全 文 ：　 Ｇｕｉｈａｉａ　 Ｊｕｌ. ２０１６ꎬ ３６(７):７９５－８０５
ｈｔｔｐ: / / ｊｏｕｒｎａｌ.ｇｘｚｗ.ｇｘｉｂ.ｃｎ
ｈｔｔｐ: / / ｗｗｗ.ｇｕｉｈａｉａ－ｊｏｕｒｎａｌ.ｃｏｍ
ＤＯＩ: １０.１１９３１ / ｇｕｉｈａｉａ.ｇｘｚｗ２０１５０７０１７
黄玉源ꎬ 余欣繁ꎬ 招康赛ꎬ 等. 深圳小南山与应人石山地植物多样性比较研究 [Ｊ]. 广西植物ꎬ ２０１６ꎬ ３６(７):７９５－８０５
ＨＵＡＮＧ ＹＹꎬ ＹＵ ＸＦꎬ ＺＨＡＯ ＫＳꎬ ｅｔ ａｌ. Ｃｏｍｐａｒａｔｉｖｅ ｓｔｕｄｙ ｏｎ ｐｌａｎｔ ｄｉｖｅｒｓｉｔｙ ｏｆ Ｘｉａｏｎａｎｓｈａｎ ａｎｄ Ｙｉｎｇｒｅｎｓｈｉ Ｍｏｕｎｔａｉｎ ａｒｅａ ｉｎ Ｓｈｅｎｚｈｅｎꎬ Ｃｈｉｎａ [Ｊ]. Ｇｕｉｈａ￣
ｉａꎬ ２０１６ꎬ ３６(７):７９５－８０５
深圳小南山与应人石山地植物多样性比较研究
黄玉源１ꎬ 余欣繁２ꎬ 招康赛２ꎬ 杨立君２∗ꎬ 梁　 鸿２ꎬ 卢云鹤３ꎬ
王贺银１ꎬ 刘　 浩１ꎬ 明　 珠２ꎬ 刘　 念１ꎬ 周志彬２
( １. 仲恺农业工程学院 生命科学学院ꎬ 广州 ５１０２２５ꎻ ２. 深圳市环境监测中心站ꎬ
深圳 ５１８０４９ꎻ ３. 深圳市南山区环境监测站ꎬ 深圳 ５１８０５２ )
摘　 要: 该文对深圳市小南山处在封育状态下的 ３ 个植物群落和应人石山地荒弃果林处于半自然恢复状态
群落以及果林周边半自然状态发育的群落进行了调查ꎬ比较分析两区域植物群落的组成及多样性特征ꎮ 结果
表明:在群落科、属、种的数量组成上ꎬ两者的差异虽不很明显ꎬ但小南山的科和种类的数量稍多于后者ꎻ在群
落各层次的种类组成上ꎬ则小南山乔木层种类较明显地多于应人石的群落ꎬ前者的灌木层及草本层的发育也
较好ꎬ种类也较多ꎻ虽然应人石的灌木层及草本层的种类数也较多ꎬ而且灌木层种类数高于前者ꎬ但乔木层种
类则明显少ꎬ草本层种类的数量也略低于小南山的 ２ 个群落ꎮ 在物种的生物多样性 Ｓｉｍｐｓｏｎ 指数、Ｓｈａｎｎｏｎ￣
Ｗｉｅｎｅｒ指数和丰富度指数方面ꎬ小南山的 ３个群落各层次的大多指标及所有的整体指标值均高于后者ꎮ 这说
明小南山在较长期受到人为保护的状态下ꎬ植被的结构发育较好ꎬ各层次的种类数均较为丰富ꎮ 而后者虽然
是处于半自然状态发育的群落ꎬ但由于受到人为干扰和影响的印迹依然还没有消除ꎬ仍处在恢复初期或中间
状态ꎮ 这为目前争论较多的究竟是自然林生物多样性高ꎬ还是人工林高? 或者是人为较多干扰的次生林高的
理论问题提供了一个较好的证据和理论参考ꎮ 在各群落的相似性系数方面ꎬ各层次的系数值均处在相对较低
状态ꎬ表明同区域不同地点及不同区域相互间各群落在种类组成上差异较大ꎬ说明深圳这两个区域在大区域
范围的植物多样性水平是较高的ꎮ
关键词: 深圳ꎬ 小南山ꎬ 应人石ꎬ 植物多样性ꎬ 自然恢复ꎬ 生态系统
中图分类号: Ｑ９４８　 　 文献标识码: Ａ　 　 文章编号: １０００￣３１４２(２０１６)０７￣０７９５￣１１
Ｃｏｍｐａｒａｔｉｖｅ ｓｔｕｄｙ ｏｎ ｐｌａｎｔ ｄｉｖｅｒｓｉｔｙ ｏｆ Ｘｉａｏｎａｎｓｈａｎ ａｎｄ
Ｙｉｎｇｒｅｎｓｈｉ Ｍｏｕｎｔａｉｎ ａｒｅａ ｉｎ Ｓｈｅｎｚｈｅｎꎬ Ｃｈｉｎａ
ＨＵＡＮＧ Ｙｕ￣Ｙｕａｎ１ꎬ ＹＵ Ｘｉｎ￣Ｆａｎ２ꎬ ＺＨＡＯ Ｋａｎｇ￣Ｓａｉ２ꎬ ＹＡＮＧ Ｌｉ￣Ｊｕｎ２∗ꎬ ＬＩＡＮＧ Ｈｏｎｇ２ꎬ
ＬＵ Ｙｕｎ￣Ｈｅ３ꎬ ＷＡＮＧ Ｈｅ￣Ｙｉｎ１ꎬ ＬＩＵ Ｈａｏ１ꎬ ＭＩＮＧ Ｚｈｕ２ꎬ ＬＩＵ Ｎｉａｎ１ꎬ ＺＨＯＵ Ｚｈｉ￣Ｂｉｎ２
( １. Ｃｏｌｌｅｇｅ ｏｆ Ｌｉｆｅ Ｓｃｉｅｎｃｅｓꎬ Ｚｈｏｎｇｋａｉ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ ｏｆ Ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒｅ ａｎｄ Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙꎬ Ｇｕａｎｇｚｈｏｕꎬ ５１０２２５ꎬ Ｃｈｉｎａꎻ ２. Ｓｈｅｎｚｈｅｎ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ
Ｍｏｎｉｔｏｒｉｎｇ Ｃｅｎｔｅｒꎬ Ｓｈｅｎｚｈｅｎ ５１８０４９ꎬ Ｃｈｉｎａꎻ ３. Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｍｏｎｉｔｏｒｉｎｇ Ｓｔａｔｉｏｎ ｏｆ Ｎａｎｓｈａｎ Ｄｉｓｔｒｉｃｔꎬ Ｓｈｅｎｚｈｅｎ ５１８０５２ꎬ Ｃｈｉｎａ )
Ａｂｓｔｒａｃｔ: Ｔｈｒｅｅ ｐｌａｎｔ ｃｏｍｍｕｎｉｔｉｅｓ ｏｆ Ｘｉａｏｎａｎｓｈａｎ Ｍｏｕｎｔａｉｎ ａｒｅａ ｔｈａｔ ａｒｅ ｓｉｔｕａｔｅｄ ｃｌｏｓｅ ｔｏ ｈｉｌｌｓｉｄｅｓ ａｎｄ ｔｗｏ ｃｏｍｍｕｎｉ￣
收稿日期: ２０１５￣０７￣２０　 　 修回日期: ２０１５￣１２￣０７
基金项目: 深圳市人居环境委员会科技项目(ＳＺＧＸ２０１２１１８Ｆ￣ＳＣＺＪ)ꎻ 深圳市环境监测中心站委托项目(Ｄ１１４１３３５) [Ｓｕｐｐｏｒｔｅｄ ｂｙ Ｓｃｉｅｎｃｅ ａｎｄ
Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ Ｐｒｏｊｅｃｔ ｏｆ Ｓｈｅｎｚｈｅｎ Ｈｕｍａｎ Ｈａｂｉｔａｔ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ Ｃｏｍｍｉｔｔｅｅ (ＳＺＧＸ２０１２１１８Ｆ￣ＳＣＺＪ)ꎻ Ｅｎｔｒｕｓｔｅｄ Ｐｒｏｊｅｃｔ ｏｆ Ｓｈｅｎｚｈｅｎ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｍｏｎｉｔｏｒｉｎｇ
