玄錦，李祖嬋，鄒誠，秦子博，吳雅華，黃柳菁

福建農(nóng)林大學風景園林與藝術學院，福建 福州 350000

近年來，景觀格局對植物多樣性的影響受到國內外學者的廣泛關注。一方面，不同土地利用類型形成的景觀格局可以對植物群落的組成及多樣性進行有效地塑造和調節(jié)（Walz，2015）。國內外學者基于不同的土地利用類型進行研究，發(fā)現(xiàn)森林、農(nóng)田、放牧用地、未利用地及建筑用地的形狀、破碎程度等往往會對植物多樣性產(chǎn)生較大的影響（Hubble et al.，2009；董翠芳等，2014；李羽翎等，2022）。另一方面，整體景觀中不同的景觀特征指數(shù)及其配置方式對植物多樣性也有較大的影響（彭羽，2016）。景觀斑塊的面積（Tulloch et al.，2016；李祖政等，2018）、形狀（Moser et al.，2002；Schindler et al.，2013；彭羽等，2020）等特征，以及破碎化（Amici et al.，2015）、連通性（Reitalu et al.，2012）等斑塊的配置方式會直接影響植物多樣性，并通過生物地球化學過程、生態(tài)系統(tǒng)的生物交互作用產(chǎn)生持續(xù)的間接影響（Amici et al.，2015）。此外，許多學者發(fā)現(xiàn)景觀格局對植物多樣性的影響存在空間尺度效應，景觀格局與植物多樣性的相關性隨空間尺度的不同而表現(xiàn)不同（Higgins et al.，2012；Schindler et al.，2013；M?isja，2016；彭羽，2016），小尺度景觀格局也對植物多樣性有顯著影響（M?isja et al.，2016），多尺度下景觀格局指數(shù)對物種的影響尚未形成統(tǒng)一的結論。因此，探討不同尺度下景觀格局指數(shù)對植物多樣性的影響模式十分重要。

閩江流域是中國流域生態(tài)補償重要試點之一（Zhang et al.，2020），為多種動植物提供生長、繁殖的棲息環(huán)境，在生物多樣性保護中發(fā)揮重要作用。流域內江心洲分布較廣，其作為河流濕地生態(tài)系統(tǒng)組成部分，對防止河岸水土流失、凈化水質、調節(jié)微氣候、維持生態(tài)系統(tǒng)結構和功能的動態(tài)平衡有重要作用（Hubble et al.，2009）。然而，受洪水、潮汐等自然因素和過量采砂、水口電站蓄水攔沙等人為因素的長期影響，江心洲河岸被嚴重侵蝕，近十余年來江心洲岸線呈逐漸縮小趨勢（馬宇龍等，2017；尹久娜等，2019），生物多樣性以及河岸帶的自然植被受到不同程度的破壞，生態(tài)環(huán)境已變得極為脆弱（David，2005；Mendez et al.，2014）。此外，江心洲內部農(nóng)業(yè)種植活動較頻繁，許多自然土地被侵占為農(nóng)田、牧場，也有部分土地用來做經(jīng)濟林的培育基地，這大大改變了原有的景觀格局，江心洲內部原生植被面積大大減少。目前，由于江心洲原生植被呈現(xiàn)斑塊狀分布，且缺乏不同尺度下景觀格局對其植物多樣性影響的探討，導致對江心洲的認識和科學管理缺乏理論資料，使得對江心洲生態(tài)系統(tǒng)的保護和植被恢復工作困難重重。

因此，本研究以閩江流域福州段的5個江心洲為研究區(qū)，對江心洲景觀格局與植物多樣性的相關性進行研究，揭示江心洲景觀格局對植物多樣性的生態(tài)影響效應，進而豐富景觀格局對植物多樣性影響的理論成果，因地制宜地為閩江流域水環(huán)境保護制定具有針對性的參考建議，以期為閩江流域生態(tài)保護修復工作提供新視角。

