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摘 要：对深圳莲花山植被组成及多样性进行了调查研究，5个植物群落共有 67 科、128 属和 166 种。可见其科的数量较多，每个属所拥有的种也较少，表现出此区域植被组成的遗传差异较高。各群落在种类α-多样性Ds、H、丰富度R1、R2及均匀度 J值的大致的顺序为群落3和4最高和次高，群落5最低；而群落3和4为自然恢复和半自然恢复的林地，其他3群落为人为干扰较多的群落，其中，群落1受到人为干扰明显强，群落5为较明显的人工林地。因此，对于究竟是人为干扰的群落还是自然恢复的林地群落植物多样性高的争论而言是一个很好的佐证和参考。科的多样性指数Df值顺序表现为群落5和3的多样性最高，而群落2处在中间地位，群落4最低。属的多样性指数Dg值表现为群落5和3较高，群落1最低。同时表现出各群落里科的多样性较高，而属的多样性较低；在综合多样性系数Dc值方面，其大小顺序为：群落3>群落4>群落2>群落5>群落1。表明2个处在自然和半自然恢复的植物群落其科、属和种的多样性比受到不同程度人工干扰的3个群落的多样性高。在α-多样性方面，与深圳其他山地和部分公园的植物多样性相比，莲花山的植物种类多样性基本处于中等水平，但在各群落内的灌木层及草本植物方面显得比其他地区的明显高。与部分其他国家的山地植物群落的植物物种多样性相比，则基本处在偏高的水平，说明深圳莲花山的植物物种等级的多样性整体处于中等偏高的状态。而在各群落之间科、属的β-多样性系数方面，莲花山各群落之间的系数值都明显高于其他区域的山地自然群落，而比少部分人为干扰较多或者人工经济林的偏低。说明其整个区域的科及属的多样性还是处在偏低的水平。
关键词：莲花山 植物群落 多样性 植被
随着各地城市化进程的快速，许多原本为自然植被的地方被道路和建筑物所替代，城市中原来自然野生的植物被人工种植种类替代，而且生物量大幅减少。而一个地区的生物多样性状况如何直接关系到生态系统结构的稳定、经济的稳定发展、生态环境状况好坏及可持续发展的重大问题。因此，加大对城市生物多样性的研究是目前国际上面临的最主要任务之一。在植物多样性方面，研究的目的在于探究城市区域的植物多样性水平与中心城区距离、与道路距离的关系（Burton等，2005；Michele 等，2005；Lotfalian等，2012 ）[1-3 ]，与野外山地多样性水平的差异（Clemants等，2003）[4 ]，种类的组成及群落结构特点、多样性及其与面积、人对土地的干预强度、地貌及与建筑物距离的关系，城市之间植物种类组成的相似程度或差异性（Clemants等，2003； Thompson等，2004；黄良美等，2006；黄玉源等，2006， 2011；何柳静等，2013）[4-9 ]，乡土野生种与外来人工种植种类的比例与城市化大都市水平的关系（Ortega-A lvarez等，2011）[10 ]，是否过多地被少数人工种植种类占据大部分区域，以及掌握城市植物组成及植被结构演替的变化及动态趋势。其中在研究多样性的过程中，掌握某时期城市各区域植被科、属、种的组成非常重要，是为该城市区域能长期跟踪植被组成及结构的演替与人为干扰影响的动态变化，及时做出调整策略，同时能够掌握植物多样性与资源的具体数据资料，具有极为重要、乃至重大的意义。上述研究工作的主要目标是为了达到在难以阻止城市化进程的过程中，城市面积不断扩大，自然山地不断被蚕食的状况下，最大可能地把城市区域的街道、平地公园、小花园及山地作为本土植物及其他各类植物的栖息地与分布的场所，尤其是把城市中保留下来的山地作为保护当地植物多样性的自然、半自然栖息地及这些植物的避难所的目的。这关系到大区域生态系统的组成及功能的稳定和正常运行，许多珍稀植物资源的保护和利用，以及城市小气候状况的改善与优化，吸收CO2等温室气体和其他污染物（黄玉源等，2003，2010；黄良美等，2008）[8，11-12 ]，创造良好人居环境的重大问题。关于深圳市植物多样性方面过去也曾开展过一些研究，尹新新等（2013）开展了深圳公园绿地多样性研究[13]，郭微等（2013）开展了深圳绿道沿线植物多样性的研究[14]；在山地植被方面，开展了部分地点的植物群落结构研究，如许建新等（2009）对深圳梧桐山风景区人工林群落进行了调查研究[15]，刘敏等（2007）对深圳凤凰山马占相思林的多样性进行了研究[16]，刘军等（2010）对深圳市大南山地区铁榄群落进行了研究[17]，张永夏等（2007）对深圳大鹏半岛“风水林”香蒲桃群落特征及物种多样性进行了研究[18]；康杰等（2005）研究了深圳笔架山部分植被群落结构特征[19]，汪殿蓓等（2003）对深圳南山区部分天然林群落进行了多样性及演替现状研究[20]。而对于莲花山的植物多样性研究还很少，廖文波等（2002）开展了一些研究[21]，但是，已经过去了10多年，他们的研究主要集中在对公园的植物种类的调查，含农田杂草、人工栽培的观赏植物等均做记录，而且其所涉及的区域面积也有限。对于其自然和半自然分布的山地植被中植物多样性的数量生态学的分析研究还涉及很少。而且在10多年后，对该区域的植物多样性的动态变化状况也不了解。同时，由于在植物群落的生物多样性方面，现阶段究竟是自然林或者是处于自然恢复状态的植物多样性高，还是人工干扰的群落多样性高的理论问题还存在广泛的争议（毛志宏等，2006；王芸等，2013）[22-23]。因此，很有必要对莲花山公园开展进一步的植物多样性研究，掌握莲花山目前山地植物群落的结构组成及多样性构成状况。以便为进一步发挥城市大型山地公园作为野生、珍稀物种栖息地和迁地保护地的作用而制定科学合理的保护和优化措施，为提升公园的植被景观价值、生态价值，以及对掌握该区域植被演替动态，为城市林业生态与园林生态研究等方面提供理论依据和参考。
1 研究地及方法
1.1 研究地地理概况
深圳莲花山因山形似莲花而得名，海拔532 m，位于深圳市中心区北端，南临红荔路，北到莲花路，东起彩田路，西至新洲路，为市中心一个极为重要的绿地系统。 莲花山公园筹建于1992年10月，1997年6月23日正式对外局部开放，迄今已开发并向游人开放区域的面积为80多hm2。公园占地面积194 hm2，是市中心区最大的公共绿色空间，植被较为茂密，绿草如茵。研究在莲花山各区域选取5个植物群落进行研究，其地理位置情况见表1。
1.2 研究地气候概况
莲花山公园地处南亚热带海洋性季风气候区。夏季受东南季风影响，高温多雨；冬季受东北季风和东北信风以及北方寒流的共同影响，干旱，有时稍冷。年均气温22.4 ℃ ， 无寒冷之忧。最高月均温28.1 ℃， 最低月均温12.1 ℃， 最高气温为36.6 ℃，最低气温为1.4 ℃，无霜期为355 d。每年5～9 月为雨季，也是台风季节，有3～ 5 次台风，最大风力可达12 级。年最大降雨量2662.2 mm，年平均降雨量1966.5 mm，日最大降雨量354.0 mm。全年相对湿度较大，年均平均相对湿度77 % 。年日照时数平均为1934 h，年太阳总辐射为4617.9 MJ/m2。气候环境适宜亚热带及部分热带植物的生长。
1.3 研究时间和样方测定方法
1.3.1 研究时间
在2013年7月30日至2013年10月22日，对莲花山公园不同地理位置的5个有代表性的样地做群落结构调查研究。
1.3.2 样方测定方法
每个群落面积600～700 m2以上，每个群落设2～3个样方，每个样方面积为300～400 m2；灌木层样方在乔木的大样方内设4个4 m×4 m的小样方，草本样方在灌木样方内设4个以上1 m×1 m的小样方。测定及记录样方内乔木、灌木和草本植物的种类名称、数量，每个种类各植株的高度、胸径（乔木）、盖度等指标；通过这些数据计算出不同物种的平均胸径、盖度、相对盖度、相对显著度、相对密度、相对优势度、相对频度及重要值，以及各群落之间的相似性系数、多样性指数、丰富度和均匀度指数等指标。其中胸径为树木距地面1.3至1.5 m处的树干直径，但胸径小于5 cm以下的则不测，以灌木类型计算（张峰等，2009）[24]，当断面畸形时，测取最大值和最小值的平均值。乔木幼苗归入灌木层植物统计。参照欧阳志云（2002）的方法及植物在深圳的生态习性，把成年植株高度大于4 m的植物划分为乔木层，在4 m以下的划分为灌木层[25]。因此即便为同一个种类，如果其成年植株高于4 m的话，则划入乔木层；其4 m以下的幼苗则划入灌木层。
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及统计学理论，在随机抽样调查过程中，以能够实现所调查范围基本全部含盖所测群落的种类为原则，亚热带地区所需最小面积为510 m2以上即可（宋永昌，2001；张金屯，2011）[ 26-27]；各群落样地选取的样方数和样方总面积如下：群落1：垂叶榕 细叶榕—杜鹃群落，样方2个：样方总面积700 m2；群落2：台湾相思 两粤黄檀-九节群落，样方3个，样方总面积700 m2；群落3：台湾相思-梅叶冬青群落，样方2个，样方总面积600 m2；群落4：南洋楹-九节群落，样方2个，样方总面积600 m2；群落5：台湾相思 荔枝—鸭脚木群落，样方2个，样方总面积600 m2。整个区域植被所测样地面积共3200 m2。虽然5个群落中，有3个乔木的优势种有台湾相思，但是，这3个群落相隔数百米，部分相隔1 km以上， 中间有其他植物为优势种的群落，而且有山岭相隔。群落3、4为处在自然及半自然恢复状态的林地，其他3个群落为受到不同程度人为干扰的群落，其中群落5属于人工林。
1.4 数据分析方法
1.4.1 重要值
①乔木层植物重要值计算公式：
重要值=相对密度 相对频度 相对优势度
②灌木层植物重要值计算公式：
重要值=相对密度 相对频度 相对盖度
③草本层植物重要值计算公式：
重要值=相对密度 相对频度 相对盖度
1.4.2 多样性指数
生物多样性是指生物中的多样化和变异性以及物种生境的生态复杂性，它主要可分为遗传多样性、物种多样性和生态系统多样性等层面，而其中还有一些中间过渡的多样性指标，如科、属的多样性（Lloyd， 1968； Pielou， 1975）[28-29 ]、景观多样性等。
①物种的多样性（Simpson指数）
D =1-■ ■（ i = 1，2，………，n ）