Ｃｅｎｔｅｒ(Ｄ１１４１３３５)]ꎮ
作者简介: 黄玉源ꎬ(１９５９￣)ꎬ男ꎬ广西钦州人ꎬ博士ꎬ教授ꎬ主要从事植物生态、城市生态及植物系统与进化研究ꎬ(Ｅ￣ｍａｉｌ) ｈｕａｎｇｙｙ２３３＠ １２６.ｃｏｍꎮ
∗通讯作者: 杨立君ꎬ教授级高级工程师ꎬ主要从事城市生态与环境生态学研究ꎬ(Ｅ￣ｍａｉｌ)２００８ｙａｎｇｌｉｊｕｎ＠ １６３.ｃｏｍꎮ
ｔｉｅｓ ｏｆ Ｙｉｎｇｒｅｎｓｈｉ Ｍｏｕｎｔａｉｎ ａｒｅａꎬ ｏｎｅ ｃｏｍｍｕｎｉｔｙ ｂｅｉｎｇ ｓｃｒａｐｅｄ ｆｒｕｉｔ￣ｂｅａｒｉｎｇ ｆｏｒｅｓｔ ａｎｄ ｏｆ ｈａｌｆ ｎａｔｕｒａｌ ｒｅｃｏｖｅｒｙ ｓｔａｔｕｓꎬ
ａｎｏｔｈｅｒ ｉｓ ｌｏｃａｔｅｄ ｉｎ ａ ｐｌａｃｅ ｗｉｔｈ ｓｅｖｅｒａｌ ｆｒｕｉｔ￣ｂｅａｒｉｎｇ ｆｏｒｅｓｔｓ ａｒｏｕｎｄ ｉｔꎬ ｗｈｉｃｈ ｉｓ ｐａｒｔｉａｌｌｙ ｄｅｖｅｌｏｐｅｄ. Ｔｈｅ ｓｔｕｄｙ ｃｏｍ￣
ｐａｒｅｄ ｐｌａｎｔ ｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎ ａｎｄ ｄｉｖｅｒｓｉｔｙ ｉｎ ｔｈｅ ｔｗｏ ｒｅｇｉｏｎｓ. Ｔｈｅ ｒｅｓｕｌｔｓ ｓｈｏｗｅｄ ｔｈａｔ ｉｎ ａｓｐｅｃｔ ｏｆ ｆａｍｉｌｙꎬ ｇｅｎｕｓ ａｎｄ ｓｐｅｃｉｅｓ
ｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎ ｏｆ ｃｏｍｍｕｎｉｔｉｅｓꎬ ｔｈｅｒｅ ｗａｓ ｎｏ ｏｂｖｉｏｕｓ ｄｉｆｆｅｒｅｎｃｅ ｂｅｔｗｅｅｎ ｔｈｅ ｔｗｏ ｒｅｇｉｏｎｓｓꎬ ｈｏｗｅｖｅｒꎬ ｆａｍｉｌｙ ａｎｄ ｓｐｅｃｉｅｓ
ｎｕｍｂｅｒ ｗａｓ ｍｏｒｅ ｉｎ Ｘｉａｏｎａｎｓｈａｎ ｔｈａｎ ｉｎ Ｙｉｎｇｒｅｎｓｈｉ ａｒｅａ. Ｉｎ ｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎ ｏｆ ｅｖｅｒｙ ｌａｙｅｒ ｓｐｅｃｉｅｓꎬ Ｘｉａｏｎａｎｓｈａｎ ｔｒｅｅ ｌａｙｅｒ
ｓｐｅｃｉｅｓ ｗｅｒｅ ｏｂｖｉｏｕｓｌｙ ｍｏｒｅ ｔｈａｎ ｔｈａｔ ｏｆ Ｙｉｎｇｒｅｎｓｈｉꎬ ｓｈｒｕｂ ａｎｄ ｈｅｒｂ ｌａｙｅｒｓ ｉｎ ｔｈｅ ｆｏｒｍｅｒ ａｌｓｏ ｄｅｖｅｌｏｐｅｄ ｗｅｌｌꎬ ｓｐｅｃｉｅｓ
ｎｕｍｂｅｒ ｗｅｒｅ ｍｏｒｅꎻ ａｌｔｈｏｕｇｈ ｉｎ Ｙｉｎｇｒｅｎｓｈｉꎬ ｔｈｅｒｅ ｗｅｒｅ ｍｏｒｅ ｓｐｅｃｉｅｓ ｉｎ ｓｈｒｕｂ ａｎｄ ｈｅｒｂ ｌａｙｅｒｓꎬ ａｎｄ ｈｅｒｂ ｎｕｍｂｅｒ ｗｅｒｅ ａｌ￣
ｓｏ ｌｅｓｓ ｔｈａｎ Ｘｉａｏｎａｎｓｈａｎ. Ｗｉｔｈ ｒｅｓｐｅｃｔ ｔｏ Ｓｉｍｐｓｏｎ ａｎｄ Ｓｈａｎｎｏｎ￣Ｗｉｅｎｅｒ ｄｉｖｅｒｓｉｔｙ ｉｎｄｉｃｅｓꎬ ｅｘｃｅｐｔ ｆｏｒ ｔｒｅｅ ｌａｙｅｒ ｉｎｄｅｘ ｏｆ
ｏｎｅ ｃｏｍｍｕｎｉｔｙ ｉｎ Ｘｉａｏｎａｎｓｈａｎ ｗａｓ ｓｌｉｇｈｔｌｙ ｌｏｗｅｒ ｔｈａｎ Ｙｉｎｇｒｅｎｓｈｉꎬ ａｌｌ ｏｔｈｅｒ ｌａｙｅｒ ｉｎｄｉｃｅｓ ａｎｄ ａｌｌ ｉｎｔｅｇｒａｌ ｉｎｄｉｃｅｓ ｉｎ ｔｈｅ
ｔｈｒｅｅ ｃｏｍｍｕｎｉｔｉｅｓ ｗｅｒｅ ｈｉｇｈｅｒ ｔｈａｎ Ｙｉｎｇｒｅｎｓｈｉ. Ｉｔ ｉｓ ｅｖｉｄｅｎｔ ｔｈａｔ ｉｎ ｌｏｎｇ￣ｔｅｒｍ ｐｒｏｔｅｃｔｅｄ ｓｔａｔｕｓꎬ ｉｎ Ｘｉａｏｎａｎｓｈａｎꎬ ｖｅｇｅｔａ￣
ｔｉｏｎ ｓｔｒｕｃｔｕｒｅ ｗａｓ ｂｅｔｔｅｒ ａｎｄ ｔｈｅ ｓｐｅｃｉｅｓ ｎｕｍｂｅｒ ｏｆ ｅｖｅｒｙ ｌａｙｅｒ ｗｅｒｅ ｍｏｒｅ ｔｈａｎ ｔｈａｔ ｏｆ Ｙｉｎｇｒｅｎｓｈｉ ｗｈｉｃｈ ｗａｓ ａｒｔｉｆｉｃｉａｌｌｙ
ｄｉｓｔｕｒｂｅｄ. Ｔｈｅｒｅｆｏｒｅꎬ ｅｖｅｎ ｉｆ ｉｎ Ｙｉｎｇｒｅｎｓｈｉ ｔｗｏ ｃｏｍｍｕｎｉｔｉｅｓ ｈａｖｅ ｓｅｍｉ￣ｎａｔｕｒａｌ ｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔ ｓｔａｔｕｓꎬ ａｎｄ ｔｈｅ ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ
ｍａｎ￣ｍａｄｅ ｄｉｓｔｕｒｂａｎｃｅ ｗａｓ ｒｅｍｏｖｅｄꎬ ｔｈｅｙ ｗｅｒｅ ｓｔｉｌｌ ａｔ ｔｈｅ ｒｅｃｏｖｅｒｙ ｐｒｅｌｉｍｉｎａｒｙ ｓｔａｇｅ. Ｉｔ ｗａｓ ａｌｓｏ ｃｌｅａｒ ｔｈａｔ ｔｈｅ ｂｉｏｄｉｖｅｒ￣
ｓｉｔｙ ｏｆ Ｘｉａｏｎａｎｓｈａｎ ｃｏｍｍｕｎｉｔｉｅｓ ｕｎｄｅｒ ｌｏｎｇ￣ｔｅｒｍ ｐｒｏｔｅｃｔｅｄ ｖｅｇｅｔａｔｉｏｎ ｇａｉｎｅｄ ｃｏｍｐｒｅｈｅｎｓｉｖｅ ｅｎｈａｎｃｉｎｇ. Ｉｎ ｒｅｓｐｅｃｔ ｏｆ
ｓｉｍｉｌａｒｉｔｙ ｃｏｅｆｆｉｃｉｅｎｔ ｏｆ ｃｏｍｍｕｎｉｔｉｅｓꎬ ａｌｌ ｌａｙｅｒ ｃｏｅｆｆｉｃｉｅｎｔ ｖａｌｕｅｓ ｗｅｒｅ ｌｏｗｅｒ. Ｔｈｅ ｓｐｅｃｉｅｓ ｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎｓ ｉｎ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｓｐｏｔｓ
ｏｆ ｔｈｅ ｓａｍｅ ｒｅｇｉｏｎ ａｎｄ ｉｎ ｔｈｅ ｄｅｓｉｇｎａｔｅｄ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｒｅｇｉｏｎｓ ｗｅｒｅ ｉｎｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔｌｙ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ.