1 研究區(qū)域與研究方法

1.1 研究區(qū)概述

閩江流域福州段位于閩江流域下游，起于閩清縣雄江鎮(zhèn)，止于連江縣琯頭鎮(zhèn)長門口，長度約 125 km，是“山水城市”的重要載體，也是福州重要的發(fā)展廊道與景觀、生態(tài)軸線。流域內多低山、丘陵地形，河流水系眾多。該區(qū)屬亞熱帶季風氣候，臺風頻發(fā)，常見極端暴雨天氣，具有明顯的潮汐效應。流域內經(jīng)濟發(fā)達，人地矛盾導致生態(tài)系統(tǒng)功能退化，水土流失、水環(huán)境污染等生態(tài)問題多發(fā)，沿岸植物多樣性破壞嚴重。

選擇閩江流域內中房洲、綠洲、古山洲、厚美沙洲和大洋鷺洲作為研究區(qū)（圖1），位于閩侯大橋與橘園洲大橋（26°3′9″—26°7′6″N，119°11′5″—119°13′29″E）之間，面積分別為 65.51、20.83、50.65、72.26、35.32 hm2，植被資源相對豐富。5個江心洲受人類活動影響較為明顯，其中放牧、種植等農(nóng)業(yè)活動對江心洲影響較大，且存在撂荒現(xiàn)象，生態(tài)問題較為明顯。

圖1 研究區(qū)地理位置及樣地分布示意圖Figure 1 Location of the study area and the distribution of sample points

1.2 研究方法

1.2.1 植物數(shù)據(jù)采集

2021年10—12月對5個江心洲內的植物進行群落調查，每個江心洲選擇 4—5個受人為干擾較小的樣地，樣地之間距離至少100 m，共23塊（圖1）。每個樣地共設置4個5 m×5 m喬木樣方、8個2 m×2 m的灌木樣方，12個1 m×1 m草本樣方，記錄每個調查樣方內喬木的名稱、高度、枝下高、胸徑、冠幅、數(shù)量；灌木的名稱、高度、冠幅、基莖、蓋度及草本植物的名稱、高度、蓋度（Aggemyr et al.，2012）。植物調查的基礎上，記錄江心洲的植物組成并計算每個樣地內的 Shannon-Wiener指數(shù)（H）、Simpson指數(shù)（D）和Pielou指數(shù)（J）3個植物多樣性指數(shù)，計算公式如下（李羽翎等，2022）：

工程措施包括：排水溝516.5m，土地整治5.70hm2，鉛絲石籠防護1 125.05 m，漿砌石護坡585 m3，漿砌石擋墻 1 200 m3，覆土面積 5 908.31 m3，土石方開挖3 127.45 m3，回填 1 238.4 m3。

式中：

Pi——樣地內第i個物種的多度占總物種多度之和的百分比；

即：

其中：

Ni——第i種的個數(shù)；

N——所有物種的個數(shù)；

S——樣方內物種種類數(shù)。

1.2.2 景觀數(shù)據(jù)采集

表1 本研究選取的景觀格局指數(shù)Table 1 Selected landscape pattern metrics in the study

1.2.3 數(shù)據(jù)處理

通過Canoco 5軟件中的冗余分析（RDA）研究江心洲景觀格局指數(shù)與植物多樣性指數(shù)的相關性，在每個景觀尺度下分別以景觀水平和類型水平下景觀格局指數(shù)為解釋變量，以植物物種多樣性指數(shù)為因變量進行分析，篩選出每個尺度下對植物多樣性最具有解釋能力的景觀格局指數(shù)。應用SPSS 24軟件計算各尺度內計算主要景觀指數(shù)與植物多樣性的Pearson相關系數(shù)。為消除數(shù)據(jù)的共線性，在數(shù)據(jù)處理前對所有原始數(shù)據(jù)進行l(wèi)g(x+1)轉換（侯朝偉等，2020）。

