本层和灌木层生物多样性指数
Tab. 2摇 Biodiversity indexes of herb stratum (HS) and shrub stratum (SS) in road鄄effect zone (R) and interior forest (I)
样带号
Number
生活型
Life form
Shannon鄄Weiner指数 Shannon鄄Weiner index
R I 差值 Difference
丰富度指数 Richness index
R I 差值 Difference
2 HS 1郾 0396 0郾 1021 0. 9375** 3郾 8 1郾 2 2郾 6**
SS 0郾 8855 0郾 8637 0郾 0218 3郾 2 2郾 9 0郾 3
3 HS 0郾 9703 1郾 1641 -0郾 1938 3郾 5 4郾 4 -0郾 9
SS 1郾 3929 1郾 0927 0郾 3002* 5郾 3 4郾 3 1郾 0
4 HS 0郾 8150 0郾 1357 0郾 6793** 2郾 7 0郾 3 2郾 4**
SS 0郾 9657 0郾 7318 0郾 2339 3郾 3 2郾 3 1郾 0
5 HS 1郾 4257 0郾 8993 0郾 5264** 5郾 0 3郾 5 1郾 5**
SS 0郾 9692 0郾 9500 0郾 0192 3郾 3 3郾 1 0郾 2
7 HS 1郾 8032 1郾 1865 0郾 6167* 9郾 4 6郾 3 3郾 1
SS 1郾 1992 0郾 8288 0郾 3704* 4郾 3 3郾 4 0郾 9
8 HS 2郾 0649 1郾 5708 0郾 4941** 10郾 9 7郾 4 3郾 5**
SS 1郾 1560 0郾 7165 0郾 4395** 4郾 0 2郾 4 1郾 6**
9 HS 1郾 5262 1郾 9283 -0郾 4021* 6郾 6 9郾 2 -2郾 6*
SS 1郾 2333 0郾 8638 0郾 3695 3郾 5 2郾 8 0郾 7
10 HS 0郾 7998 0郾 4798 0郾 3200* 2郾 8 1郾 7 1郾 1*
SS 1郾 2002 1郾 0027 0郾 1975* 4郾 3 3郾 9 0郾 4
* P<0郾 05;** P<0郾 01
6111 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 21 卷
表 3摇 大兴安岭林区道路影响域面积
Tab. 3摇 Road length and area affected botanically by roads
in Great Hing爷an Mountains
年份
Year
公路
长度
Road
length
(km)
道路
密度
Road
density
(km·
km-2)
道路面积
Road area
(km2) (% )
道路植被
影响域面积
Road鄄effect area
(km2) (% )
1988 11421 0郾 1926 45郾 68 0郾 08 685郾 26 1郾 16
1990 13618 0郾 2296 54郾 47 0郾 09 817郾 08 1郾 38
1995 14300 0郾 2411 57郾 20 0郾 10 858郾 00 1郾 45
2000 15128 0郾 2551 60郾 51 0郾 10 907郾 68 1郾 53
3摇 讨摇 摇 论
森林道路对植物组成的影响距离研究结果相差
很大,在 5 ~ 200 m之间变化. 该距离受很多因素影
响,其中交通流量居于第 1 位,道路对植被及其他生
态影响的距离与交通流量大致呈正比关系[1,17] . 欧
洲石楠灌丛中,每天 800 ~ 1000 辆的道路影响距离
最大达 200 m[23];交通流量为每天 15270 ~ 22200 辆
时,外来种入侵草地达 150 m[18];交通流量为每天
50000 辆的美国马萨诸塞州 2 号高速路,外来植物
影响距离约 100 m[42] .本文调查的所有道路的最大
车流量为每天 120 辆,大兴安岭林区道路使用强度
远远小于上述交通流量,可判断本文道路影响距离
的结果合理.但物种对边界的反应因物种组成和环
境的不同而差异巨大,确定影响边界反应的变量及
变量间的相对重要性需要更多的研究案例[13,43],尤
其在我国林区.