式中，S：植物的种类数；N：全部种类的个体数；Ni：样地内某种类的个体数。
②属的多样性
根据Pielou（1975）和Lloyd（1968）关于科、属多样性统计的理论及应用[28-29]，属的多样性指数计算为（黄玉源等，2012、2014 ） [30-31]：
D g=1-■ ■（ i = 1，2，………，n）
式中，g： 属的数目；Ng：全部属的种类数；Ngi：样地内某属的种类数。
③ 科的多样性
根据Pielou（1975）和Lloyd（1968）关于科、属多样性统计的理论及应用，科的多样性指数计算为（黄玉源等，2012、2014） [28-31 ]：
D f =1-■ ■（ i = 1，2，………，n）
式中，f：科的数目；Nf：全部科的属的总数目；Nfi：某个科的属的数目。
④ 综合多样性指数（黄玉源等，2014）[31 ]
Dc = Df1 Dg1 Ds
⑤Shannon-Wiener 指数
H=-■ PilnPi
式中，Pi 为Ni为种类i的个体数与N为全部种类的个体数的比值。 1.4.3 物种丰富度指数
①Odum指数：
R1 = ■
②Menhinnick 指数：
R2 = ■
以上①、②式中：S 为物种数； N 为全部种的个体数。
1.4.4 属的丰富度
在属的丰富度方法中，较多研究直接用属的数目作为指标，即R1= G（G为属的数量），也有用R2= S/G，（S为群落内种类的数量）（刘桂林等；2004；王志恒等；2004；刘洋等，2007；冯永军等；2008；曾美銮， 2012；李栋等，2014；刘建泉等，2010）[32-38 ]；这些指标的缺陷在于如果种类数越多，属越少，则R值越高，但此时属的多样性是越低的；即当两个群落具有相同数量的物种时，此值越高，则属的多样性越低。本研究采用属的丰富度系数计算为（黄玉源等，2014）[31 ]：
Rg1 = G ；Rg2 = ■
式中，G 为属的数目，S 为种类的数目。此公式意味着S 值越高，则多样性越低，即在一个群落里，每个属都含有较多的种类数，则其整个群落的属的多样性低。因而，假如每个群落内每个属只有一个种的状态下，其属的多样性则越高。
1.4.5 科的丰富度
在科的丰富度方法中，较多直接用科的数目作为指标，即R1= F（F为属的数量），也有用R2= G/F，（刘桂林等；2004；王志恒等；2004；刘建泉等，2010；曾美銮， 2012；李栋等，2014；） [32-33，36-38 ]；其中，这里的缺陷与属的丰富度测度同，即当两个群落具有相同的属数量时，此值越高则反映出科的多样性是越低的。因此，这类测度值是当几个群落的R1相近时，值越小，则反映科的丰富度越高。刘桂林等（2004）采用了Shannon-Wiener 指数为基础的属的多样性指标：H’（G），是好的方[32]；本研究科的丰富度系数计算为（黄玉源等，2014） [31 ]：
Rf1 = F ；Rf2 = ■
式中，F 为科的数目，G 为属的数目。
1.4.6 Pielou均匀度指数
J= ■
式中：H = -∑[（Ni / N）ln（Ni / N）]（Shannon-Weinner多样性指数）；S 为样地中物种的总数。
1.4.7 群落相似性系数（Sorenson指数）
①种类的相似性系数
Cs= ■
式中，as：A群落中的种类数；bs：B群落中的种类数；Ns：A、B群落共有的种类数。
②属的相似性系数（黄玉源等，2012，2014） [30-31 ]
Cg= ■
式中，ag：A群落中的属的总数目；bg：B群落中的属的总数目；Ng：A、B群落共有属的总数目。
③科的相似性系数（黄玉源等，2012，2014） [30-31 ]
Cf = ■
式中，af：A群落中的科的总数目；bf：B群落中的科的总数目；Nf：A、B群落共有科的总数目。
④科、属、种的综合相似性系数（黄玉源等，2014）[31 ]
Bc = ■
式中：βc为综合相似性系数，Nf 为两个群落共有的科数量，Ng为两个群落共有的属数量，Ns为两个群落共有的种数量；Nfa为群落A科的数量，Nga为群落A属的数量，Nsa为群落A种的数量；Nfb为群落B科的数量，Ngb为群落B属的数量，Nsb 为群落B种的数量。
2 结果
2.1 植物群落组成特征
各植物群落均属于常绿阔叶林植被类型，各群落的名称是根据各层次中重要值最高的种类所给予的。
2.1.1 垂叶榕（Ficus benjamina） 细叶榕（Ficus microcarpa）—杜鹃（Rhododendron simsii）—半边旗（Pteris semipinnata）群落
该群落的乔木层优势种为细叶榕和垂叶榕，其重要值分别为49.31和64.54（总值为300，下同），其他部分主要乔木的重要值：凤凰木，32.01；罗浮锥，33.01；白兰，18.21；毛麻楝，28.57；假苹婆，13.23；等。灌木层：优势种为杜鹃，重要值为72.52；其他主要灌木的重要值为：豺皮樟，30.64；九节，37.88；潺搞树，18.53等。草本层优势种为半边旗，重要值为120.50，其他主要草本植物的重要值为：海芋，51.85；傅氏凤尾蕨，40.65；等。
共有植物40种，26科，32属，种类情况为（其中可见属的组成情况，下同）：细叶榕（Ficus microcarpa）、垂叶榕（Ficus benjamina）、珍珠菜（Pogostemon auricularius）、厚叶算盘子（Glochidion hirsutum）、银柴（Aporusa dioica）、土密树（Bridelia tomentosa）、梅叶冬青（Ilex asprella）、血桐（Macaranga tanarius）、凤凰木（Delonix regia）、台湾相思（Acacia confusa）、杜鹃（Rhododendron simsii）、锦绣杜鹃（Rhododendron pulchrum）、半边旗（Pteris semipinnata）、傅氏凤尾蕨（Pteris fauriei）、凤尾蕨（Pteris cretica var. nervosa）、五节芒（Miscanthus floridulus）、鸭脚木（Alstonia scholaris）、檵木（Loropetalum chinense）、罗浮锥（Castanopsis faberi Hance）、红椎（Castanopsis hystrix）、芒萁（Dicranopteris dichotoma）、毛麻楝（Chukrasia tabularis）、火炭母（Polygonum chinense）、白兰（Michelia alba）、杧果（Mangifera indica）、盐肤木（Rhus chinensis）、九节（Psychotria rubra）、高山榕（Ficus altissima）、粗叶榕（Ficus hirta）、海南榄仁（Terminalia hainanensis）、海芋（Alocasia macrorrhiza）、荔枝（Litchi chinensis）、假苹婆（Sterculia lanceolata）、两面针（Zanthoxylum nitidum）、阴香（Cinnamomum burmanni）、潺槁树（Litsea glutinosa）、豺皮樟（Litsea rotundifolia）、罗伞树（Ardisia quinquegona）、光叶子花（Bougainvillea glabra）、针葵（Phoenix canariensis）。 科的组成情况为：凤尾蕨科 （Pteridaceae）、里白科（Gleicheniaceae）、木兰科 （Magnoliaceae）、金缕梅科（Hamamelidaceae）、壳斗科（Fagaceae）、樟科（Lauraceae）、大戟科 （Euphorbiaceae）、漆树科（Anacardiaceae）、桑科（Moraceae）、茜草科（Rubiaceae）、芸香科 （Rutaceae）、蓼科（Polygonaceae）、豆科 （Leguminosae）、楝科（Meliaceae）、冬青科 （Aquifoliaceae）、梧桐科（Sterculiaceae）、无患子科（Sapindaceae）、紫金牛科（Myrsinaceae）、夹竹桃科 （Apocynaceae）、紫茉莉科（Nyctaginaceae）、使君子科 （Combretaceae）、唇形科 （Labiatae）、禾本科 （Gramineae）、天南星科（Araceae）、棕榈科（Palmae）。
其中大戟科、凤尾蕨科、桑科、樟科每个科含3～4个物种，豆科、杜鹃花科、壳斗科、漆树科次之，每科含2种，而其他科基本为一科1种；属方面，榕属、凤尾蕨属、木姜子属、锥属存在一属多种现象，其他属则是一属1种。
2.1.2 台湾相思（Acacia confusa） 两粤黄檀（Dalbergia benthami）—九节（Psychotria rubra）—半边旗（Pteris semipinnata）群落
该群落的乔木层优势种为：台湾相思，重要值为98.63；次优种为两粤黄檀，重要值64.03，其他主要乔木植物：凤凰木，重要值为24.48；紫檀，重要值为18.24；银柴，重要值为14.07；等。灌木层优势种为九节，重要值60.55；其他主要灌木层植物的重要值为：银柴，47.62；土蜜树，36.80；豺皮樟为37.75；等。草本层优势种为半边旗，重要值为97.59；其他草本植物的重要值为：海芋，60.53；牛筋草，23.23；十字薹草，25.91；蟛蜞菊，20.49；等。