2 結果與分析

2.1 江心洲植物組成特征

在本次調查的閩江流域江心洲 23個樣地中，共記錄123種植物，隸屬于62科96屬。其中，草本植物共99種，占比為80.5%；灌木11種，占比8.9%；喬木13種，占比10.6%。通過生活型占比可以看出，研究區(qū)的植物種類以草本為主。各植物樣方的植物多樣性指數(shù)如表2所示。

表2 各樣地植物多樣性指數(shù)Table 2 Plant diversity index of each sample sitet

2.2 景觀類型水平指數(shù)與植物多樣性的關系

根據(jù)圖2和表3，研究區(qū)內優(yōu)勢景觀類型為林地，總面積達 157.55 hm2，占研究區(qū)總面積的64.49%；其次為草地和未利用地，江心洲的草地多為放牧用的草場及撂荒之后形成的草地，未利用地多為沿河岸帶的沙地、灘涂草地及荒草地，面積分別為47.32、31.78 hm2，分別占總面積的19.37%、13.01%；農(nóng)田面積為6.53 hm2，占總面積的2.67%；建筑用地和水體的面積均不足1 hm2，江心洲建筑用地多為依附于農(nóng)田、林地的臨時建筑，分布較為分散，而水體方面僅在2個江心洲內有較穩(wěn)定的分布，二者占研究區(qū)面積均在1%以下。

圖2 各江心洲景觀類型及樣方分布圖Figure 2 Landscape type and sample distribution distribution of middle bar

表3 江心洲景觀類型面積占比Table 3 Proportion of landscape type area in Jiangxinzhou

由圖3和表4可知，在不同尺度下，對植物多樣性影響最大的景觀類型及景觀指數(shù)不同。在100 m尺度范圍內，景觀類型格局指數(shù)對植物多樣性的影響排序為FSHAPE_AM>FFRAC_AM>USHAPE_AM，排序軸間夾角為鈍角，相關系數(shù)為?0.591—?0.606，均呈顯著負相關。據(jù)此推測在100 m尺度范圍內，林地和未利用地的形狀指數(shù)對植物多樣性具有抑制作用。在200 m尺度范圍內，景觀類型格局指數(shù)對植物多樣性的影響排序為ACIRCLE_MN>AAREA_MN>AGYRATE_MN，與植物多樣性排序軸夾角皆為鈍角，且相關系數(shù)為?0.497—?0.735，呈現(xiàn)顯著負相關，表明在此范圍內，農(nóng)田對植物多樣性影響較大，其形狀越規(guī)則，面積越大，破碎度越高植物多樣性越小。在300 m尺度范圍內，景觀類型格局指數(shù)對植物多樣性的影響排序為 AAREA_MN>BPARA_MN>AAREA_AM>APARA_MN，其中 AAREA_MN、BPARA_MN、AAREA_AM與植物多樣性排序軸箭頭夾角鈍角，且相關系數(shù)為?0.775—?0.156，呈負相關；APARA_MN與3個植物多樣性排序軸箭頭夾角為銳角，且相關系數(shù)為 0.545—0.639，均呈顯著正相關。表明在此尺度下農(nóng)田的面積越小、形狀越復雜，對植物多樣性的影響越顯著，建筑形狀越復雜，植物多樣性越低。在400 m尺度范圍內，景觀類型格局指數(shù)對植物多樣性的影響排序為 AAREA_MN>BAREA_MN>USHAPE_AM，且均與植物多樣性排序軸夾角呈鈍角，相關系數(shù)為?0.644—?0.353，均呈負相關。表明在此尺度下，農(nóng)田的面積越大，植物多樣性越小，建筑用地的面積和未利用地的形狀對植物多樣性有一定的阻礙作用。在500 m尺度范圍內，景觀類型格局指數(shù)對植物多樣性的影響排序為 AAREA_MN>UPROX_AM>APARA_MN。AAREA_MN與多樣性指數(shù)排序軸夾角為鈍角，且相關系數(shù)為?0.752—?0.573，呈負相關關系；APARA_MN、UPROX_AM與植物多樣性排序軸箭頭夾角為銳角，且相關系數(shù)為 0.450—0.670，因此呈顯著正相關。表明農(nóng)田面積對植物多樣性有抑制作用，此尺度下農(nóng)田的形狀復雜程度和未利用地的連通性對植物多樣性有促進作用。在600 m尺度，景觀類型格局指數(shù)對植物多樣性的影響排序為UPROX_MN>UPARA_CV>UPROX_ AM，均與植物多樣性排序軸箭頭夾角為銳角，且相關系數(shù)為0.431—0.670，呈顯著正相關，表明此尺度下未利用地的連通性和復雜程度有利于植物的多樣性。