Ｋｅｙ ｗｏｒｄｓ: Ｓｈｅｎｚｈｅｎꎬ Ｘｉａｏｎａｎｓｈａｎꎬ Ｙｉｎｇｒｅｎｓｈｉꎬ ｐｌａｎｔ ｄｉｖｅｒｓｉｔｙꎬ ｎａｔｕｒａｌ ｒｅｃｏｖｅｒｙꎬ ｅｃｏｓｙｓｔｅｍ
　 　 深圳市作为我国在经济发展、社会进步与文明
方面带有示范作用的城市ꎬ其在经济社会高速发展
的同时ꎬ环境保护工作不断加强ꎬ生态环境质量基本
保持良好ꎮ 但是由于高强度的开发建设ꎬ使得深圳
的经济发展与生态环境之间的矛盾日益突出ꎬ即人
口压力大、水资源匮乏、土地资源匮乏、环境容量有
限ꎬ加之巨大的能源消耗ꎬ使深圳市的生态系统、资
源环境承受着空前的压力ꎮ 那么ꎬ经过几十年快速
的经济和社会发展ꎬ深圳市的生态环境状况发生了
什么变化? 是否能大致保持着原有的状态ꎬ还是有
所变差和退化? 或者有了进一步的改善? 这关系到
一个大都市的经济、社会和生态能否协调、可持续发
展的重大问题ꎬ备受社会关注ꎮ
目前ꎬ深圳市全市绿化覆盖面积为 ９８ ８０５. ２６
ｈｍ２ꎬ建成区绿化覆盖率为４５.０８％ꎬ建成区绿地率为
３９.１９％ꎬ人均公园绿地面积为 １６.８４ ｍ２ꎬ森林面积
８２ ８６８ ｈｍ２ꎬ森林覆盖率达到 ４１.５％(深圳市人居环
境委员会ꎬ２０１５)ꎮ 可以说ꎬ与其它地区相比ꎬ绿化
率已经很高ꎬ超过国家人均绿地面积 １０ ｍ２的指标ꎬ
但与国外的一些城市相比ꎬ还是相对低一些(黄玉
源等ꎬ２００３)ꎮ 另外ꎬ其植物多样性状况如何? 也是
一个需要研究的重要课题ꎮ 因为ꎬ城市含其管辖郊
区的山地植被覆盖率、植物群落结构和多样性是 ３
个主要的生态学内容及指标ꎬ如果绿化率较高ꎬ但植
物结构组成和分布格局差、多样性较低ꎬ则其城市植
被生态系统的结构也同样较差ꎬ只有当三者均较好ꎬ
城市植被生态系统的结构和服务功能及效益等才能
达到最好的状态ꎮ 而目前我国许多城市往往过多地
注重城市的绿化率ꎬ忽略了后两者的重大作用ꎬ这是
必须要逐渐纠正的ꎮ 关于深圳管辖区域的山地植被
生物多样性方面过去也开展过一些研究ꎬ如陈勇等
(２０１３)、刘敏等(２００７)、汪殿蓓等(２００３)、尹新新等
(２０１３)、张永夏等(２００７)ꎮ 由于深圳所辖区域很
广ꎬ因而过去研究所能涉及的区域范围还是很小ꎬ需
要开展更多深入的研究ꎮ
由于在植物群落的生物多样性方面ꎬ长期以来
学术界存在着较多争论ꎮ 因此ꎬ本研究针对现阶段
广泛争议的究竟是自然林的植物多样性高ꎬ还是人
工干扰的群落多样性高的理论问题 (毛志宏等ꎬ
２００６ꎻ王芸等ꎬ２０１３)ꎮ 选取深圳小南山 １７ ａ 以上自
然恢复森林和羊台山应人石山地曾被皆伐种植荔
枝ꎬ被废弃后处在半自然恢复约 ７ ａ 的群落ꎬ以及在
大片荔枝林之间的少数处在轻度人为干扰状态的林
地进行比较研究ꎬ探究两地在受到不同程度人为干
扰或破坏的前提下ꎬ植物多样性状况的差异ꎬ进而为
该市及其他城市在植物多样性保护和生态系统维护
及修复方面提供理论依据和参考ꎮ
１　 研究地与研究方法
１.１ 研究地点和时间
深圳南山区位于广东省深圳经济特区西部ꎬ 行
６９７ 广　 西　 植　 物　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 ３６卷
图 １　 ５植物群落地理分布图　 (１) ~ (５). ５个群落的分布地点ꎮ
Ｆｉｇ. １　 Ｇｅｏｇｒａｐｈｉｃａｌ ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎ ｓｉｔｕａｔｉｏｎ ｏｆ ５ ｃｏｍｍｕｎｉｔｉｅｓ　 (１)－(５). Ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｅｄ ｓｉｔｅｓ ｏｆ ５ ｃｏｍｍｕｎｉｔｉｅｓ.
政区域东起车公庙与福田区相邻ꎬ西至南头安乐村、
赤尾村与宝安区毗连ꎬ北背羊台山与宝安区接壤ꎬ南
临蛇口港、大铲岛和内伶仃岛与香港元朗相望ꎬ南山
区土地总面积 １５ ０００ ｈｍ２ꎬ林业用地 ５ ８９４ ｈｍ２ꎮ 本
研究地点在深圳市南山区的小南山ꎻ研究时间为
２０１３年 ６月至 ２０１４年 ５月ꎬ选取有代表性的 ３个植
物群落作为研究对象ꎮ
各植物群落的地点:(１) 布渣叶—瓜馥木—沿
阶草群落: ２２°２９′２９.８９″ Ｎꎬ １１３°５２′５２.８４″ Ｅꎬ海拔
为 ８２ ｍꎬ东北坡ꎻ (２) 鸭脚木—五指毛桃—乌毛蕨
群落: ２２°２９′２５.６１″ Ｎꎬ １１３°５２′５４.６８″ Ｅꎬ海拔为 １０５
ｍꎬ 东北坡ꎻ ( ３ ) 降真香—假萍婆—芒萁群落:
２２°２９′１８.４６″ Ｎꎬ １１３°５３′０４.０９″ Ｅꎬ海拔为 １５９ ｍꎬ东
北坡ꎮ 以上 ３ 群落均为自然状态下发育约 １７ ａ 的
森林植被ꎮ
羊台山位于深圳市宝安区ꎬ主峰位于石岩境内ꎬ
海拔 ５８７.３ ｍꎬ雨量充沛、气候温和湿润ꎬ是深圳河流
的重要发源地ꎬ山下分布着石岩、铁岗、西丽、高峰和
赖屋山等 １０ 多个水库ꎮ ２０１３ 年 ６ 月至 ２０１４ 年 ３
月ꎬ在羊台山应人石水库旁的山地对 ２ 个有代表性
的群落做群落结构调查ꎮ
两植物群落的地理位置:(１) 荔枝—梅叶冬
青—乌毛蕨群落: ２２°３９′１９. ７３″ Ｎꎬ １１３°５５′４９. ６１″
Ｅꎬ 海拔为 １０８ ｍꎬ西北坡ꎬ此群落为曾大片皆伐后
种植荔枝ꎬ后荔枝树被废弃ꎬ林地处在半自然恢复状
态约 ７ ａꎻ ( ２) 山乌桕—桃金娘—五节芒群落:
２２°３９′２０.８４″ Ｎꎬ １１３°５５′４７.９１″ Ｅꎬ海拔为 ９４ ｍꎬ东
北坡ꎬ此群落为处在几个大片荔枝林之间的受到部
分人为干扰的次生林ꎮ ５群落分布地理图见图 １ꎮ
１.２ 研究方法
在植物群落调查方面ꎬ根据多国经验总结不同
地区、植被类型和气候环境的取样面积理论(宋永
昌ꎬ２００１ꎻ张金屯ꎬ２０１１)进行样地取样ꎬ小南山 ３ 个
群落ꎬ每群落以含盖其优势种为主要种群范围内所
有种类为原则ꎬ设 ３ 个以上乔木层样方ꎬ面积共
１ ８００ ｍ２ꎻ应人石 ２ 个群落ꎬ设置样方面积共１ ３００
ｍ２ꎻ乔木测定的指标:在每个群落的样方内ꎬ调查统
计植物的种类、株数、胸径、频度、密度、高度、盖度ꎻ
灌木测定的指标:在每个上述乔木的大样方内ꎬ设置
４~６个 ４ ｍ × ４ ｍ 小样方ꎬ测定灌木的种类、数量、
７９７７期　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 黄玉源等: 深圳小南山与应人石山地植物多样性比较研究
频度、密度、盖度和高度ꎻ测定草本植物指标:在每个
灌木的样方内设置 ２~３ 个 １ ｍ × １ ｍ 的小样方ꎬ调
查统计草本植物的种类、株数、密度、盖度和高度ꎮ
通过这些数据统计科、属和种的数量ꎬ物种多样性指
数、丰富度指数等指标ꎮ
其中胸径为测定距地面 １.３ ｍ 处的树干直径ꎬ
但胸径小于 ５ ｃｍ 以下的则不测量ꎬ以灌木类型计
算ꎻ当断面畸形时ꎬ测取最大值和最小值的平均值ꎮ
乔木幼苗归入灌木层植物统计ꎮ 参照欧阳志云