该群落共有40种，29科，37属，种类的组成情况为：台湾相思（Acacia confusa）、两粤黄檀（Dalbergia benthami）、山菅兰（Dianella ensifolia）、鼎湖血桐（Macaranga sampsonii）、银柴（Aporusa dioica）、土密树（Bridelia tomentosa）、梅叶冬青（Ilex asprella）、凤凰木（Delonix regia）、南洋楹（Albizia falcataria）、紫檀（Pterocarpus indicus）、锦绣杜鹃（Rhododendron pulchrum）、杜英（Elaeocarpus decipiens）、半边旗（Pteris semipinnata）、傅氏凤尾蕨（Pteris fauriei）、牛筋草（Eleusine indica）、牛耳枫（Daphniphyllum calycinum）、鸭脚木（Alstonia scholaris）、檵木（Loropetalum chinense）、华南毛蕨（Cyclosorus parasiticus）、蟛蜞菊（Wedelia chinensis）、毛麻楝（Chukrasia tabularis）、火炭母（Polygonum chinense）、白兰（Michelia alba）、醉香含笑（Michelia macclurei）、杧果（Mangifera indica）、大花紫薇（Lagerstroemia speciosa）、九节（Psychotria rubra）、粗叶榕（Ficus hirta）、细叶榕（Ficus microcarpa）、十字薹草（Carex cruciata）、铁包金（Berchemia lineata）、蒲桃（Syzygium jambos）、洋蒲桃（Syzygium samarangense）、海芋（Alocasia macrorrhiza）、合果芋（Syngonium podophyllum）、铁线蕨（Adiantum capillus-veneris）、假苹婆（Sterculia lanceolata）、幌伞枫（Heteropanax fragrans）、豺皮樟（Litsea rotundifolia）、罗伞树（Ardisia quinquegona）。
科的组成情况为； 金星蕨科（Thelypteridaceae）、凤尾蕨科（Pteridaceae）、铁线蕨科（Adiantaceae）、木兰科（Magnoliaceae）、金缕梅科（Hamamelidaceae）、樟科（Lauraceae）、蓼科（Polygonaceae）、大戟科（Euphorbiaceae）、杜英科（Elaeocarpaceae）、冬青科（Aquifoliaceae）、豆科（Leguminosae）、桃金娘科（Myrtaceae）、漆树科（Anacardiaceae）、桑科（Moraceae）、杜鹃花科（Ericaceae）、虎皮楠科（Daphniphyllaceae）、夹竹桃科（Apocynaceae）、梧桐科（Sterculiaceae）、楝科（Meliaceae）、茜草科（Rubiaceae）、鼠李科（Rhamnaceae）、五加科（Araliaceae）、紫金牛科（Myrsinaceae）、千屈菜科（Lythraceae）、菊科（Compositae）、百合科（Liliaceae）、天南星科（Araceae）、莎草科（Cyperaceae）、禾本科（ Gramineae）。
其中豆科含5种，大戟科3种，凤尾蕨科、木兰科、桃金娘科、天南星科次之，各含2种，而其他科为一科1种；在属方面，凤尾蕨属、含笑属、蒲桃属为一属2种，其他属则为一属1种。说明在属的等级上多样性相对较好。 2.1.3 台湾相思（Acacia confusa）—梅叶冬青（Ilex asprella）—半边旗（Pteris semipinnata）群落
该群落的优势种为台湾相思，重要值为85.03，其他主要乔木层植物重要值为：南洋楹，35.79；海南蒲桃，30.12；山杜英，29.81；等。灌木层优势种为梅叶冬青，重要值66.62，其他主要灌木层植物重要值为：九节，38.72；羊角拗，35.65；鸭脚木，21.14；桃金娘，15.13；等。草本层优势种为半边旗，重要值为111.73，其他主要草本植物重要值为：傅氏凤尾蕨，50.13；凤尾蕨，30.64；地毯草，25.99；等。
该群落共有植物37种，24科，33属，属、种的情况为； 台湾相思（Acacia confusa）、梅叶冬青（Ilex asprella）、银边麦冬（Phiopogon jaburan）、珍珠菜（Pogostemon auricularius）、山乌桕（Sapium discolor）、银柴（Aporusa dioica）、土密树（Bridelia tomentosa）、海红豆（Adenanthera microsperma）、南洋楹（Albizia falcataria）、山杜英（Elaeocarpus sylvestris）、长芒杜英（Elaeocarpus apiculatus）、半边旗（Pteris semipinnata）、凤尾蕨（Pteris cretica）、傅氏凤尾蕨（Pteris fauriei）、乌榄（Canarium pimela）、 海金沙（Lygodium japonicum）、地毯草（Axonopus compressus）、五节芒（Miscanthus floridulus）、牛耳枫（Daphniphyllum calycinum）、鸭脚木（Alstonia scholaris）、羊角拗（Strophanthus divaricatus）、芒萁（Dicranopteris dichotoma）、大青（Clerodendrum cyrtophyllum）、白兰（Michelia alba）、醉香含笑（Michelia macclurei）、狗骨柴（Diplospora dubia）、九节（Psychotria rubra）、粗叶榕（Ficus hirta）、铁包金（Berchemia lineata）、钱币石韦（Pyrrosia nummulariifolia）、桃金娘（Rhodomyrtus tomentosa）、海南蒲桃（Syzygium hainanense）、荔枝（Litchi chinensis）、龙眼（Dimocarpus longan）、簕欓花椒（Zanthoxylum avicennae）、石斑木（Rhaphiolepis indica）、豺皮樟（Litsea rotundifolia）。
科的情况：凤尾蕨科（Pteridaceae）、水龙骨科（Polypodiaceae）、里白科（Gleicheniaceae）、海金沙科（Lygodiaceae）、木兰科（Magnoliaceae）、樟科（Lauraceae）、蔷薇科（Rosaceae）、大戟科（Euphorbiaceae）、豆科（Leguminosae）、桑科（Moraceae）、冬青科（Aquifoliaceae）、杜英科（Elaeocarpaceae）、橄榄科（Burseraceae）、虎皮楠科（Daphniphyllaceae）、杜英科（Elaeocarpaceae）、茜草科（Rubiaceae）、桃金娘科（Myrtaceae）、夹竹桃科（Apocynaceae）、鼠李科（Rhamnaceae）、无患子科（Sapindaceae）、芸香科（Rutaceae）、马鞭草科（Verbenaceae）、唇形科（Labiatae）、百合科（Liliaceae）、禾本科（Gramineae）。
其中大戟科、豆科、凤尾蕨科含3种类，禾本科、木兰科、桃金娘科、无患子科次之，有2种类；其他科为一科1种；属方面凤尾蕨属为一属3种，含笑属、杜英属存在一属2种，其他属则是一属1种。
2.1.4 南洋楹（Albizia falcataria）—九节（Psychotria rubra）—乌毛蕨（Blechnum orientale）群落
该群落的乔木层优势种为南洋楹，重要值为62.30；其他主要乔木层植物重要值为：荔枝，36.66；高山榕，32.18；复羽叶栾树，32.46；等。灌木层优势种为九节，重要值为51.59；其他主要灌木层植物重要值为：梅叶冬青，36.90；含笑，46.28；牛耳枫，13.47；等。草本植物优势种为乌毛蕨，重要值为121.73；其他主要草本植物重要值为：海芋，63.19；麦冬，47.22；等。
该群落共有34种植物，21科，39属，种的组成情况为：南洋楹（Albizia falcataria）、麦冬（Ophiopogon japonicus）、山菅兰（Dianella ensifolia）、鼎湖血桐（Macaranga sampsonii）、血桐（Macaranga tanarius）、银柴（Aporusa dioica）、土密树（Bridelia tomentosa）、梅叶冬青（Ilex asprella）、台湾相思（Acacia confusa）、长芒杜英（Elaeocarpus apiculatus）、山杜英（Elaeocarpus sylvestris）、牛耳枫（Daphniphyllum calycinum）、鸭脚木（Alstonia scholaris）、红椎（Castanopsis hystrix）、大青（Clerodendrum cyrtophyllum）、含笑花（Michelia figo）、九节（Psychotria rubra）、垂叶榕（Ficus benjamina）、高山榕（Ficus altissima）、粗叶榕（Ficus hirta）、十字薹草（Carex cruciata）、铁包金（Berchemia lineata）、海南蒲桃（Syzygium hainanense）、桃金娘（Rhodomyrtus tomentosa）、海芋（Alocasia macrorrhiza）、乌毛蕨（Blechnum orientale）、复羽叶栾树（Koelreuteria bipinnata）、荔枝（Litchi chinensis）、九里香（Murraya exotica）、簕欓花椒（Lanthoxylum avicennae）、两面针（Zanthoxylum nitidum）、豺皮樟（Litsea rotundifolia）、阴香（Cinnamomum burmanni）、罗伞树（Ardisia quinquegona）。 科的组成情况为：乌毛蕨科（Blechnaceae）、木兰科 （Magnoliaceae）、樟科（Lauraceae）、壳斗科 （Fagaceae）、大戟科（Euphorbiaceae）、豆科（Leguminosae）、茜草科（Rubiaceae）、杜英科（Elaeocarpaceae）、虎皮楠科 （Daphniphyllaceae）、夹竹桃科（Apocynaceae）、桑科（Moraceae）、鼠李科（Rhamnaceae）、桃金娘科（Myrtaceae）、冬青科（Aquifoliaceae）、无患子科（Sapindaceae）、芸香科（Rutaceae）、紫金牛科 （Myrsinaceae）、马鞭草科（Verbenaceae）、百合科（Liliaceae）、天南星科（Araceae）、莎草科（Cyperaceae）。