表4 不同尺度下類型水平指數(shù)對植物物種多樣性影響的相關系數(shù)Table 4 Correlation coefficients between landscape-class leve metrics and plant species in six spatial scales

圖3 不同尺度下類型水平指數(shù)與植物物種多樣性的冗余分析Figure 3 RDA between landscape-class leve metrics and plant species in six spatial scales

總體上，農(nóng)田、未利用地、林地和建筑用地的景觀格局指數(shù)給植物多樣性指數(shù)造成影響，其中，農(nóng)田的面積指數(shù)AAREA_MN在200—500 m尺度下對植物多樣性均有較大影響，其相關系數(shù)為?0.75—?0.489，呈顯著負相關，對植物多樣性有抑制作用；農(nóng)田的形狀指數(shù)在200、300、500 m尺度下與植物多樣性呈顯著相關，在200 m尺度下，形狀規(guī)則指數(shù)ACIECLE與植物多樣性相關系數(shù)分別為為?0.641、?0.557、?0.663，形狀復雜指數(shù) APARA_MN在300 m和500 m相關系數(shù)為0.545—0.670，因此可以推斷農(nóng)田形狀越復雜，植物多樣性越高。

未利用地的形狀指數(shù)植物多樣性的影響相對較小，且非正向的；連通性在500—600 m尺度連通性指數(shù)與植物多樣性指數(shù)呈顯著正相關（0.442—0.617）。建筑用地的形狀和面積分別在300 m和400 m尺度顯現(xiàn)出對植物多樣性的抑制作用（?0.775—?0.353）；林地的兩個形狀指數(shù)僅在100 m尺度下對植物多樣性有影響，與植物多樣性的相關系數(shù)為?0.529—?0.606，均為顯著負相關。因此農(nóng)田的形狀和面積指數(shù)對江心洲植物多樣性的影響更明顯。

2.3 景觀整體格局與植物多樣性的關系

通過 RDA分析，得出不同尺度下主要景觀指數(shù)對植物多樣性指數(shù)的總解釋量分別為 47.9%、39.0%、50.3%、73.6%、56.0%、51.7%，其中在400 m尺度范圍內，景觀格局對植物多樣性具有最高的解釋量。