绝大多数研究显示,与内部环境相比,由于路域
环境中土壤营养物质更丰富[2],光照及温度条件更
好[11-12],无论道路影响距离大小,路域及其他类型
边缘生境内的植被丰富度和多样性都增加,至于哪
些物种多样性增加,各研究区差异很大[14] . 一些研
究显示,外来种在路域植被中丰富度大,而本地物种
由于不能忍受道路的污染而丰富度减少[1];但在本
研究区,路域植被无明显的外来种,光照和温度条件
改善起主导作用,使本地种生物多样性增加. 另外,
不同生活型对道路和其他边缘的反应不同,灌木的
物种多样性在林隙的林缘和非林缘生境的变化规律
比草本更稳定[44],而在外来物种中,乔木树种对距
道路距离的反应也不敏感,而幼树层更敏感[43],灌
木层也随着远离道路,出现稳定变化[13] . 本文结果
支持了这些结论.
大兴安岭林区道路系统不仅包括本文涉及的运
材道,还包括运材岔线(冻板道)和集材主、支路,以
呼中林业局为例,1989—1999 年运材岔线、集材主、
支路的年均使用长度分别为 628郾 5、359 和 1982
km,这些道路伴随采伐活动深入林区,占地面积较
大,对植被和水文过程都产生重要影响[12,27] . 本调
查显示,呼中林区冻板路两侧大部分是采伐区,植被
受采伐影响很大[45],难以区分道路影响,加之可参
考的相关研究案例较少,因此,本文没有估算这类道
路的影响面积,但可以推断大兴安岭地区受道路系
统影响的实际面积要大于本文的估算结果.
道路密度是决定道路影响域面积的重要因子之
一.国外经营林区的道路密度相对较高,例如在怀俄
明州的 Bighorn国家森林和Medicine Bow鄄Routt国家
森林内的道路密度分别为 0郾 491 和 2郾 52 km·
km-2 [5-6],并且某些经营水平高、采取永续作业的国
家(如瑞士和前民主德国),林网密度分别高达 3 和
4 km·km-2,集约经营的林网密度至少应在 1 ~ 1郾 5
km·km-2 [46];而呼中林业局 2000 年运材道路密度
为 0郾 282 km·km-2,大兴安岭林区为 0郾 2551 km·
km-2,我国已开发林区为 0郾 1 km·km-2 .相比之下,
我国林区道路密度较低,因此道路的影响极易被忽
略.虽然林业工程学一直关注道路的密度和实际使
用密度[39,47],但当道路密度提高时,如何减少其负
面生态影响,将是林业工程学和生态学共同面临的
课题.另外,道路构型也对道路影响面积产生重要影
响[1],因为道路纵横交错,形成网络系统,会产生单
独道路没有的影响,例如在道路的交叉点和不同角
度的拐点,由于双重的叠加效应,道路网络的实际影
响面积会增大.本文和同类研究都未考虑这种构型
的独特影响,有待进一步确定道路网络上这些特殊
点的影响距离,从而使道路影响面积的估算更接近
实际值.
4摇 结摇 摇 论
利用移动窗口法确定了大兴安岭林区运材道路
对植物多样性的影响距离为 20 ~ 34 m,且运材线、
支线和呼林主线之间没有显著区别.
道路影响距离内的灌木层和草本层的生物多样
性指数大于内部生境,Shannon鄄Weiner 多样性指数
和丰富度指数分别增加 21%和 60% ,而乔木层没有
显著区别.其中,灌木层对道路的反应较稳定. 草本
植物柳兰是该林区路域植被的特征物种.
呼中林业局和黑龙江大兴安岭地区道路占地面
积均约为 0郾 1% ,对植被的影响面积分别为总面积
的 1郾 70%和 1郾 53% .
71115 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 李月辉等: 大兴安岭林区道路对植物多样性的影响域摇 摇 摇 摇 摇
致谢摇 野外考察中得到徐崇刚、孔繁花、王绪高、刘淼、问青
春、韩文权和段春霞的支持,表示感谢 郾
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作者简介摇 李月辉,女,1973 年生,博士,副研究员.主要从事
景观生态学研究,发表论文 30余篇. E鄄mail: liyh@ iae. ac. cn
责任编辑摇 李凤琴
91115 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 李月辉等: 大兴安岭林区道路对植物多样性的影响域摇 摇 摇 摇 摇