大戟科含较多种类，桑科、芸香科次之，大部分科含2-3种类，仅约30 %的科为一科1种的，在属方面，榕属一属含3种，血桐属、杜英属、花椒属为一属2种，其他属则是一属1种。可见这个群落的多样性相对较低。
2.1.5 台湾相思（Acacia confusa）—鸭脚木（Alstonia scholaris）—肾蕨群落（Nephrolepis auriculata）群落
该群落乔木层优势种为台湾相思，重要值为128.74；其他主要乔木层植物为：鸭脚木，重要值36.41；山杜英，重要值36.13；灌木层优势种为鸭脚木，重要值为79.51，其他主要灌木层植物重要值为：九节，66.64；梅叶冬青，35.74；银柴，23.39；含笑 ，16.84；粗叶榕，14.93；毛果算盘子，10.33；等。草本层优势种为肾蕨，重要值为66.61；其他主要草本植物重要值为：金毛狗，59.91；乌毛蕨，47.92；山麦冬，20.94；芒箕，25.90；等。
该群落的植物共有25个种，22个科，24个属，属、种的情况为：台湾相思（Acacia confusa）、鸭脚木（Alstonia scholaris）、山麦冬（Liriope spicata）、金毛狗（Cibotium barometz）、毛果算盘子（Glochidion eriocarpum）、银柴（Aporusa dioica）、土密树（Bridelia tomentosa）、梅叶冬青（Ilex asprella）、山杜英（Elaeocarpus sylvestris）、半边旗（Pteris semipinnata）、凤尾蕨（Pteris cretica）、芒萁（Dicranopteris dichotoma）、大青（Clerodendrum cyrtophyllum）、含笑花（Michelia figo）、大花紫薇（Lagerstroemia speciosa）、九节 （Psychotria rubra）、粗叶榕（Ficus hirta）、肾蕨（Nephrolepis auriculata）、铁包金（Berchemia lineata）、海芋（Alocasia macrorrhiza）、铁线蕨（Adiantum capillus-veneris）、乌毛蕨（Blechnum orientale）、荔枝（Litchi chinensis）、九里香（Murraya exotica）、豺皮樟（Litsea rotundifolia）。
科的组成情况为：铁线蕨科（Adiantaceae）、乌毛蕨科（Blechnaceae）、蚌壳蕨科（Dicksoniaceae）、凤尾蕨科（Pteridaceae）、肾蕨科（Nephrolepidaceae）、里白科（Gleicheniaceae）、木兰科（Magnoliaceae）、樟科（Lauraceae）、大戟科（Euphorbiaceae）、豆科（Leguminosae）、杜英科（Elaeocarpaceae）、夹竹桃科（Apocynaceae）、茜草科（Rubiaceae）、桑科（Moraceae）、鼠李科（Rhamnaceae）、无患子科（ Sapindaceae）、芸香科（Rutaceae）、千屈菜科（Lythraceae）、冬青科（Aquifoliaceae）、马鞭草科（Verbenaceae）、天南星科（Araceae）、百合科（Liliaceae）。
其中大戟科含有3物种，凤尾蕨科有2种，其他科都是一科1种；属方面仅凤尾蕨属存在一属2种，其他属均为一属1种。可见这个群落的多样性相当高，尤其在科和属的等级方面。
2.2 各群落的α-多样性指数
各植物群落种类的多样性、丰富度和均匀度指数指标见表2。
从表2可看出，在群落的3个层次上，群落3的灌木层的种类等级的多样性系数值最高，其多样性系数高达0.9060，其次为群落4，最低的是群落5的0.7105；值得一提的是各群落灌木层的多样性系数、丰富度和均匀度值多数高于其他层次，说明莲花山灌木层的种类的多样性在每个群落内还是较高的。但是还要看其各群落间的灌木层组成的相似性情况，如果也较高，则说明各群落的组成差异也大，则大区域范围的这个层次的多样性才是高的。否则，从大范围来讲，其多样性也不能算高。从表3看，则科与属之间的多样性和丰富度各群落间的大小顺序不很一致，最可以反映其综合特征的是科、属和种的综合多样性指数，结果为自然恢复的群落3、4的指标高，其他几个人为干扰较多的群落则较低。
2.3 各群落的物种相似性系数β-多样性分析
相似度系数或相似性系数是利用物种的定量数据来比较多个群落里每两个群落之间的相似程度，可以分析大区域内各群落的种类组成的相同程度，如此系数值越高，则其反映出该区域的多样性越低，反之亦然。本研究同时采用属和科相似性系数进行分析，不仅可以了解各群落之间植物组成种类层面的相似程度，也可以了解在科和属水平上的组成相似程度，以了解该区域内这个层面的多样性情况。2.3.1 各群落物种相似性系数比较 各群落物种相似性系数的比较结果见表4。
各群落植物种类相似性最高的是群落5与群落4，相似性系数为0.5424；群落3与群落2最低，系数为0.3896；其他组植物种类相似性系数相对居中，基本保持在0.4到0.5之间，说明各群落间植物种类既存在差异也有较大的相似性，莲花山区域的种类多样性水平处在中等偏低状态。
2.3.2 各群落植物科相似性系数比较
各群落植物科的相似性系数值见表5。
各群落植物科相似性最高的是群落3与群落4，相似性系数高达0.7727；群落3与群落2最低，其系数也达到0.5385；其他组植物种类相似性系数相对居中，基本保持在0.54以上，说明系数值偏高，莲花山整体而言植物在科的多样性方面还是偏低一些的。
2.3.3 各群落植物属相似性系数比较
各群落植物属相似性系数的比较见下表6。
各群落植物属相似性最高的是群落3与群落4，相似性系数高达0.717；群落5与群落1最低，系数为0.3684；其他组植物种类相似性系数相对居中，基本保持在0.49到0.62之间。大致的系数值比科的水平要低，但高于种类的水平。
2.3.4 各群落植物科、属、种综合相似性系数比较
各群落植物科、属、种综合相似性系数的比较见表7。各群落植物科、属、种综合相似性最高的是群落3与群落4，相似性系数高达0.8810；群落5与群落1最低，系数为0.5820；其他组的综合相似性系数在0.64至0.82之间。
结合表4至表7可看出各群落间的相似性系数在综合多样性系数值方面是普遍较高的，基本保持在0.58到0.88之间，说明该区域的整体的多样性水平还处在偏低的状态；而科层面次之，系数值在0.538以上；随后是属层面，种类层面的相似性系数相对低，最高的仅为0.5424。说明莲花山公园各群落间植物相同的科较多；值得一提的是，各群落间综合相似性系数情况与属相似性情况有一些同步性，即属的相似性高的两个群落其综合相似性系数值也相对较高。
3 讨论
莲花山公园山地的5个植物群落共有 67 科、128 属和 166 种，可见所含盖的科数已相当多，而属与种的比例也可见每个属所含的种不多，说明植被组成的遗传差异是较大的。在种类组成方面，乔木优势种主要有垂叶榕、细叶榕、台湾相思、两粤黄檀、凤凰树、南洋楹、荔枝、白兰、鸭脚木、山杜英、复羽叶栾树等，多为人工种植树种。灌木则多以九节、豺皮樟、粗叶榕、羊角拗、梅叶冬青、土蜜树等为主，其中九节、豺皮樟、粗叶榕、羊角拗为群落自然演替种，其余则部分为人工植树种，前者在群落中表现出较好的自我更新能力。群落中的草本植物常见的主要有半边萁、傅氏凤尾蕨、海芋、乌毛蕨、山麦冬等。
从群落整体值方面看，种类的多样性（Ds）大小顺序为：群落4>群落3>群落2>群落1>群落5。从5个群落种类的Shannon指数H、丰富度R1 R2及均匀度 J 看，大致的顺序为：群落3>群落4>群落2>群落1>群落5；基本与多样性指数Ds顺序一致。群落3和4为最高和次高，群落5最低；群落3和4为该莲花山公园区域基本处在自然及半自然保护与恢复约20年的状态、人为干扰很少的群落；而其他的群落1、2为靠近路边，人常有进入的区域，而群落5为明显的人工相思树林。而从每个层次植物的多样性指数、丰富度指数和均匀度指数指标看，在乔木层和灌木层的指标也都是以自然恢复状态为主的群落3和4的较明显的高，只是人为干扰的1、2、5群落的草本层指标略偏高一些而已。因此，本研究结果表明处在自然状态恢复的群落，物种多样性高，而且其乔木层的多样性也高，这与人为干扰的群落其植物多样性就一定提高，或者普遍都会提高的观点不同（江小蕾等，2003；毛志宏等，2006；黄志霖等，2011）[22，39-40 ]，而与自然恢复的天然林植物比人工林或人为干扰的林地多样性高的研究结果一致（陈美高，1998；于立忠等，2006；鲁绍伟等，2008；王芸等2013）[23，41-43 ]。尤其值得指出的是，当人工干扰的林地只增加了灌木和较多的草本植物种类，而自然和半自然恢复的林地其乔木群落的物种多样性指数值均较多地高于前者时，由于乔木植物的单位面积生物量明显高于灌木和草本植物，甚至高出几十倍（何柳静等，2012）[44 ]，因而对于植物群落对所在区域的生态服务功能及效益而言，自然植物群落的作用是高出很多、甚至是数倍以上的。这是必须要给予很大的关注和保证的。即不能仅仅看某个群落的种类多样性的高低，而且还要看组成这些种类是乔木的多，还是灌木或草本的多。要考虑在同等程度、甚至低一些的多样性水平的群落条件下，要兼顾好以乔木种类占多数为基本原则，而非仅仅过度地为追求种类的多样性高，而把大多数的草本植物去取代原来高大的乔木种类而形成新的群落，这是不合理的，甚至是错误的。而当乔木层植物较多，其多样性水平也较高的状态，对于区域生态系统结构而言才是最为理想的群落结构。