根據(jù)表5和圖4，在100 m尺度主要影響指數(shù)排序FRAC_MN>SHAPE_MN>IJI>CIRCLE_CV>PARA_AM>LSI>CONTIG_AM。其中CIRCLE_CV、CONTIG_AM與多樣性排序軸箭頭之間為銳角（圖4），且相關系數(shù)為 0.554—0.064，為正相關；IJI、FRAC_MN、SHAPE_MN、PARA_AM與多樣性排序箭頭夾角為鈍角，且相關系數(shù)為?0.556—?0.189，因此為負相關。在200 m尺度下，主要影響指數(shù)排序為FRAC_MN>CIRCLE_MN>SHAPE_MN>IJI>PROX_CV。PROX_CV與植物多樣性排序軸箭頭夾角為銳角，且相關系數(shù)為 0.105—0.245，因此呈正相關；FRAC_MN、CIRCLE_MN、SHAPE_MN、IJI與植物多樣性排序軸箭頭夾角鈍角，且相關系數(shù)為?0.409—?0.258，因此為負相關。對于300 m尺度，主要影響指數(shù)的排序為FRAC_MN>CIRCLE_MN>IJI>SHAPE_MN，與植物多樣性指數(shù)均夾角均為鈍角，且相關系數(shù)?0.559—?0.225，呈負相關。在此尺度下，景觀斑塊的形狀、破碎度會影響植物的多樣性。在 400 m尺度，主要影響指數(shù)排序為SHAPE_MN>FRAC_MN>CONTIG_CV>GYRATE_CV>PARA_MN>IJI>CIRCLE_AM。CONTIG_CV、PARA_MN、GYRATE_CV與3個植物多樣性指數(shù)排序軸均為銳角，其相關系數(shù)為 0.512—0.601，因此為正相關；SHAPE_MN、CIRCLE_AM、FRAC_MN、IJI與多樣性指數(shù)排序軸箭頭夾角為鈍角，其相關系數(shù)為?0.660— ?0.126，呈負相關。在500 m尺度下，對植物多樣性影響較大的景觀格局指數(shù)分別為 FRAC_MN>SHAPE_MN>PARA_MN>IJI>CIRCLE_MN。SHAPE_MN、CIRCLE_MN、FRAC_MN、IJI與植物多樣性指數(shù)排序軸箭頭夾角為鈍角，且相關系數(shù)為?0.550—?0.168，因此呈負相關；PARA_MN對植物多樣性排序軸箭頭夾角為銳角，且相關系數(shù)為0.297—0.424，因此為正相關。在600 m尺度下，主要影響指數(shù)排序為 PARA_MN>SHAPE_MN>CONTIG_MN>GYRATE_CV>FR AC_MN>SHAPE_AM>PARA_AM>CONTIG_AM。PARA_MN、GYRATE_CV、PARA_MN、GYRATE_CV與表征植物多樣性的 3個指數(shù)排序軸箭頭間夾角為銳角，且相關系數(shù)為 0.102—0.580，都呈正相關；FRAC_MN、CONTIG_MN、SHAPE_MN與植物多樣性指數(shù)排序軸夾角為鈍角，且相關系數(shù)為?0.577—?0.136，呈負相關。因此，在所有尺度上形狀指數(shù)對植物多樣性的影響最大。其中，F(xiàn)RAC_MN、SHAPE_MN在100—600 m尺度上均與植物多樣性呈負相關，相關系數(shù)為?0.641—?0.328，表明景觀斑塊的復雜程度對植物多樣性有較為穩(wěn)定的影響。FRAC_MN和SHAPE_MN在所有尺度上均具有統(tǒng)計學意義，可以用來比較它們在不同空間尺度上對植物多樣性的影響。表5可以看出，在400 m尺度下相關系數(shù)最大，相關系數(shù)為?0.660—?0.557，且該尺度下景觀指數(shù)對植物多樣性指數(shù)的總解釋量最高（73.6%），因此 400 m尺度為研究 FRAC_MN和SHAPE_MN對江心洲的植物多樣性最適宜的尺度。

圖4 不同尺度下景觀水平指數(shù)與植物物種多樣性的冗余分析Figure 4 RDA between landscape level metrics and indigenous plant species in six spatial scales

表5 主要景觀指數(shù)的Pearson雙變量分析Table 5 Pearson’s correlation coefficients of of major landscape indices

破碎度指數(shù)對植物多樣性也有較為顯著的影響，其中IJI在100—500 m尺度下對植物多樣性均與植物多樣性呈負相關，其相關系數(shù)為?0.414—?0.126，表明斑塊分布分散且與其他斑塊相鄰多對植物多樣性有一定抑制作用。連通性指數(shù)在 100、200、400、600 m尺度對植物多樣性有較小影響，且相關性不穩(wěn)定。