(２００２)的方法及植物在深圳的生态习性ꎬ把成年木
本植株高度大于 ４ ｍ 的植物划分为乔木层ꎬ低于 ４
ｍ的划分为灌木层ꎮ
１.３ 计算方法
１.３.１ 多样性指数
(１) Ｓｉｍｐｓｏｎ多样性指数:Ｄ＝ １－∑
ｓ
ｉ＝１
Ｎｉ(Ｎｉ－１)
Ｎ(Ｎ－１)
式中ꎬＳ为植物的种类数ꎻＮ 为全部种类的个体
数ꎻＮｉ为样地内第 ｉ种类个体数ꎮ
(２) Ｓｈａｎｎｏｎ￣Ｗｉｅｎｅｒ指数:Ｈ＝ －∑
ｓ
ｉ＝１
ＰｉｌｎＰｉ
式中ꎬＰｉ为种类 ｉ 的个体数 Ｎｉ与全部种类个体
数 Ｎ的比值ꎮ
１.３.２ 物种丰富度指数
(１) Ｏｄｕｍ指数: Ｒ１ ＝
Ｓ
ｌｎＮ
式中ꎬＳ为物种数ꎬＮ为全部种的个体数ꎮ
(２) Ｍｅｎｈｉｎｎｉｃｋ 指数: Ｒ２ ＝
ｌｎＳ
ｌｎＮ
(３) Ｍａｒｇａｌｅｆ 指数: Ｒ３ ＝
Ｓ－１
ｌｎＮ
式中ꎬ Ｓ为物种数ꎬ Ｎ为全部种的个体数ꎮ
１.３.３ 群落相似性系数
种类的相似性系数 ( β￣多样性指数): Ｃ ＝
２Ｎ / (ａ ＋ ｂ)
式中ꎬａ: Ａ群落中的种类数ꎻｂ: Ｂ 群落中的种
类数ꎻＮ: Ａ、Ｂ群落共有的种类数ꎮ
２　 结果与分析
２.１ 植物群落的结构组成特点
２.１.１ 科、属、种类组成特点　 将小南山的 ３ 个群落
布渣叶 (Ｍｉｃｒｏｃｏｓ ｐａｎｉｃｕｌａｔａ)—瓜馥木 ( Ｆｉｓｓｉｓｔｉｇｍａ
ｏｌｄｈａｍｉｉ)—沿阶草 (Ｏｐｈｉｏｐｏｇｏｎ ｂｏｄｉｎｉｅｒｉ)、鸭脚木
(Ｓｃｈｅｆｆｌｅｒａ ｍｉｎｕｔｉｓｔｅｌｌａｔａ)—五指毛桃(Ｆｉｃｕｓ ｈｉｒｔａ)—
乌毛蕨 ( Ｂｌｅｃｈｎｕｍ ｏｒｉｅｎｔａｌｅ) 和降真香 ( Ｄａｌｂｅｒｇｉａ
ｏｄｏｒｉｆｅｒａ)—假萍婆( Ｓｔｅｒｃｕｌｉａ ｌａｎｃｅｏｌａｔ)—芒萁(Ｄｉ￣
ｃｒａｎｏｐｔｅｒｉｓ ｐｅｄａｔａ)编号为群落 １、２、３ꎻ将应人石水库
山地的荔枝(Ｌｉｔｃｈｉ ｃｈｉｎｅｎｓｉｓ)—梅叶冬青( Ｉｌｅｘ ａｓｐｒｅｌ￣
ｌａ)—乌毛蕨 ( Ｂｌｅｃｈｎｕｍ ｏｒｉｅｎｔａｌｅ) 群落和山乌桕
( Ｔｒｉａｄｉｃａ ｃｏｃｈｉｎｃｈｉｎｅｎｓｉｓ )—桃 金 娘 ( Ｒｈｏｄｏｍｙｒｔｕｓ
ｔｒｏｍｎｔｏｓａ)—五节芒(Ｍｉｓｃａｎｔｈｕｓ ｆｌｏｒｉｄｕｌｕｓ)编号为群
落 ４、５ꎮ 研究地为小南山森林公园内ꎬ植被约 １７ ａ
很少受到人为干扰和破坏ꎬ基本处在自然封育的状
态ꎻ应人石研究地植被的群落 ４ 为人工皆伐后种植
荔枝的林地ꎬ但为已被废弃的荔枝林ꎬ约 ７ ａꎬ多为近
自然的植被恢复状态ꎻ群落 ５为未种植过荔枝树ꎬ与
荔枝林相距较近的一个山坡ꎬ植被较为茂密ꎮ 但常
受到人为干扰的影响ꎮ
(１) 布渣叶—瓜馥木—沿阶草群落:共有 ２４
科ꎬ３３属、３６ 种ꎬ其中大戟科包括 ４ 个物种ꎬ芸香科
和蝶形花科都含盖 ３ 个物种ꎬ桃金娘科、樟科、番荔
枝科、百合科和莎草科各 ２ 个种ꎬ其它科为 １ 科 １
种ꎬ属方面除了崖豆藤属包括 ２ 个种外ꎬ其它均为 １
属 １种ꎮ
(２) 鸭脚木—五指毛桃—乌毛蕨群落:共有 ２３
科ꎬ３０属、３６ 种ꎬ其中樟科含 ５ 个种ꎬ大戟科含 ４ 个
种ꎬ芸香科包括 ３ 个种ꎬ梧桐科、紫金牛科、番荔枝
科、椴树科、凤尾蕨科、百合科均包含 ２个种ꎬ而其它
科为 １ 科 １ 种ꎻ属方面吴茱萸属含 ３ 种ꎬ苹婆属、木
姜子属、紫金牛属、破布叶属、凤尾蕨属各含 ２种ꎬ其
它属均为 １属 １种ꎮ
(３) 降真香—假萍婆—芒萁群落:共有 ２１ 科ꎬ
２７属和 ３０种ꎬ其中芸香科 ５ 个种ꎬ大戟科 ３ 种ꎬ山
茶科、番荔枝科、樟科、鼠李科、百合科均各含 ２ 个
种ꎬ其它科为 １ 科 １ 种ꎻ属方面花椒属包含 ３ 个物
种ꎬ木姜子属、勾儿茶属、吴茱萸属各含 ２个种ꎬ其它
属为 １属 １种ꎮ
(４) 荔枝—梅叶冬青—乌毛蕨群落:共有 ２２
科ꎬ３１属、３２种ꎬ其中大戟科含有较多种ꎬ为 ５ 种ꎬ而
桑科、芸香科、桃金娘科、茜草科、莎草科和禾本科均
各含 ２种ꎬ而其它科为 １科 １种ꎻ属方面仅榕属存在
１属 ２种ꎬ其它属则是 １属 １种ꎮ
(５) 山乌桕—桃金娘—五节芒群落:共有 ２５
科ꎬ３３属、３５种ꎬ其中茜草科含最多物种ꎬ为 ５ 个种ꎬ
大戟科次之ꎬ含 ４ 个种ꎬ樟科、芸香科和桑科分别都
含 ２个种ꎬ而其它科是 １ 科 １ 种ꎻ属方面ꎬ九节属和
榕属都存在 １属多种ꎬ其它属则为 １属 １种ꎮ
８９７ 广　 西　 植　 物　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 ３６卷
在小南山的 ３ 个群落里ꎬ主要的乔木层优势种
和次优势种有:群落 １ 为布渣叶、假萍婆( Ｓｔｅｒｃｕｌｉａ
ｌａｎｃｅｏｌａｔａ)、糖胶树(Ａｌｓｔｏｎｉａ ｓｃｈｏｌａｒｉｓ)ꎻ群落 ２ 为为
鸭脚木ꎻ山乌桕(Ｔｒｉａｄｉｃａ ｃｏｃｈｉｎｃｈｉｎｅｎｓｉｓ)、阴香(Ｃｉｎ￣
ｎａｍｏｍｕｍ ｂｕｒｍａｎｎｉｉ)假苹婆ꎻ群落 ３ 为降真香(Ｄａｌ￣
ｂｅｒｇｉａ ｏｄｏｒｉｆｅｒａ )、银柴 ( Ａｐｏｒｏｓａ ｄｉｏｉｃａ )、豺皮樟
(Ｌｉｔｓｅａ ｒｏｔｕｎｄｉｆｏｌｉａ ｖａｒ. ｏｂｌｏｎｇｉｆｏｌｉａ)、簕欓花椒(Ｚａｎ￣
ｔｈｏｘｙｌｕｍ ａｖｉｃｅｎｎａｅ)、细齿叶柃(Ｅｕｒｙａ ｎｉｔｉｄａ)ꎻ大多
为野生种类ꎮ 灌木层的优势种和次优势种:群落 １
为瓜馥木、九节(Ｐｓｙｃｈｏｔｒｉａ ａｓｉａｔｉｃａ)等ꎻ群落 ２ 为五
指毛桃(Ｆｉｃｕｓ ｈｉｒｔａ)、银柴(Ａｐｏｒｏｓａ ｄｉｏｉｃａ)、九节、朱
砂根 ( Ａｒｄｉｓｉａ ｃｒｅｎａｔａ Ｓｉｍｓ )、 瓜 馥 木、 三 桠 苦
(Ｍｅｌｉｃｏｐｅ ｐｔｅｌｅｉｆｏｌｉａ)、假萍婆等ꎻ群落 ３为假萍婆、鸭
脚木、豺皮樟和九节等ꎮ 大多数为野生种类ꎮ 群落
中草本层植物常见的主要有群落 １ 为沿阶草、两面
针(Ｚａｎｔｈｏｘｙｌｕｍ ｎｉｔｉｄｕｍ)、竹节草(Ｃｈｒｙｓｏｐｏｇｏｎ ａｃｉｃ￣
ｕｌａｔｕｓ)、山麦冬(Ｌｉｒｉｏｐｅ ｓｐｉｃａｔａ)ꎻ群落 ２ 为乌毛蕨、
山麦冬、沿阶草等ꎻ群落 ３ 为芒萁(Ｄｉｃｒａｎｏｐｔｅｒｉｓ ｄｉ￣
ｃｈｏｔｏｍａ)、山麦冬、五节芒(Ｍｉｓｃａｎｔｈｕｓ ｆｌｏｒｉｄｕｌｕｓ)、菝
葜(Ｓｍｉｌａｘ ｃｈｉｎａ)等ꎬ可能沿阶草为人工种植物种ꎬ
而其它则为天然野生物种ꎮ
在应人石的 ２个群落里ꎬ主要的乔木层种类有:
群落 ４ 为荔枝、山乌桕、土蜜树(Ｂｒｉｄｅｌｉａ ｔｏｍｅｎｔｏｓａ)
等ꎻ群落 ５ 为山乌桕、山杜英(Ｅｌａｅｏｃａｒｐｕｓ ｓｙｌｖｅｓｔｒｉｓ)
和樟树(Ｍａｃｈｉｌｕｓ ｉｃｈａｎｇｅｎｓｉｓ)等ꎻ主要的灌木层植物
种类有:群落 ４为梅叶冬青、簕欓花椒(Ｚａｎｔｈｏｘｙｌｕｍ
ａｖｉｃｅｎｎａｅ)、毛稔(Ｍｅｌａｓｔｏｍａ ｓａｎｇｕｉｎｅｕｍ)、九节(Ｐｓｙ￣
ｃｈｏｔｒｉａ ａｓｉａｔｉｃａ)、银柴、桃金娘(Ｒｈｏｄｏｍｙｒｔｕｓ ｔｏｍｅｎｔｏ￣