与深圳其他几个公园及莲花山其他几个样地的研究结果相比（整体数值，其不分析层次的数值），其Ds值基本相当及略偏高，H 值则与前者相近，约60 %高于前者，但也有部分低于后者；J 值也与H值情况相近（尹新新等，2013）[13 ]；与深圳杨梅坑和赤坳山地植被多样性相比（黄玉源等，2014）[31 ]，Ds 值基本上低于杨梅坑群落，而高于受到人为严重干扰的赤坳山地的两植物群落；H值杨梅坑的大部分在3.1～3.3，而莲花山各群落65 %的值低于3.0，有的值为2.67；因此都低于杨梅坑的受到长期保护的各群落，比赤坳山地群落2个值中的一个值高，但其中个别值也低于后者；J 值方面，杨梅坑的大多数在0.83以上，其中70 %的值在0.88以上，赤坳山地的植被J值基本为0.8020、0.7533， 而本研究的J值中，2个值为0.7970以下，一个为0.81，其他2值为：0.8584、0.8817。可见，杨梅坑的群落较明显高于后者，而莲花山的几群落值65 %高于赤坳山地。与10多年前廖文波等（2002）[21 ]对莲花山其他一些群落的结构及多样性研究结果相比，本研究的5个植物群落H 值高于前者的5个群落值的3个，而低于后者的2个。说明该区域的多样性指标情况变化不大，稍有增加，可能种类上会有一些差异。从前文的研究看，其5个群落中，优势种中也有2群落有台湾相思，而本研究所调查的群落地点与前文并不重复，但是也有3个群落的优势种是台湾相思，说明此区域该种类分布较为普遍。Karki等（2013）对美国佐治亚地区的长叶松及两个群落进行了8个不同时期的多样性指标分析[45 ]，与其相比，本研究莲花山各群落的H 值都超出前者很多，有的值超出近2倍；而均匀度J 值方面，各群落的值也有80%的值高于前者；在种类的相似性系数方面Cs， 90%的值明显低于前者，即各群落间的差异性比前者高较多。Lotfalian 等（2012）[3 ]对于Neka-Zalemrood，Hyrcanian 地区的林地与道路距离的多样性变化研究的结果与本研究的各群落相比，本研究比前者即便是距道路很远的群落以及近道路的群落的Ds 值和H 值都高出较多，尤其是H值，比距道路较近的群落高出近30 %～40 %，有的近2倍；R3值也明显高于前者，多数值可达2～3倍。Burton 等（2005）[1 ]研究了美国哥伦比亚州Muscogee and Harris地区的森林植物多样性与城市距离的关系，莲花山的所有群落的H 值均高于前者个类型的群落，部分值高出较多范围；在J 值方面，本研究的各群落也高出前者各群落较多。Wale 等（2012）[46 ]对埃塞俄比亚的自然保护区林地3个群落各层次总体的种类H值为3.43、3.55、3.08，均处较高的水平，说明该国家级自然保护区的环境和生物多样性保护状况较好。与本研究的5群落相比，基本都略高于莲花山的各群落的值。 在科和属的多样性（Df、Dg）方面，科的多样性系数Df、丰富度系数Rf2和属的多样性Dg及丰富度系数Rg2值的顺序与的多样性顺序上有较多的不同；同时，科与属的多样性系数值及丰富度值的顺序也不同。科的多样性Df值表现为群落5和3的多样性最高，而群落2处在中间地位，群落4最低。Dg 值为群落2多样性最高，群落5次之，群落3居中，而群落1的最低。因而表明自然恢复状态的群落3的科、属多样性是处在中等较好水平的，群落4则适当的偏低，而部分人工干扰较强的群落1基本是处在较低或最低的状态，而群落2和5是较好的水平。这些可能是因为受到人为干扰较多的群落，可接受外来植物入侵的空间较多，不同科与属的草本植物等的种类较多一些的原因。但是这些差异从数量上看（Rf1、Rg1）是不明显的。科的丰富度与科的多样性系数顺序不很一致，属的丰富度系数值也与属的多样性值顺序不一致。仅仅是由于在自然和半自然恢复的群落里，同一个科所含的属、或者同一个属所含的种类数偏高而已。
这意味着，虽然有的群落的种类等级的多样性及丰富度等指标高，但是，其科或属等级的多样性可能较低或中等水平。而有的群落在科和属的等级上多样性较高，但其种类等级的多样性及丰富度等却较低或很低。原因可能是上述2个自然恢复的植被群落从演替的时间上看还属于从原来的人工化很强的林场向自然植被恢复的初期阶段或者还受到部分的人为影响。如果科、属与种的多样性均高则为最好，但如果当科的多样性偏低或低时，而属的多样性较高，也能适当弥补群落的多样性偏低的不足，而起到了提高其生物多样性的作用。
与前文相比（黄玉源等，2014）[31 ]，则科的多样性比深圳杨梅坑和赤坳山地的相近和略偏高，而属的多样性则偏低，即每个属内的植物种类偏多。如群落3、4的属多样性Dg低于杨梅坑的群落1、2、3，也低于赤坳山地的2个群落；Rf2、Rf3 的值约50 %低于前文两地点的5群落，而其他的则高于前者的各群落。在种类水平的多样性方面，与杨梅坑的3个约20多年处于自然恢复状态的群落相比，其D值普遍稍低于前者，尤其较多地低于前者的群落2、3， 但H值则基本与前者相当，R值，J值方面则前者的普遍较高；与赤坳的2人工林的群落相比，则约60 %群落的D、H、R及J值比前者高，其他的值低于前者。在β-多样性多样性方面，则莲花山的5个群落的科、属和种的指标整体上高于杨梅坑的3个群落，部分高于赤坳山地的2个人工林群落。说明，虽然莲花山每个群落内的科、属和种多样性处在中等偏低水平，灌木层的多样性较高。但是从大区域的角度看，这些群落的组成成分相同的比例较多，因而构成整个大区域的生物多样性是较低的。
与山地的部分苏铁林的科、属和种类多样性系数相比（黄玉源，2012）[30 ]，莲花山各群落的β-多样性各等级指标均显得明显高，尤其是种类的相似性系数明显高于前者的各群落值。说明在一个较广范围内，其各植物群落组成的多样性水平还是较低的，还有较多的提升空间；在各植物群落内的多样性D值方面，Df、 Dg、Ds 值均低于前者的9个苏铁林。与小南山和应人石的山地植物种类多样性比较，则莲花山的5群落的多样性D、H值均低于前者，尤其是灌木层和草本层的指标相差数值更明显；在均匀度方面也明显低于前者。小南山虽然也类似于莲花山，为人为保护的林地，但人为干扰很少，基本是让其处在自然发育的状态；应人石的2个群落也为被废弃的荔枝林，而约8～10年内基本处在自然恢复状态。可见，这些人为干扰极少林地其多样性是比处于较多人为干扰的林地群落其多样性高（黄玉源，2015）[41 ]。
综合多样性指数十分重要，能很综合的把一个群落的科、属和种的多样性情况反映出来，能表现出各群落各层次的遗传物质组成上的差异性特征。从Dc 值看，其大小顺序为：群落3>群落4>群落2>群落5>群落1。说明本研究的2个处在自然和半自然状态恢复的植物群落即群落3和4的综合多样性是高的，比其他的人为干扰较多的群落1、2和5的多样性水平高。这也与认为人为干扰的群落其植物多样性会提高，或者普遍都会提高的观点不同（江小蕾等，2003；黄志霖等，2011）[39-40 ]，而支持自然恢复的天然林植物比人工林或人为干扰的林地多样性普遍高的观点（于立忠等，2006；鲁绍伟等，2008；王芸等2013） [23，42-43 ]。
从表7可见，综合相似性系数指标值高于属的水平，且略高于科的水平；与杨梅坑及赤坳的群落相比（黄玉源等，2014）[31 ]，其基本所有指标明显高于后者。说明，莲花山区域的各群落之间的科、属和种类的各等级综合的遗传差异相对较低，显示其整个区域的多样性偏低。
整体上看，莲花山公园生态绿地群落的植物多样性还是处在中等、偏低的水平，植物种类与野外山地环境群落相比还显得较少，这与人们的生活行为方式对公园生态群落有着影响有关，但是也与人为干预有关。当然较多区域由于经过10多年的人工保护，处在半自然恢复的状态，部分野生植物已经进入，演替的过程处在半自然的状态，从整个山地处在周围均是街道的状况看，野外种子的进入主要以鸟类携带为主，群落科、属、种的各类多样性指标与其他的城市公园相比是较好的，具备了较好的野生植物栖息地和保护地的作用，也为人们观赏丰富的景观及为城市提供较好的生态效益发挥了好的作用。但是，在植物多样性方面，乔木层的种类还较多为人工种植种类，各群落草本层植物明显较少。在大区域多样性方面，各群落间科、属、种的组成相同的成分还较多。因而其多样性的提高还有很多改造、优化和提升的空间，尤其是乔木植物的自然更新和演替应受到重视，力求少些人为干预和种植小范围的纯林，以提高其整个区域的乔木及与其相联系的草本植物的多样性，以优化群落结构和提高其生态效益。
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[29] Pielou P C. Ecological diversity[M]. Hoboken：John Wiley
关键词：莲花山 植物群落 多样性 植被
随着各地城市化进程的快速，许多原本为自然植被的地方被道路和建筑物所替代，城市中原来自然野生的植物被人工种植种类替代，而且生物量大幅减少。而一个地区的生物多样性状况如何直接关系到生态系统结构的稳定、经济的稳定发展、生态环境状况好坏及可持续发展的重大问题。因此，加大对城市生物多样性的研究是目前国际上面临的最主要任务之一。在植物多样性方面，研究的目的在于探究城市区域的植物多样性水平与中心城区距离、与道路距离的关系（Burton等，2005；Michele 等，2005；Lotfalian等，2012 ）[1-3 ]，与野外山地多样性水平的差异（Clemants等，2003）[4 ]，种类的组成及群落结构特点、多样性及其与面积、人对土地的干预强度、地貌及与建筑物距离的关系，城市之间植物种类组成的相似程度或差异性（Clemants等，2003； Thompson等，2004；黄良美等，2006；黄玉源等，2006， 2011；何柳静等，2013）[4-9 ]，乡土野生种与外来人工种植种类的比例与城市化大都市水平的关系（Ortega-A lvarez等，2011）[10 ]，是否过多地被少数人工种植种类占据大部分区域，以及掌握城市植物组成及植被结构演替的变化及动态趋势。其中在研究多样性的过程中，掌握某时期城市各区域植被科、属、种的组成非常重要，是为该城市区域能长期跟踪植被组成及结构的演替与人为干扰影响的动态变化，及时做出调整策略，同时能够掌握植物多样性与资源的具体数据资料，具有极为重要、乃至重大的意义。上述研究工作的主要目标是为了达到在难以阻止城市化进程的过程中，城市面积不断扩大，自然山地不断被蚕食的状况下，最大可能地把城市区域的街道、平地公园、小花园及山地作为本土植物及其他各类植物的栖息地与分布的场所，尤其是把城市中保留下来的山地作为保护当地植物多样性的自然、半自然栖息地及这些植物的避难所的目的。