3 討論

3.1 景觀類型格局對植物多樣性的影響

農(nóng)田、林地、草地及未利用地是江心洲植物的重要生境，其斑塊面積大小、形狀復雜程度及連通性對江心洲植物多樣性有重要影響。

農(nóng)田的形狀指數(shù)和面積指數(shù)都對植物多樣性有較大影響。本研究中多個尺度下江心洲農(nóng)田形狀的復雜程度與植物多樣性指數(shù)多呈正相關，這與Honnay et al.（2003）、Poggio et al.（2010）、董翠芳等（2014）學者的結論相一致。這是因為某些邊緣、形狀不規(guī)則的農(nóng)田棲息地斑塊的環(huán)境梯度數(shù)量更多（Honnay et al.，2003），本研究中江心洲的農(nóng)田由于種植活動的不規(guī)范，其形狀較多樣。人為管理活動（除草、施肥等）往往會使農(nóng)田形狀趨于規(guī)則，因此通常形狀復雜的農(nóng)田斑塊擁有更豐富的植物種類。農(nóng)田面積指數(shù)與植物多樣性在200—500 m尺度下呈現(xiàn)負相關，面積越大植物多樣性越少，人們在農(nóng)田中鋤草、噴灑農(nóng)藥等種植活動影響了植物多樣性，隨著面積的增大，這種人為的影響會增加。

本研究中未利用地復雜程度與植物多樣性指數(shù)呈負相關，這是因為常用的景觀指數(shù)很難處理線性元素，常常把狹窄、細長的景觀要素定義為具有高度復雜形狀的要素（Moser et al.，2002）。而江心洲的未利用地多分布于河岸帶，因此未利用地多為分布較狹長，容易被識別為高度復雜的形狀。此外河岸帶作為陸域與水域的生態(tài)交錯帶（魏雯等，2018），其淹水期、落干期的交替作用對植物特別是草本植物生長影響嚴重（陳麗慧等，2022），因此未利用地的植物數(shù)量及種類較少，多為荒草地、沙地和沼澤地，所以二者呈現(xiàn)負相關關系。未利用地的連通性在500—600 m尺度下對植物多樣性具有促進作用，可能是由于未利用地在小尺度內斑塊間距離更近，受管理活動的影響小，因此斑塊連通性更強（Reitalu et al.，2012），此時連通性對植物多樣性的影響表現(xiàn)不明顯。而隨著空間尺度增大，江心洲管理活動（道路、樹籬等）的影響使連通性下降，受影響的斑塊其物種數(shù)量及傳播距離被限制，因此在較大尺度下植物多樣性對連通性的抑制作用會更顯著。

林地形狀復雜度指數(shù)在100 m尺度范圍內與多樣性指數(shù)影響較大，這可能是由于斑塊面積太小，整個斑塊可能都會受到邊緣效應的影響（Zbigniew et al.，1988）。而在范敏（2018）的研究中，100 m尺度下，景觀多樣性和形狀指數(shù)對植物多樣性影響顯著。植物多樣性與不同景觀類型的形狀指數(shù)的相關趨勢并不一致（Schindler et al.，2013），因此形狀指數(shù)與物種多樣性的關系也需要進一步研究。

此外，許多研究顯示建筑用地侵占了林地、草地等自然、半自然地表，其面積、形狀及連通性會導致破壞植物生境，進而對植物多樣性產(chǎn)生影響（Schmidt et al.，2014；Zhang et al.，2017）。本研究中江心洲建筑用地的形狀復雜指數(shù)在 300—400 m尺度范圍對植物多樣性有較弱且不穩(wěn)定影響，但是其與植物多樣性相關并不明顯，這是由于江心洲內搭建的臨時建筑布局較為分散，且往往是依靠農(nóng)田建設，因此其產(chǎn)生的影響并不明顯，但是可能會在較小尺度內會對江心洲的植物多樣性產(chǎn)生一定的影響。