ｓａ)、盐肤木、山芝麻(Ｈｅｌｉｃｔｅｒｅｓ ａｎｇｕｓｔｉｆｏｌｉａ)等ꎻ群落
５为桃金娘、盐肤木(Ｒｈｕｓ Ｃｈｉｎｅｎｓｉｓ)、毛果算盘子
(Ｇｌｏｃｈｉｄｉｏｎ ｅｒｉｏｃａｒｐｕｍ)、白背叶(Ａｒａｌｉａ ｃｈｉｎｅｎｓｉｓ)、
梅叶冬青等ꎻ而且从调查情况看ꎬ统计为灌木层的种
类极大部分为生物学特性为属于灌木的植物ꎬ而非
是低于 ４ ｍ的乔木种类ꎻ草本层植物主要有群落 ４
为金草(Ｈｅｄｙｏｔｉｓ ａｃｕｔａｎｇｕｌａ)、凤尾蕨(Ｐｔｅｒｉｓ ｃｒｅｔｉｃａ
ｖａｒ. ｎｅｒｖｏｓａ)、十字苔草、芒萁、五节芒和蔓九节
(Ｐｓｙｃｈｏｔｒｉａ ｓｅｒｐｅｎｓ)ꎻ群落 ５ 为乌毛蕨山、芒萁、山菅
兰(Ｄｉａｎｅｌｌａ ｅｎｓｉｆｏｌｉａ)和五节芒等ꎮ 各群落科、属、种
的数量组成情况见图 ２ꎮ
从图 ２可见ꎬ小南山 ３个植物群落的群落 １和 ２
的科、属和种的数量均较高ꎻ群落 ３ 的科、属数量略
低ꎻ应人石山地群落 ４的科数量低于前者的群落 １、
２ꎬ属的数量高于群落 ２ꎬ低于群落 １ꎻ其种类数均低
图 ２　 各群落科、属、种的数量
Ｆｉｇ. ２　 Ｎｕｍｂｅｒ ｏｆ ｆａｍｉｌｙꎬ ｇｅｎｕｓ ａｎｄ ｓｐｅｃｉｅｓ ｏｆ ｅａｃｈ ｃｏｍｍｕｎｉｔｙ
图 ３　 各群落乔木、灌木和草本植物种类的数量
Ｆｉｇ. ３　 Ｓｐｅｃｉｅｓ ｎｕｍｂｅｒ ｏｆ ｔｒｅｅꎬ ｓｈｒｕｂ ａｎｄ
ｈｅｒｂ ｐｌａｎｔ ｉｎ ｅａｃｈ ｃｏｍｍｕｎｉｔｙ
于群落 １和 ２ꎻ群落 ５ 的科数量略低于群落 １、２ꎬ但
高于群落 ３和 ４ꎬ属和种的数量也较高ꎬ仅比小南山
的群落 １和 ２少 １个种ꎬ而属的数量高于小南山的 ２
个群落ꎬ与其群落 １的持平ꎮ
２.１.２ 各层次种类的组成特点　 各群落各层次的种
类组成情况见图 ３ꎮ 从图 ３ 可以看出ꎬ小南山的群
落 １和 ２的乔木种类数量均很高ꎬ尤其是群落 ２ 最
高ꎻ而灌木数量则相对较低ꎻ群落 ３的乔木种类数量
虽然略低ꎬ但高于应人石的群落 ４ꎬ而低于群落 ５ꎻ但
其灌木种类数量则高于群落 １ 和 ２ꎮ 而应人石的群
落 ４和 ５的灌木种类的数量均处在最高的水平ꎬ类
似于小南山的群落 ３ꎬ其乔木的种类较低ꎬ而且它们
的草本植物种类数也是处在较明显地高于群落 ３ꎬ
而接近或略高于群落 ２、低于群落 １的状态ꎮ
仅从上述的种类数量上看ꎬ为丰富度的其中一
９９７７期　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 黄玉源等: 深圳小南山与应人石山地植物多样性比较研究
个直观、简约的指标:Ｒ＝ Ｓ (张金屯ꎬ２０１１)ꎬ即丰富
度值为种类数的状况ꎻ此生物多样性特征两个地点
是有差异的ꎬ表现为小南山的 ３ 个群落里群落 １ 和
２明显各层次的种类数量之和均高于应人石的群落
４、５ꎻ而多样性的统计还不能仅看种类的数量情况ꎬ
还需看根据每个种类所含个体数的比例等情况进行
的数理统计特征来作出评价才更为全面与合理ꎮ
２.２ 各群落的 α￣多样性指数
从表 １可见ꎬ在两研究地的 ５群落中ꎬ乔木层种
类多样性 Ｄ值最高的为群落 ３ꎬ其物种多样性 Ｈ 值
也居第二ꎻ因此ꎬ虽然群落 ３看起来整个群落各层次
的种类数量较少ꎬ但是其乔木层的多样性指数是较
高的ꎮ 因此ꎬ也可以说此群落的发育是较为成熟的ꎮ
而群落 １乔木层次的多样性 Ｄ和 Ｈ值均最低ꎬ但是
其灌木和草本层的多样性指标值居中ꎻ从丰富度
Ｒ１、Ｒ２、Ｒ３的整体值和 Ｈ 的整体值看ꎬ群落 ２ 为最
高ꎬ群落 ３ 第二ꎬ群落 １ 第三ꎻ而应人石的群落 ４ 和
５ꎬ其整体的 Ｄ、Ｈ、各项 Ｒ 值均小于小南山的各群
落ꎬ而且差异较大ꎮ 说明应人石虽然在种类的数量
上比小南山群落 １和 ２的少一些ꎬ而高于其群落 ３ꎬ
但是ꎬ每个种类所含的个体数以及在结构及分布特
点上ꎬ造成其多样性明显比小南山各群落的低ꎬ也说
明其少数种类的个体数过多ꎬ优势种的生态优势度
过于明显所造成ꎻ以及其受到人为干扰影响较为明
显ꎬ即便群落 ５不是原来的荔枝林ꎬ而是处在半自然
恢复状态ꎬ然而周边较多的人为干扰和影响ꎬ也造成
其生物多样性较明显的低ꎮ 而且它们的主要种类多
为灌木的种类及草本种类多ꎬ也说明其为群落处在
恢复的初期或中间状态的演替过程中ꎬ乔木层植被
还远没有得到较好的发育ꎮ 如果此类群落再度继续
重复了以往的人为干扰ꎬ如继续不定期地进入林内
间伐木本和草本植物等ꎬ则此植被结构和组成将长
期地循环往复ꎬ处在波动的较差的状态ꎮ
２.３ 各群落种类的相似性系数
从表 ２~４可见ꎬ两个研究地的各群落其乔木层
的种类相似性系数是最低的ꎬ而且即便是同一个山
地的小南山的不同群落之间ꎬ以及应人石山地的 ２
群落之间ꎬ还是相隔几十千米的两个研究地各群落
之间的群落均为此特点ꎮ 两研究地的几个群落之
间ꎬ草本层只是群落 １与各群落之间的差异较大ꎬ相
同的种类极少或很少外ꎬ其它的群落之间植物的相
似性系数均较高ꎬ而灌木层植物次之ꎬ但是其指标值
也基本处在中等偏低的水平ꎮ
表 １　 各植物群落的生物多样性指标
Ｔａｂｌｅ １　 Ｂｉｏｄｉｖｅｒｓｉｔｙ ｉｎｄｉｃｅｓ ｏｆ ｃｏｍｍｕｎｉｔｉｅｓ
群落
Ｃｏｍｍｕｎｉｔｙ
植物层次
Ｌａｙｅｒ ｏｆ
ｐｌａｎｔ
Ｄ Ｈ Ｒ１ Ｒ２ Ｒ３
１ 乔木
Ｔｒｅｅ
０.６４７ ０ ０.３４８ ６ ０.７２１ ３ ０.４９８ ６ ２.２０７ ２
灌木
Ｓｈｒｕｂ
０.８８７ ４ ２.８７５ ３ ３.９６３ ９ ０.４２５ ３ ３.６９９ ６
草本
Ｈｅｒｂ
０.９２０ ２ １.９９９ ８ ３.６４０ ９ ０.７５３ ９ ３.０２１ ２
整体
Ｉｎｔｅｇｒａｌ ｖａｌｕｅ
０.８３６ ５ ５.２２３ ７ ８.３２６ １ １.６７７ ８ ８.９２８ ０
２ 乔木
Ｔｒｅｅ
０.８４８ ８ ４.０６８ ５ ３.２６６ ７ ０.５６６ １ ３.０６２ ６
灌木
Ｓｈｒｕｂ
０.８９８ ８ ３.５１５ ７ ３.５３０ ７ ０.６３７ ４ ３.２９５ ３
草本
Ｈｅｒｂ
０.９５７ ０ ２.０８４ ４ ３.２３４ ２ ０.７０５ ０ ２.９４０ １
整体
Ｉｎｔｅｇｒａｌ ｖａｌｕｅ
０.９５６ ２ ９.６６８ ６ １０.０３１ ６ １.９０８ ５ ９.２９８
３ 乔木
Ｔｒｅｅ
０.９０４ ６ ２.５６６ ２ １.９７６ ３ ０.４８２ ５ １.７５６ ７
灌木
Ｓｈｒｕｂ
０.８５０ ２ ３.４０２ ４ ３.８４７ ２ ０.６６６ ７ ３.６０６ ７
草本
Ｈｅｒｂ
０.８８８ ９ １.４８１ ６ ２.５５４ １ ０.６６３ ２ ２.２３２ ５
整体
Ｉｎｔｅｇｒａｌ ｖａｌｕｅ
０.９４３ ３ ７.４５０ ２ ８.３７７ ６ １.８１２ ４ ７.５９５ ９
４ 乔木
Ｔｒｅｅ
０.８１１ ７ １.７５６ ５ １.６９６ １ ０.４７１ ５ １.４５３ ８
灌木
Ｓｈｒｕｂ
０.９４４ ９ ２.７５１ ３ ４.３２８ １ ０.６９５ ０ ４.０８７ ６
草本
Ｈｅｒｂ