这关系到大区域生态系统的组成及功能的稳定和正常运行，许多珍稀植物资源的保护和利用，以及城市小气候状况的改善与优化，吸收CO2等温室气体和其他污染物（黄玉源等，2003，2010；黄良美等，2008）[8，11-12 ]，创造良好人居环境的重大问题。关于深圳市植物多样性方面过去也曾开展过一些研究，尹新新等（2013）开展了深圳公园绿地多样性研究[13]，郭微等（2013）开展了深圳绿道沿线植物多样性的研究[14]；在山地植被方面，开展了部分地点的植物群落结构研究，如许建新等（2009）对深圳梧桐山风景区人工林群落进行了调查研究[15]，刘敏等（2007）对深圳凤凰山马占相思林的多样性进行了研究[16]，刘军等（2010）对深圳市大南山地区铁榄群落进行了研究[17]，张永夏等（2007）对深圳大鹏半岛“风水林”香蒲桃群落特征及物种多样性进行了研究[18]；康杰等（2005）研究了深圳笔架山部分植被群落结构特征[19]，汪殿蓓等（2003）对深圳南山区部分天然林群落进行了多样性及演替现状研究[20]。而对于莲花山的植物多样性研究还很少，廖文波等（2002）开展了一些研究[21]，但是，已经过去了10多年，他们的研究主要集中在对公园的植物种类的调查，含农田杂草、人工栽培的观赏植物等均做记录，而且其所涉及的区域面积也有限。对于其自然和半自然分布的山地植被中植物多样性的数量生态学的分析研究还涉及很少。而且在10多年后，对该区域的植物多样性的动态变化状况也不了解。同时，由于在植物群落的生物多样性方面，现阶段究竟是自然林或者是处于自然恢复状态的植物多样性高，还是人工干扰的群落多样性高的理论问题还存在广泛的争议（毛志宏等，2006；王芸等，2013）[22-23]。因此，很有必要对莲花山公园开展进一步的植物多样性研究，掌握莲花山目前山地植物群落的结构组成及多样性构成状况。以便为进一步发挥城市大型山地公园作为野生、珍稀物种栖息地和迁地保护地的作用而制定科学合理的保护和优化措施，为提升公园的植被景观价值、生态价值，以及对掌握该区域植被演替动态，为城市林业生态与园林生态研究等方面提供理论依据和参考。
1 研究地及方法
1.1 研究地地理概况
深圳莲花山因山形似莲花而得名，海拔532 m，位于深圳市中心区北端，南临红荔路，北到莲花路，东起彩田路，西至新洲路，为市中心一个极为重要的绿地系统。 莲花山公园筹建于1992年10月，1997年6月23日正式对外局部开放，迄今已开发并向游人开放区域的面积为80多hm2。公园占地面积194 hm2，是市中心区最大的公共绿色空间，植被较为茂密，绿草如茵。研究在莲花山各区域选取5个植物群落进行研究，其地理位置情况见表1。
1.2 研究地气候概况
莲花山公园地处南亚热带海洋性季风气候区。夏季受东南季风影响，高温多雨；冬季受东北季风和东北信风以及北方寒流的共同影响，干旱，有时稍冷。年均气温22.4 ℃ ， 无寒冷之忧。最高月均温28.1 ℃， 最低月均温12.1 ℃， 最高气温为36.6 ℃，最低气温为1.4 ℃，无霜期为355 d。每年5～9 月为雨季，也是台风季节，有3～ 5 次台风，最大风力可达12 级。年最大降雨量2662.2 mm，年平均降雨量1966.5 mm，日最大降雨量354.0 mm。全年相对湿度较大，年均平均相对湿度77 % 。年日照时数平均为1934 h，年太阳总辐射为4617.9 MJ/m2。气候环境适宜亚热带及部分热带植物的生长。
1.3 研究时间和样方测定方法
1.3.1 研究时间
在2013年7月30日至2013年10月22日，对莲花山公园不同地理位置的5个有代表性的样地做群落结构调查研究。
1.3.2 样方测定方法
每个群落面积600～700 m2以上，每个群落设2～3个样方，每个样方面积为300～400 m2；灌木层样方在乔木的大样方内设4个4 m×4 m的小样方，草本样方在灌木样方内设4个以上1 m×1 m的小样方。测定及记录样方内乔木、灌木和草本植物的种类名称、数量，每个种类各植株的高度、胸径（乔木）、盖度等指标；通过这些数据计算出不同物种的平均胸径、盖度、相对盖度、相对显著度、相对密度、相对优势度、相对频度及重要值，以及各群落之间的相似性系数、多样性指数、丰富度和均匀度指数等指标。其中胸径为树木距地面1.3至1.5 m处的树干直径，但胸径小于5 cm以下的则不测，以灌木类型计算（张峰等，2009）[24]，当断面畸形时，测取最大值和最小值的平均值。乔木幼苗归入灌木层植物统计。参照欧阳志云（2002）的方法及植物在深圳的生态习性，把成年植株高度大于4 m的植物划分为乔木层，在4 m以下的划分为灌木层[25]。因此即便为同一个种类，如果其成年植株高于4 m的话，则划入乔木层；其4 m以下的幼苗则划入灌木层。
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及统计学理论，在随机抽样调查过程中，以能够实现所调查范围基本全部含盖所测群落的种类为原则，亚热带地区所需最小面积为510 m2以上即可（宋永昌，2001；张金屯，2011）[ 26-27]；各群落样地选取的样方数和样方总面积如下：群落1：垂叶榕 细叶榕—杜鹃群落，样方2个：样方总面积700 m2；群落2：台湾相思 两粤黄檀-九节群落，样方3个，样方总面积700 m2；群落3：台湾相思-梅叶冬青群落，样方2个，样方总面积600 m2；群落4：南洋楹-九节群落，样方2个，样方总面积600 m2；群落5：台湾相思 荔枝—鸭脚木群落，样方2个，样方总面积600 m2。整个区域植被所测样地面积共3200 m2。虽然5个群落中，有3个乔木的优势种有台湾相思，但是，这3个群落相隔数百米，部分相隔1 km以上， 中间有其他植物为优势种的群落，而且有山岭相隔。群落3、4为处在自然及半自然恢复状态的林地，其他3个群落为受到不同程度人为干扰的群落，其中群落5属于人工林。
1.4 数据分析方法
1.4.1 重要值
①乔木层植物重要值计算公式：
重要值=相对密度 相对频度 相对优势度
②灌木层植物重要值计算公式：
重要值=相对密度 相对频度 相对盖度
③草本层植物重要值计算公式：
重要值=相对密度 相对频度 相对盖度
1.4.2 多样性指数
生物多样性是指生物中的多样化和变异性以及物种生境的生态复杂性，它主要可分为遗传多样性、物种多样性和生态系统多样性等层面，而其中还有一些中间过渡的多样性指标，如科、属的多样性（Lloyd， 1968； Pielou， 1975）[28-29 ]、景观多样性等。
①物种的多样性（Simpson指数）
D =1-■ ■（ i = 1，2，………，n ）
式中，S：植物的种类数；N：全部种类的个体数；Ni：样地内某种类的个体数。
②属的多样性
根据Pielou（1975）和Lloyd（1968）关于科、属多样性统计的理论及应用[28-29]，属的多样性指数计算为（黄玉源等，2012、2014 ） [30-31]：
D g=1-■ ■（ i = 1，2，………，n）
式中，g： 属的数目；Ng：全部属的种类数；Ngi：样地内某属的种类数。
③ 科的多样性
根据Pielou（1975）和Lloyd（1968）关于科、属多样性统计的理论及应用，科的多样性指数计算为（黄玉源等，2012、2014） [28-31 ]：
D f =1-■ ■（ i = 1，2，………，n）
式中，f：科的数目；Nf：全部科的属的总数目；Nfi：某个科的属的数目。
④ 综合多样性指数（黄玉源等，2014）[31 ]
Dc = Df1 Dg1 Ds
⑤Shannon-Wiener 指数
H=-■ PilnPi
式中，Pi 为Ni为种类i的个体数与N为全部种类的个体数的比值。 1.4.3 物种丰富度指数
①Odum指数：
R1 = ■
②Menhinnick 指数：
R2 = ■
以上①、②式中：S 为物种数； N 为全部种的个体数。
1.4.4 属的丰富度
在属的丰富度方法中，较多研究直接用属的数目作为指标，即R1= G（G为属的数量），也有用R2= S/G，（S为群落内种类的数量）（刘桂林等；2004；王志恒等；2004；刘洋等，2007；冯永军等；2008；曾美銮， 2012；李栋等，2014；刘建泉等，2010）[32-38 ]；这些指标的缺陷在于如果种类数越多，属越少，则R值越高，但此时属的多样性是越低的；即当两个群落具有相同数量的物种时，此值越高，则属的多样性越低。本研究采用属的丰富度系数计算为（黄玉源等，2014）[31 ]：
Rg1 = G ；Rg2 = ■
式中，G 为属的数目，S 为种类的数目。此公式意味着S 值越高，则多样性越低，即在一个群落里，每个属都含有较多的种类数，则其整个群落的属的多样性低。因而，假如每个群落内每个属只有一个种的状态下，其属的多样性则越高。
1.4.5 科的丰富度
在科的丰富度方法中，较多直接用科的数目作为指标，即R1= F（F为属的数量），也有用R2= G/F，（刘桂林等；2004；王志恒等；2004；刘建泉等，2010；曾美銮， 2012；李栋等，2014；） [32-33，36-38 ]；其中，这里的缺陷与属的丰富度测度同，即当两个群落具有相同的属数量时，此值越高则反映出科的多样性是越低的。因此，这类测度值是当几个群落的R1相近时，值越小，则反映科的丰富度越高。刘桂林等（2004）采用了Shannon-Wiener 指数为基础的属的多样性指标：H’（G），是好的方[32]；本研究科的丰富度系数计算为（黄玉源等，2014） [31 ]：
Rf1 = F ；Rf2 = ■
式中，F 为科的数目，G 为属的数目。
1.4.6 Pielou均匀度指数
J= ■
式中：H = -∑[（Ni / N）ln（Ni / N）]（Shannon-Weinner多样性指数）；S 为样地中物种的总数。
1.4.7 群落相似性系数（Sorenson指数）
①种类的相似性系数
Cs= ■
式中，as：A群落中的种类数；bs：B群落中的种类数；Ns：A、B群落共有的种类数。
②属的相似性系数（黄玉源等，2012，2014） [30-31 ]
Cg= ■
式中，ag：A群落中的属的总数目；bg：B群落中的属的总数目；Ng：A、B群落共有属的总数目。
③科的相似性系数（黄玉源等，2012，2014） [30-31 ]
Cf = ■
式中，af：A群落中的科的总数目；bf：B群落中的科的总数目；Nf：A、B群落共有科的总数目。