3.2 景觀整體格局對植物多樣性的影響

不同尺度下表征斑塊復雜度的指數(shù)對植物多樣性都有較大的影響，F(xiàn)RAC_MN和 SHAPE_MN與植物多樣性的關系均呈負相關，這可能是因為江心洲內林地這一種景觀類型分布較廣，且受其他類型的干擾很小，其基質連通性高，邊界呈較為明確規(guī)則，植物物種豐富。其他研究中斑塊形狀復雜度對植物多樣性的影響尚無確切定論，在不同尺度上、不同生態(tài)系統(tǒng)景觀格局與植物多樣性的相關性均有所不同。本研究僅針對江心洲這種特殊的生態(tài)系統(tǒng)得出結論，后續(xù)可以進一步研究復雜度指數(shù)與植物多樣性的關系，確定復雜度指數(shù)如何作為優(yōu)勢指數(shù)對江心洲植物產(chǎn)生影響，研究如何根據(jù)復雜度來預測植物的多樣性。

表征景觀破碎度和連通性的指數(shù)與在多個尺度下對植物多樣性有較小影響。本研究中，林地、草地斑塊中鑲嵌著農(nóng)田和建筑這類人工形成的斑塊，這些斑塊使江心洲景觀朝著破碎化發(fā)展。同時道路、樹籬等線狀廊道的出現(xiàn)使得斑塊間連通性下降，導致棲息地內物種減少。許多研究顯示，景觀破碎化指數(shù)會隨著景觀尺度增加逐漸成為影響植物多樣性的重要影響因子（Luis，2005；Amici et al.，2015）。但景觀破碎化對物種多樣性的影響可能是正向的也可能是反向的。一方面，景觀破碎化會形成小的生境斑塊，使生境斑塊越來越獨立，而斑塊上種群的數(shù)量小，就會導致部分物種滅絕（Honnay et al.，2003；Aggemyr et al.，2012；Ramalho et al.，2018）；另一方面，景觀破碎化為植物生長提供了多樣化的生境，這在一定程度上會提高景觀內物種的遷入率，從而提高物種的多樣性（Tscharntke et al，2012）。因此可以對新產(chǎn)生的生境斑塊進行改造，使之成為自然、半自然的生境，促進斑塊間的物種流通，從而提高植物多樣性。

4 結論

通過對閩江流域 5個江心洲景觀格局植物及植物多樣性在指數(shù)的相關性分析，驗證了江心洲景觀類型及格局與植物多樣性間存在相關性。結果如下：

在類型水平上，（1）未利用地、林地和建筑用地的景觀格局指數(shù)會給植物多樣性指數(shù)帶來影響。（2）農(nóng)田面積在200—500 m尺度下均對植物多樣性有最大影響，且對其有抑制作用；農(nóng)田的形狀指數(shù)在200、300、500 m尺度下對植物多樣性有影響；

在景觀水平上，（1）景觀格局的形狀指數(shù)FRAC_MN、SHAPE_MN在所有尺度上均與植物多樣性呈顯著負相關；400 m尺度下 FRAC_MN和SHAPE_MN可以更好地指示江心洲的植物多樣性。（2）破碎度指數(shù)在100—600 m尺度下對植物多樣性也有一定影響，其中IJI在100—500 m尺度下均與植物多樣性呈負相關。（3）連通性指數(shù)在 100—600 m尺度對植物多樣性有較小且不穩(wěn)定的影響。

因此，在對江心洲進行保護和建設時，應該在考慮到景觀格局尺度效應的同時，根據(jù)需要對景觀格局進行優(yōu)化，以保護和增加植物多樣性。

致謝：感謝吳怡婧、劉佳佳、范娟同學在江心洲植物調查工作中提供的幫助。