０.８４７ ８ １.９９８ １ ２.５１７ ５ ０.５４８ ８ ２.２８８ ６
整体
Ｉｎｔｅｇｒａｌ ｖａｌｕｅ
０.６０４ ５ ６.５０５ ９ ６.７６３ １ ０.６７３ ２ ６.５７５ ２
５ 乔木
Ｔｒｅｅ
０.８８３ ０ ２.２２４ ７ ２.５０３ ２ ０.５４５ ７ ２.２７５ ６
灌木
Ｓｈｒｕｂ
０.９４５ １ ２.７８５ ５ ４.１３１ ６ ０.６６３ ４ ３.９０２ ０
草本
Ｈｅｒｂ
０.８２９ ２ １.９５８ ２ ２.７３２ ７ ０.５９５ ７ ２.４８４ ３
整体
Ｉｎｔｅｇｒａｌ ｖａｌｕｅ
０.６５７ ３ ６.９６８ ５ ７.４４７ ９ ０.６８６ ９ ７.２６１ ７
　 　 各群落草本层的物种相似性系数值见表 ４ꎮ
３　 讨论
３.１ 群落的科、属、种及各层次种类的组成特点
从小南山和应人石 ２个研究地 ５个植物群落的
科、属、种数量指标情况看ꎬ可考虑将此 ３ 项指标作
为 ３项科、属和种的丰富度指标: Ｒｆ ＝ ＦꎬＲｇ ＝ ＧꎬＲｓ ＝
００８ 广　 西　 植　 物　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 ３６卷
表 ２　 群落乔木层种类的相似性系数
Ｔａｂｌｅ ２　 Ｓｐｅｃｉｅｓ ｓｉｍｉｌａｒｉｔｙ ｃｏｅｆｆｉｃｉｅｎｔ ｏｆ ｔｒｅｅ ｌａｙｅｒ ｏｆ ｃｏｍｍｕｎｉｔｉｅｓ
群落
Ｃｏｍｍｕｎｉｔｙ １ ２ ３ ４ ５
１ １.０００ ０
２ ０.３５７１ １.０００ ００
３ ０.１９０ ５ ０.４００ ０ １.０００ ０
４ ０.２１０ ５ ０.１８１ ８ ０.３７５ ０ １.０００ ０
５ ０.０８６ ９ ０.２３０ ８ ０.４００ ０ ０.５５５ ６ １.０００ ０
表 ３　 群落灌木层种类的相似性系数
Ｔａｂｌｅ ３　 Ｓｐｅｃｉｅｓ ｓｉｍｉｌａｒｉｔｙ ｃｏｅｆｆｉｃｉｅｎｔ ｏｆ
ｓｈｒｕｂ ｌａｙｅｒ ｏｆ ｃｏｍｍｕｎｉｔｉｅｓ
群落
Ｃｏｍｍｕｎｉｔｙ １ ２ ３ ４ ５
１ １.０００ ０
２ ０.５８３ ３ １.０００ ００
３ ０.５９２ ６ ０.６６６ ７ １.０００ ０
４ ０.３６３ ６ ０.３０３ ０ ０.１７６ ５ １.０００ ０
５ ０.４２４ ２ ０.３６３ ６ ０.３６３ ６ ０.６６６ ７ １.０００ ０
表 ４　 群落草本层种类的相似性系数
Ｔａｂｌｅ ４　 Ｓｐｅｃｉｅｓ ｓｉｍｉｌａｒｉｔｙ ｃｏｅｆｆｉｃｉｅｎｔ ｏｆ
ｈｅｒｂ ｌａｙｅｒ ｏｆ ｃｏｍｍｕｎｉｔｉｅｓ
群落
Ｃｏｍｍｕｎｉｔｙ １ ２ ３ ４ ５
１ １.０００ ０
２ ０.１８１８ １.０００ ００
３ ０.４００ ０ ０.７３６ ８ １.０００ ０
４ ０.０８６ ９ ０.５４５ ５ ０.５２６ ３ １.０００ ０
５ ０.０８６ ９ ０.４５４ ５ ０.４２１ １ ０.６３６ ４ １.０００ ０
Ｓꎬ( Ｆ、Ｇ、 Ｓ 分别为科、属和种的数量)ꎬ 则根据
Ｐｉｅｌｏｕ(１９７５) 科、属、种多样性以及综合多样性统计
原理ꎬ其综合丰富度指数可以为 Ｒｃ ＝ Ｒ ｆ ＋ Ｒｇ ＋ Ｒｓꎬ
则 ５个群落综合丰富度指标 Ｒｃ的大小顺序为群落
１、群落 ４>群落 ２>群落 ５>群落 ３ꎻ从此直接统计数
量的综合指标看ꎬ似乎看不出哪个地点山地群落科、
属、种的组成更好ꎮ 应人石山地虽然受到过人为干
扰ꎬ一个为被丢弃的荔枝林及几片荔枝林空隙之间
的植被ꎬ但是已经有近七八年时间处在人为干扰很
少的自然和半自然恢复的状态ꎬ因此其科、属和种的
组成情况已经与前者较接近了ꎮ 说明ꎬ像深圳这样
的亚热带地区ꎬ如果对山地不进行人工经济林和大
片用材林的种植ꎬ则七八年内植物的多样性恢复还
是较快的ꎬ很多不同科和属的植物种子能够进入到
群落中ꎬ使得群落的遗传结构组成丰富ꎬ层次丰富ꎬ
群落结构得到很好的发育ꎮ 但从总体上看ꎬ小南山
的群落还是在属和种的数量上高于后者ꎮ
从 ２ 个地点 ５ 群落的乔木、灌木和草本植物种
类的组成情况看ꎬ则小南山的群落 １ 和 ２ 乔木层次
植物种类明显多ꎬ几乎接近于灌木层的种类数ꎬ而草
本植物的发育也很好ꎬ具有很多的种类ꎬ也超过了应
人石的群落 ４ 和 ５ꎻ本研究表明不受到人为干扰的
植被群落的种类数量比人为干扰的群落略高ꎬ而且
尤其是乔木层的种类数明显高于后者ꎬ而非部分报
道的人为干扰的群落其植物多样性会提高(江小蕾
等ꎬ２００３ꎻ毛志宏等ꎬ２００６ꎻ黄志霖等ꎬ２０１１)ꎮ
群落 ３ 的乔木层种类也较多ꎬ高于应人石山地
的群落 ４ꎬ但后者灌木层次种类数量较高ꎬ多于群落
１和 ２ꎬ其草本植物的数量则最少ꎻ群落 ５ 的乔木层
种类数量处于 ５ 个群落中的第三位ꎬ灌木层种类与
群落 ４一样ꎬ处在最多的位置ꎬ而其草本层种类也处
在低于群落 １ꎬ与群落 ２ 及群落 ４ 相当的位置ꎮ 说
明ꎬ应人石山地的处在自然恢复状态的这些群落ꎬ其
乔木层植物的种类还不多ꎬ而其灌木层种类(这其
中并非是乔木的低于 ４ ｍ 的种类ꎬ而是在生物学特
性上属于灌木植物的种类约占 ８５％)是最为丰富
的ꎬ草本层植物也很多ꎮ 这是植物群落在次生演替
过程中一种处在较好的发育中间过程的状态ꎻ但从
整体情况看ꎬ显然小南山的植被发育比应人石山地
的更好ꎮ
３.２ 物种多样性分析
小南山各群落植物种类多样性系数 Ｄ、Ｈ、Ｒ１、
Ｒ２、Ｒ３值为群落 ２>群落 ３>群落 １ꎬ应人石 ２ 个群落
的上述各指标值为群落 ５> 群落 ４ꎻ小南山 ３ 个群落
各多样性指标值极大多数高于应人石的 ２个群落ꎮ
虽然在乔木层、灌木层和草本层的指标值上有
一些是应人石两群落高于小南山的某些群落ꎬ但是
在种类的 α￣多样性各指标值的整体指标方面均表
现为小南山的高于应人石的各群落ꎬ而且数值相差
较大ꎮ 这说明小南山不仅多数群落(群落 １、２)在乔
木层、灌木层和草本层的种类数量ꎬ而且其科和草本
植物种类的数量也基本高于应人石的各群落ꎬ它们
的灌木层种类数也较高ꎮ 而且物种多样性的更多的
１０８７期　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 黄玉源等: 深圳小南山与应人石山地植物多样性比较研究
数理统计值也明显高于后者ꎮ 这个结果进一步表
明ꎬ不是以往人们较为普遍认为的进行人工干扰后ꎬ
尤其是中度干扰后ꎬ群落的植物多样性会较多地提
高 (毛志宏等ꎬ ２００６ꎻ黄志霖等ꎬ ２０１１ꎻ黄丹等ꎬ
２０１２)ꎬ而是不受干扰或极少受到干扰的群落其乔
木层、灌木层和草本层的多样性指数都高于受到人
为干扰的群落ꎬ即便是后者已经处在自然和半自然
恢复达七八年之久ꎮ 这与仅仅比较各层次种类数量
的结果也类似ꎬ而且还更加客观和全面地综合反映
了这些群落在各自受到不同人为干扰影响条件下发
育的群落其生物多样性的特征ꎮ 这表明建立森林公
园ꎬ实现封育条件下的保护所体现出的保护山地植
被明显提高生物多样性和群落各层次种类发育的
效果ꎮ
在各群落乔木层的相似性系数指标方面ꎬ群落
１与同属于一个区域的小南山其它各群落及不同区