④科、属、种的综合相似性系数（黄玉源等，2014）[31 ]
Bc = ■
式中：βc为综合相似性系数，Nf 为两个群落共有的科数量，Ng为两个群落共有的属数量，Ns为两个群落共有的种数量；Nfa为群落A科的数量，Nga为群落A属的数量，Nsa为群落A种的数量；Nfb为群落B科的数量，Ngb为群落B属的数量，Nsb 为群落B种的数量。
2 结果
2.1 植物群落组成特征
各植物群落均属于常绿阔叶林植被类型，各群落的名称是根据各层次中重要值最高的种类所给予的。
2.1.1 垂叶榕（Ficus benjamina） 细叶榕（Ficus microcarpa）—杜鹃（Rhododendron simsii）—半边旗（Pteris semipinnata）群落
该群落的乔木层优势种为细叶榕和垂叶榕，其重要值分别为49.31和64.54（总值为300，下同），其他部分主要乔木的重要值：凤凰木，32.01；罗浮锥，33.01；白兰，18.21；毛麻楝，28.57；假苹婆，13.23；等。灌木层：优势种为杜鹃，重要值为72.52；其他主要灌木的重要值为：豺皮樟，30.64；九节，37.88；潺搞树，18.53等。草本层优势种为半边旗，重要值为120.50，其他主要草本植物的重要值为：海芋，51.85；傅氏凤尾蕨，40.65；等。
共有植物40种，26科，32属，种类情况为（其中可见属的组成情况，下同）：细叶榕（Ficus microcarpa）、垂叶榕（Ficus benjamina）、珍珠菜（Pogostemon auricularius）、厚叶算盘子（Glochidion hirsutum）、银柴（Aporusa dioica）、土密树（Bridelia tomentosa）、梅叶冬青（Ilex asprella）、血桐（Macaranga tanarius）、凤凰木（Delonix regia）、台湾相思（Acacia confusa）、杜鹃（Rhododendron simsii）、锦绣杜鹃（Rhododendron pulchrum）、半边旗（Pteris semipinnata）、傅氏凤尾蕨（Pteris fauriei）、凤尾蕨（Pteris cretica var. nervosa）、五节芒（Miscanthus floridulus）、鸭脚木（Alstonia scholaris）、檵木（Loropetalum chinense）、罗浮锥（Castanopsis faberi Hance）、红椎（Castanopsis hystrix）、芒萁（Dicranopteris dichotoma）、毛麻楝（Chukrasia tabularis）、火炭母（Polygonum chinense）、白兰（Michelia alba）、杧果（Mangifera indica）、盐肤木（Rhus chinensis）、九节（Psychotria rubra）、高山榕（Ficus altissima）、粗叶榕（Ficus hirta）、海南榄仁（Terminalia hainanensis）、海芋（Alocasia macrorrhiza）、荔枝（Litchi chinensis）、假苹婆（Sterculia lanceolata）、两面针（Zanthoxylum nitidum）、阴香（Cinnamomum burmanni）、潺槁树（Litsea glutinosa）、豺皮樟（Litsea rotundifolia）、罗伞树（Ardisia quinquegona）、光叶子花（Bougainvillea glabra）、针葵（Phoenix canariensis）。 科的组成情况为：凤尾蕨科 （Pteridaceae）、里白科（Gleicheniaceae）、木兰科 （Magnoliaceae）、金缕梅科（Hamamelidaceae）、壳斗科（Fagaceae）、樟科（Lauraceae）、大戟科 （Euphorbiaceae）、漆树科（Anacardiaceae）、桑科（Moraceae）、茜草科（Rubiaceae）、芸香科 （Rutaceae）、蓼科（Polygonaceae）、豆科 （Leguminosae）、楝科（Meliaceae）、冬青科 （Aquifoliaceae）、梧桐科（Sterculiaceae）、无患子科（Sapindaceae）、紫金牛科（Myrsinaceae）、夹竹桃科 （Apocynaceae）、紫茉莉科（Nyctaginaceae）、使君子科 （Combretaceae）、唇形科 （Labiatae）、禾本科 （Gramineae）、天南星科（Araceae）、棕榈科（Palmae）。
其中大戟科、凤尾蕨科、桑科、樟科每个科含3～4个物种，豆科、杜鹃花科、壳斗科、漆树科次之，每科含2种，而其他科基本为一科1种；属方面，榕属、凤尾蕨属、木姜子属、锥属存在一属多种现象，其他属则是一属1种。
2.1.2 台湾相思（Acacia confusa） 两粤黄檀（Dalbergia benthami）—九节（Psychotria rubra）—半边旗（Pteris semipinnata）群落
该群落的乔木层优势种为：台湾相思，重要值为98.63；次优种为两粤黄檀，重要值64.03，其他主要乔木植物：凤凰木，重要值为24.48；紫檀，重要值为18.24；银柴，重要值为14.07；等。灌木层优势种为九节，重要值60.55；其他主要灌木层植物的重要值为：银柴，47.62；土蜜树，36.80；豺皮樟为37.75；等。草本层优势种为半边旗，重要值为97.59；其他草本植物的重要值为：海芋，60.53；牛筋草，23.23；十字薹草，25.91；蟛蜞菊，20.49；等。
该群落共有40种，29科，37属，种类的组成情况为：台湾相思（Acacia confusa）、两粤黄檀（Dalbergia benthami）、山菅兰（Dianella ensifolia）、鼎湖血桐（Macaranga sampsonii）、银柴（Aporusa dioica）、土密树（Bridelia tomentosa）、梅叶冬青（Ilex asprella）、凤凰木（Delonix regia）、南洋楹（Albizia falcataria）、紫檀（Pterocarpus indicus）、锦绣杜鹃（Rhododendron pulchrum）、杜英（Elaeocarpus decipiens）、半边旗（Pteris semipinnata）、傅氏凤尾蕨（Pteris fauriei）、牛筋草（Eleusine indica）、牛耳枫（Daphniphyllum calycinum）、鸭脚木（Alstonia scholaris）、檵木（Loropetalum chinense）、华南毛蕨（Cyclosorus parasiticus）、蟛蜞菊（Wedelia chinensis）、毛麻楝（Chukrasia tabularis）、火炭母（Polygonum chinense）、白兰（Michelia alba）、醉香含笑（Michelia macclurei）、杧果（Mangifera indica）、大花紫薇（Lagerstroemia speciosa）、九节（Psychotria rubra）、粗叶榕（Ficus hirta）、细叶榕（Ficus microcarpa）、十字薹草（Carex cruciata）、铁包金（Berchemia lineata）、蒲桃（Syzygium jambos）、洋蒲桃（Syzygium samarangense）、海芋（Alocasia macrorrhiza）、合果芋（Syngonium podophyllum）、铁线蕨（Adiantum capillus-veneris）、假苹婆（Sterculia lanceolata）、幌伞枫（Heteropanax fragrans）、豺皮樟（Litsea rotundifolia）、罗伞树（Ardisia quinquegona）。
科的组成情况为； 金星蕨科（Thelypteridaceae）、凤尾蕨科（Pteridaceae）、铁线蕨科（Adiantaceae）、木兰科（Magnoliaceae）、金缕梅科（Hamamelidaceae）、樟科（Lauraceae）、蓼科（Polygonaceae）、大戟科（Euphorbiaceae）、杜英科（Elaeocarpaceae）、冬青科（Aquifoliaceae）、豆科（Leguminosae）、桃金娘科（Myrtaceae）、漆树科（Anacardiaceae）、桑科（Moraceae）、杜鹃花科（Ericaceae）、虎皮楠科（Daphniphyllaceae）、夹竹桃科（Apocynaceae）、梧桐科（Sterculiaceae）、楝科（Meliaceae）、茜草科（Rubiaceae）、鼠李科（Rhamnaceae）、五加科（Araliaceae）、紫金牛科（Myrsinaceae）、千屈菜科（Lythraceae）、菊科（Compositae）、百合科（Liliaceae）、天南星科（Araceae）、莎草科（Cyperaceae）、禾本科（ Gramineae）。
其中豆科含5种，大戟科3种，凤尾蕨科、木兰科、桃金娘科、天南星科次之，各含2种，而其他科为一科1种；在属方面，凤尾蕨属、含笑属、蒲桃属为一属2种，其他属则为一属1种。说明在属的等级上多样性相对较好。 2.1.3 台湾相思（Acacia confusa）—梅叶冬青（Ilex asprella）—半边旗（Pteris semipinnata）群落
该群落的优势种为台湾相思，重要值为85.03，其他主要乔木层植物重要值为：南洋楹，35.79；海南蒲桃，30.12；山杜英，29.81；等。灌木层优势种为梅叶冬青，重要值66.62，其他主要灌木层植物重要值为：九节，38.72；羊角拗，35.65；鸭脚木，21.14；桃金娘，15.13；等。草本层优势种为半边旗，重要值为111.73，其他主要草本植物重要值为：傅氏凤尾蕨，50.13；凤尾蕨，30.64；地毯草，25.99；等。