域群落的相似性指标值均相当低ꎬ仅与群落 ２ 之间
的值稍高一些ꎬ为 ０.３５ꎬ其它的值均在 ０.２２ 以下ꎮ
说明群落 １的种类组成成分与多数群落相差很大ꎻ
尤其是与相隔几十千米的应人石山地的 ２群落具有
共同的种类很少或极少ꎮ 群落 ２与群落 ３之间的相
似性系数值稍高一些ꎬ达到 ０.４０ꎬ但与应人石山地的
群落 ４、５相似性系数值却很低ꎮ 群落 ３ 与群落 ４、５
的系数值稍高一些ꎬ为 ０.３７ 和 ０.４０ꎮ 但是从整体上
看ꎬ两地植被的各群落之间在乔木层的种类组成上
还是具有很大或较大的差异的ꎮ 这对于深圳大区域
的多样性的提高是有利的ꎮ 也可以形成更具差异和
丰富的乔木植被景观ꎮ 而且对于生态系统的结构的
变化、复杂性和稳定性的提高也是很有益的ꎮ
在灌木层种类的相似性指标方面ꎬ群落 １ 与群
落 ２、３的值均偏高ꎬ在 ０.５ ~ ０.５９ 之间ꎬ而与应人石
的两群落之间的值则较低ꎬ分别为 ０.３６、０.４２ꎬ说明
各群落之间还是具有很多种类是不同的ꎮ 群落 ２ 与
群落 ３之间的值较高ꎬ达到了 ０.６６ꎬ说明两个同属一
个区域的不同群落在这个层次上有较多种类是相同
的ꎮ 而与群落 １ 一样ꎬ群落 ２、３ 与应人石山地的 ２
群落之间的值均很低ꎬ说明小南山的各群落灌木层
的种类组成与应人石的各群落还是很不相同的ꎮ 这
就较好地反映了水平距离上的差异而形成较多不同
的种类分布ꎬ因而构成较高的大区域多样性的格局ꎮ
而应人石 ２群落之间的指标值达到 ０.６６ꎬ处于偏高
的状态ꎮ 也说明其在人工干扰之后ꎬ处于自然和半
自然恢复的前期阶段的特点ꎮ
在草本植物方面ꎬ群落 １与 ２之间的值很小ꎬ而
与群落 ３的值较高ꎬ但与群落 ４、５ 的值极小ꎬ仅为
０.０８ꎬ群落 ２ 与群落 ３ 之间的值达到 ０.７３ꎬ较高ꎬ但
是与群落 ４、５ 则相对较低ꎬ为 ０.４５、０.５４ꎬ处于中等
偏高的水平ꎮ 群落 ３与群落 ４、５的情况也类似群落
２ꎬ而同为应人石山地的群落 ４和 ５之间的值则相对
较高ꎬ达到 ０.６３ꎮ 这也说明受到较多人为干扰的应
人石区域各群落间植物组成的相同比例较高ꎬ植物
多样性是较低的ꎮ 这进一步证明ꎬ并非有人为干扰
的植物群落其生物多样性就会高ꎬ而实际上许多情
况是相反的ꎮ 本研究的草本植物的情况表明ꎬ多数
群落之间的种类组成还是处在既有差异ꎬ但是差异
又不很大ꎬ处在接近 ４０％之间的状态ꎮ 这说明该地
区草本植物的大区域多样性方面可能会比灌木和乔
木层植物的低ꎮ
上述分析也表明深圳这个处在亚热带的地区ꎬ
如果不是较多的人为干扰ꎬ在一定距离的范围内ꎬ是
会有较为丰富的种类组成差异的ꎻ因此ꎬ保持当地植
被的自然恢复和发育对于当地生物多样性的提高是
具有重要意义的ꎮ
虽然一些研究的结果表明在受到人工干扰后ꎬ
一些植物群落的植物种类多样性会比不干扰的有所
提高了ꎮ 但是ꎬ通过本研究的结果证明ꎬ关于这方面
的问题必须进行较为广泛和深入研究ꎻ同时ꎬ环境及
植被处在何种发育的程度和干扰的程度、间隔时间
和频率等都必须进行严格的考量和分析ꎮ 不能一概
而论为只要人为干扰的植物群落其生物多样性就会
提高ꎮ 这可能会导致许多错误的理念和行为ꎬ甚至
为人为破坏良好的自然植被系统提供借口ꎮ 笔者认
为ꎬ在当一个地区的植被系统处在自然条件下发育
的状态时ꎬ其植物多样性是明显比人工林、受到人工
干扰的自然林要好ꎬ尤其是在乔木层方面ꎻ而当几个
群落均处在顶级演替的最高层次的群落结构时ꎬ这
些群落已经都达到其与当地环境适应的最高的生物
多样性水平ꎬ如此时对其中一个群落进行小范围的、
适当的人工干扰的话ꎬ则可能会增加了林内的空隙ꎬ
让部分新的种类进入ꎬ而这些种类主要是草本植物
和少部分的灌木植物种类(于立忠等ꎬ２００６ꎻ黄志霖
等ꎬ２０１１ꎻ黄丹等ꎬ２０１２)ꎬ乔木的种类不会多ꎮ 黄丹
等(２０１２)的研究结果表明ꎬ人工干扰后不同强度间
伐的林地之间木本植物种类的差异不明显ꎬ优势种
未发生变化ꎬ而是草本植物的 Ｓｉｍｐｓｏｎ 和 Ｓｈａｎｎｏｎ￣
Ｗｉｅｎｅｒ多样性指数均高于对照样地ꎮ 这与本研究
２０８ 广　 西　 植　 物　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 ３６卷
的结果相吻合ꎮ 从过去许多这方面的研究结果看ꎬ
基本都是受到干扰的群落ꎬ所增加的种类主要为草
本植物ꎬ部分为灌木植物ꎮ 而这种方式的多样性增
加ꎬ必须建立在各个群落自然演替达到顶级状态后
进行才可能是有意义的ꎮ 否则ꎬ就可能是对处于发
育良好状态、多样性在逐渐增加的植被的人为破坏ꎮ
另外ꎬ即便是以这种形式增加草本等植物的多样性ꎬ
不见得是可以维持的ꎻ因为ꎬ这些在被人为砍伐让出
林地较多的林内空间中入侵的植物一般都是属于耐
旱和需要接受全日照的植物种类ꎬ一旦这些新种类
入侵稳定后ꎬ被伐的原林地内的乔木和灌木等种类
枝叶生长、盖度的增加ꎬ以及这些乔木和灌木的种子
萌发形成的强大的树林遮盖作用后ꎬ这些新进入的
林下不耐隐蔽的种类将逐渐地被清除出去ꎬ而自然
消失ꎮ
再者ꎬ假如在人为干扰中ꎬ对乔木进行砍伐的
话ꎬ即便暂时增加了一些某林地新的草本等植物种
类ꎬ但是乔木的多样性被较多或大幅降低ꎬ同时构成
该群落结构的破坏和生物量的明显减少ꎬ而众所周
知ꎬ乔木的生物量和所能产生的生态效益比草本和
灌木高出约 １０多倍至几十倍(何柳静等ꎬ２０１２)ꎬ因
而也就对植被在当地发挥重要的保持和涵养水土、
提高大气湿度、吸收 ＣＯ２、维系当地食物网的物质、
能量的循环、流动关系等生态效益起到严重的破坏
作用ꎮ 这是不可取的ꎮ
吕浩荣等(２００９)的研究表明ꎬ沿着对植物群落
干扰由弱至强的梯度ꎬ呈现出中生性植物减少、阳生
性植物递增的趋势ꎮ 人为干扰有利于阳性物种在风
水林内定居生长ꎬ 并明显地改变了林下木本植物组
成ꎬ 但未能引起物种多样性的显著差异ꎮ 　
王芸等(２０１３)的研究表明ꎬ对于 ３ 类进行人工
干扰式恢复和自然恢复 ２０ ａ 植被的研究表明ꎬ在
科、属、种的数量上ꎬ自然恢复的天然次生林有 ２２６
种植物ꎬ隶属 ８６科 １６０属ꎻ而人工恢复的两个林地:
湿地松人工林有 １５５ 种ꎬ隶属 ６６ 科 １１８ 属ꎬ马尾松
人工林有 １３７种植物ꎬ隶属 ５９科 ９７属ꎻ可见自然恢
复的森林明显高于人工恢复的森林ꎮ 而且恢复方式
对植物群落的多样性指数有显著影响ꎬ自然恢复的
天然次生林的物种丰富度、Ｓｉｍｐｓｏｎ 指数明显高于
马尾松人工林和湿地松人工林ꎮ 陈美高(１９９８)的
研究结果也充分表明ꎬ在 １７ ａ 的人工种植米储林与
米储自然林相比ꎬ自然林处在发育的增长期状态ꎬ而
前者为处在衰退的状态ꎬ而且科、属、种的数量及各
层次的多样性指数自然林均明显高于人工林ꎮ
鲁绍伟等(２００８)对不同封育程度的森林进行
多样性比较研究结果也表明:不同封育强度下人工
针叶林林下草本植被差距较大ꎬ较强封育区油松林
和落叶松林比非封育区的物种数分别多 ３３ 种和 ２１
种ꎬ 高度大 ２.４９ 倍和 ３.２８ 倍ꎬ盖度值大 ５２.２１％和
５４.８７％ꎻ而木本植物的密度、盖度差距等不明显ꎮ
各封育强度下植被反映物种多样性的 Ｓｉｍｐｓｏｎ 和
Ｓｈａｎｎｏｎ￣Ｗｉｅｎｅｒ指数值均表现为封育程度高的系数
值高ꎮ 随着封育强度的变弱ꎬ相同树种各标准地间
的林下物种组成差异增大ꎮ 油松林和落叶松林林下
植物在较强封育下物种种类和群落结构相似程度不
大ꎬ表明各群落相互间的种类组成差异明显ꎬ区域性
的多样性也高ꎻ但在非封育的极强干扰胁迫下ꎬ两个
不同的建群种林下植物种类和群落结构表现出较为
接近的特征ꎮ 外界的严重干扰影响人工针叶林林下
植被ꎬ人为干扰一旦停止ꎬ针叶林林下植被的恢复较
快ꎮ 因此指出ꎬ限制人、畜对林下植被的干扰ꎬ 加强
封育ꎬ可有效恢复和增加林下植被的物种多样性ꎮ
这说明对人工林群落加强封育、减小干扰能直接明
显提高群落的生物多样性和其生态效益ꎮ
对九寨沟旅游景区的研究结果表明(朱珠等ꎬ
２００６):旅游干扰显著改变了林下植物物种组成ꎬ 耐
荫喜湿的乡土植物局部消失ꎬ而喜旱耐扰动的植物
种群扩大ꎬ外来和伴人植物种群侵入ꎮ 在原始森林
景点ꎬ较重的旅游干扰更明显降低了灌木与苔藓植
物的频度和盖度ꎬ显著抑制了灌木与苔藓植物发育
(高度、密度降低)ꎻ在草海景点ꎬ较轻度的干扰只抑
制了苔藓植物盖度ꎬ而灌木与草本植物没有受到显
著影响ꎬ但并没有增加其多样性ꎻ表明苔藓对旅游干
扰强度更为敏感ꎮ 综合分析表明:九寨沟旅游干扰
与世界自然遗产保护目标即生物多样性保护有明显
冲突ꎬ需要进一步强化管理ꎬ限制人为干扰的影响ꎮ
于立忠等(２００６)研究表明人为干扰改变林下
光照环境ꎬ促进植物生长ꎬ对红松人工林下高等维管
植物的物种多样性产生较大影响ꎻ这些也基本为草
本和部分灌木植物种类ꎻ随着干扰(间伐)强度增
加ꎬ红松人工林下植物种类、数量明显增加ꎻ不同干
扰强度区林下植物种类明显高于对照区ꎻ不同干扰
强度红松人工林下植物种类的丰富度和多样性明显
高于对照区ꎻ人为经营干扰虽然改变了红松人工林
下植物组成ꎬ但是随干扰强度增加ꎬ 各不同研究地
共有物种增加ꎬ且人为干扰林分的共有种和相似系
３０８７期　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 黄玉源等: 深圳小南山与应人石山地植物多样性比较研究
数明显高于对照区ꎮ 这表明ꎬ在新被伐区ꎬ能够入侵
的种类逐渐形成了相同的特征ꎬ虽然对于局部林地
而言种类是增加了ꎬ但是对于这个较广的区域而言ꎬ
多样性增加程度放缓ꎬ而接近达到饱和状态ꎮ 因而
在广域范围内的多样性逐渐趋向低于不受干扰的林
地ꎻ因为评价生物多样性不能仅评价某个局部地点
或群落ꎬ即便多个群落内的多样性指标高ꎬ也不能代
表 β￣多样性所反映的各地点物种组成差异的较大
区域的多样性特征ꎮ 这个研究结果还证明了:在乔
木为优势种的人工纯林的前提下ꎬ适当间伐ꎬ会让出
林地的空间ꎬ减少优势种的竞争强度和对其它外来
种的抑制作用ꎬ因而会阶段性地增加一些类似于先
锋种那样的喜阳林下植物种类进入ꎻ但再往后的情
况ꎬ可能便会出现如上所述的状况ꎮ 而且这种在人
工林内进行的如此强的干扰与自然林里乔木种类很
多或较多的前提下ꎬ伐掉原有的高大乔木和灌木ꎬ而
去增加那些草本、灌木的维管植物种类ꎬ以及少部分
乔木种类ꎬ但是这些新进入林地的少部分乔木或部
分灌木种类还需要经过 １０ 多年、几十年ꎬ甚至更为
长久的年代方能达到原来被砍伐的那些乔木和灌木
的高度和生物量ꎬ而且生物多样性经过一段时间的
演替ꎬ那些入侵种大部分或极大部分的被逐渐淘汰
和消失ꎬ还是基本会恢复到原来砍伐前的水平是很
不同的ꎮ 而后者这样的做法ꎬ无疑是一种对原有良
好植物群落结构和生态效益的严重破坏ꎮ 是必须给
予高度关注和严格制止的ꎮ
本研究的 α￣多样性指标与部分其它深圳地区
研究结果的 Ｄ、Ｈ 值比较看(汪殿蓓等ꎬ２００３ꎻ刘军
等ꎬ２０１０ꎻ尹新民等ꎬ２０１３ꎻ陈勇等ꎬ２０１３)ꎬ小南山的
群落 ２和 ３的值基本高于后者大部分群落ꎬ而群落
１的稍低一些ꎮ 应人石群落 ４、５ 的乔木层稍低于后
者ꎬ但基本上高于许多公园的植被群落、道路周边群
落及部分半自然林山地群落ꎬ但是低于一些受保护
状态较好的植被群落ꎮ
Ｂｕｒｔｏｎ ｅｔ ａｌ(２００５)研究了美西佐治亚地区的沿
岸木本植物林地的多样性状况ꎬ其 ６ 个群落乔木层
种类的 Ｓｈａｎｎｏｎ￣Ｗｉｅｎｅｒ(Ｈ)指数为 ２.２６、２.４５、２.９２、
２.４８、２.５０、２.１９ꎬ与本研究乔木层 Ｈ 值相比ꎬ小南山
的 ２个群落及应人石的 １个群落乔木层指标高于前
者ꎬ而只有 ２个指标低于前者ꎮ 说明在乔木层方面ꎬ
深圳两研究地的这个指标也是处于较好的状态ꎮ
Ｍａｊｕｍｄａｒ ｅｔ ａｌ(２０１２)等对印度东北部 Ｔｒｉｐｕｒａ
地区自然林 ４个植物群落乔木层植物进行的调查研
究表明ꎬ其乔木层种类的 Ｓｈａｎｎｏｎ￣Ｗｉｅｎｅｒ 指数(Ｈ)
为 ２.７５、３.１２、３.３９、２.８５ꎻ与本研究相比ꎬ小南山的群
落 ２高于前者所有群落的各指标ꎬ群落 ３ 接近其群
落 １和 ４ꎬ但较多地低于其群落 ２ 和 ３ꎬ本研究其它
的几个群落值均低于前者ꎮ 表明印度的此区域植被
乔木层的结构较好ꎬ多样性较高ꎮ
４　 结论
(１)深圳小南山的自然林比应人石山地的人工
果树林废弃后恢复约 ７ ａ的林地乔木层的植物多样
性高ꎻ灌木层则后者稍高一些ꎬ但草本层两地区林地
的多样性相近ꎮ
(２)本研究结果表明ꎬ在人工林废弃后ꎬ即便是
自然恢复 ７~８ ａ 后ꎬ其群落内的种类主要还是灌木
和草本层的种类占主要比例ꎬ因此ꎬ对于人为干扰的
林地ꎬ如果出现植物多样性会有所提高的话ꎬ则基本
上是草本植物或灌木的植物ꎬ部分为乔木的幼苗ꎮ
但是ꎬ假如在多样性指数一样的前提下ꎬ由于乔木层
植物种类多、同时其灌木层和草本层种类也多或较
多的自然林群落显然比仅灌木层种类多的群落其生
物量会高许多ꎬ因而自然林的生态效益会比后者高
许多ꎮ 因而笔者认为这是探究多样性指数过程中必
须注重考虑的因素ꎬ以便为指导地区植被的保护、构
建的对策制定方面提供依据ꎮ
(３)从科、属的丰富度指标看ꎬ两地区山地植物
群落的指标相近ꎮ
(４)在整体的多样性、丰富度指标方面ꎬ均表现
为小南山的自然林比应人石人工林明显高ꎮ 这对于
探究究竟是自然林或者自然恢复林地还是人为干扰
或人工林植物多样性高的理论问题提供了佐证与
参考ꎮ
(５)从两区域各群落的植物不同层次种类的相
似性系数看ꎬ乔木层的系数值最低ꎬ草本层最高ꎬ但
草本层与灌木层的系数值也处在中等偏低的水平ꎮ
说明深圳这些区域的植被组成差异性还是比较大
的ꎬ其整个区域范围的植物多样性处在较高水平ꎮ
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５０８７期　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 黄玉源等: 深圳小南山与应人石山地植物多样性比较研究