该群落共有植物37种，24科，33属，属、种的情况为； 台湾相思（Acacia confusa）、梅叶冬青（Ilex asprella）、银边麦冬（Phiopogon jaburan）、珍珠菜（Pogostemon auricularius）、山乌桕（Sapium discolor）、银柴（Aporusa dioica）、土密树（Bridelia tomentosa）、海红豆（Adenanthera microsperma）、南洋楹（Albizia falcataria）、山杜英（Elaeocarpus sylvestris）、长芒杜英（Elaeocarpus apiculatus）、半边旗（Pteris semipinnata）、凤尾蕨（Pteris cretica）、傅氏凤尾蕨（Pteris fauriei）、乌榄（Canarium pimela）、 海金沙（Lygodium japonicum）、地毯草（Axonopus compressus）、五节芒（Miscanthus floridulus）、牛耳枫（Daphniphyllum calycinum）、鸭脚木（Alstonia scholaris）、羊角拗（Strophanthus divaricatus）、芒萁（Dicranopteris dichotoma）、大青（Clerodendrum cyrtophyllum）、白兰（Michelia alba）、醉香含笑（Michelia macclurei）、狗骨柴（Diplospora dubia）、九节（Psychotria rubra）、粗叶榕（Ficus hirta）、铁包金（Berchemia lineata）、钱币石韦（Pyrrosia nummulariifolia）、桃金娘（Rhodomyrtus tomentosa）、海南蒲桃（Syzygium hainanense）、荔枝（Litchi chinensis）、龙眼（Dimocarpus longan）、簕欓花椒（Zanthoxylum avicennae）、石斑木（Rhaphiolepis indica）、豺皮樟（Litsea rotundifolia）。
科的情况：凤尾蕨科（Pteridaceae）、水龙骨科（Polypodiaceae）、里白科（Gleicheniaceae）、海金沙科（Lygodiaceae）、木兰科（Magnoliaceae）、樟科（Lauraceae）、蔷薇科（Rosaceae）、大戟科（Euphorbiaceae）、豆科（Leguminosae）、桑科（Moraceae）、冬青科（Aquifoliaceae）、杜英科（Elaeocarpaceae）、橄榄科（Burseraceae）、虎皮楠科（Daphniphyllaceae）、杜英科（Elaeocarpaceae）、茜草科（Rubiaceae）、桃金娘科（Myrtaceae）、夹竹桃科（Apocynaceae）、鼠李科（Rhamnaceae）、无患子科（Sapindaceae）、芸香科（Rutaceae）、马鞭草科（Verbenaceae）、唇形科（Labiatae）、百合科（Liliaceae）、禾本科（Gramineae）。
其中大戟科、豆科、凤尾蕨科含3种类，禾本科、木兰科、桃金娘科、无患子科次之，有2种类；其他科为一科1种；属方面凤尾蕨属为一属3种，含笑属、杜英属存在一属2种，其他属则是一属1种。
2.1.4 南洋楹（Albizia falcataria）—九节（Psychotria rubra）—乌毛蕨（Blechnum orientale）群落
该群落的乔木层优势种为南洋楹，重要值为62.30；其他主要乔木层植物重要值为：荔枝，36.66；高山榕，32.18；复羽叶栾树，32.46；等。灌木层优势种为九节，重要值为51.59；其他主要灌木层植物重要值为：梅叶冬青，36.90；含笑，46.28；牛耳枫，13.47；等。草本植物优势种为乌毛蕨，重要值为121.73；其他主要草本植物重要值为：海芋，63.19；麦冬，47.22；等。
该群落共有34种植物，21科，39属，种的组成情况为：南洋楹（Albizia falcataria）、麦冬（Ophiopogon japonicus）、山菅兰（Dianella ensifolia）、鼎湖血桐（Macaranga sampsonii）、血桐（Macaranga tanarius）、银柴（Aporusa dioica）、土密树（Bridelia tomentosa）、梅叶冬青（Ilex asprella）、台湾相思（Acacia confusa）、长芒杜英（Elaeocarpus apiculatus）、山杜英（Elaeocarpus sylvestris）、牛耳枫（Daphniphyllum calycinum）、鸭脚木（Alstonia scholaris）、红椎（Castanopsis hystrix）、大青（Clerodendrum cyrtophyllum）、含笑花（Michelia figo）、九节（Psychotria rubra）、垂叶榕（Ficus benjamina）、高山榕（Ficus altissima）、粗叶榕（Ficus hirta）、十字薹草（Carex cruciata）、铁包金（Berchemia lineata）、海南蒲桃（Syzygium hainanense）、桃金娘（Rhodomyrtus tomentosa）、海芋（Alocasia macrorrhiza）、乌毛蕨（Blechnum orientale）、复羽叶栾树（Koelreuteria bipinnata）、荔枝（Litchi chinensis）、九里香（Murraya exotica）、簕欓花椒（Lanthoxylum avicennae）、两面针（Zanthoxylum nitidum）、豺皮樟（Litsea rotundifolia）、阴香（Cinnamomum burmanni）、罗伞树（Ardisia quinquegona）。 科的组成情况为：乌毛蕨科（Blechnaceae）、木兰科 （Magnoliaceae）、樟科（Lauraceae）、壳斗科 （Fagaceae）、大戟科（Euphorbiaceae）、豆科（Leguminosae）、茜草科（Rubiaceae）、杜英科（Elaeocarpaceae）、虎皮楠科 （Daphniphyllaceae）、夹竹桃科（Apocynaceae）、桑科（Moraceae）、鼠李科（Rhamnaceae）、桃金娘科（Myrtaceae）、冬青科（Aquifoliaceae）、无患子科（Sapindaceae）、芸香科（Rutaceae）、紫金牛科 （Myrsinaceae）、马鞭草科（Verbenaceae）、百合科（Liliaceae）、天南星科（Araceae）、莎草科（Cyperaceae）。
大戟科含较多种类，桑科、芸香科次之，大部分科含2-3种类，仅约30 %的科为一科1种的，在属方面，榕属一属含3种，血桐属、杜英属、花椒属为一属2种，其他属则是一属1种。可见这个群落的多样性相对较低。
2.1.5 台湾相思（Acacia confusa）—鸭脚木（Alstonia scholaris）—肾蕨群落（Nephrolepis auriculata）群落
该群落乔木层优势种为台湾相思，重要值为128.74；其他主要乔木层植物为：鸭脚木，重要值36.41；山杜英，重要值36.13；灌木层优势种为鸭脚木，重要值为79.51，其他主要灌木层植物重要值为：九节，66.64；梅叶冬青，35.74；银柴，23.39；含笑 ，16.84；粗叶榕，14.93；毛果算盘子，10.33；等。草本层优势种为肾蕨，重要值为66.61；其他主要草本植物重要值为：金毛狗，59.91；乌毛蕨，47.92；山麦冬，20.94；芒箕，25.90；等。
该群落的植物共有25个种，22个科，24个属，属、种的情况为：台湾相思（Acacia confusa）、鸭脚木（Alstonia scholaris）、山麦冬（Liriope spicata）、金毛狗（Cibotium barometz）、毛果算盘子（Glochidion eriocarpum）、银柴（Aporusa dioica）、土密树（Bridelia tomentosa）、梅叶冬青（Ilex asprella）、山杜英（Elaeocarpus sylvestris）、半边旗（Pteris semipinnata）、凤尾蕨（Pteris cretica）、芒萁（Dicranopteris dichotoma）、大青（Clerodendrum cyrtophyllum）、含笑花（Michelia figo）、大花紫薇（Lagerstroemia speciosa）、九节 （Psychotria rubra）、粗叶榕（Ficus hirta）、肾蕨（Nephrolepis auriculata）、铁包金（Berchemia lineata）、海芋（Alocasia macrorrhiza）、铁线蕨（Adiantum capillus-veneris）、乌毛蕨（Blechnum orientale）、荔枝（Litchi chinensis）、九里香（Murraya exotica）、豺皮樟（Litsea rotundifolia）。
科的组成情况为：铁线蕨科（Adiantaceae）、乌毛蕨科（Blechnaceae）、蚌壳蕨科（Dicksoniaceae）、凤尾蕨科（Pteridaceae）、肾蕨科（Nephrolepidaceae）、里白科（Gleicheniaceae）、木兰科（Magnoliaceae）、樟科（Lauraceae）、大戟科（Euphorbiaceae）、豆科（Leguminosae）、杜英科（Elaeocarpaceae）、夹竹桃科（Apocynaceae）、茜草科（Rubiaceae）、桑科（Moraceae）、鼠李科（Rhamnaceae）、无患子科（ Sapindaceae）、芸香科（Rutaceae）、千屈菜科（Lythraceae）、冬青科（Aquifoliaceae）、马鞭草科（Verbenaceae）、天南星科（Araceae）、百合科（Liliaceae）。
其中大戟科含有3物种，凤尾蕨科有2种，其他科都是一科1种；属方面仅凤尾蕨属存在一属2种，其他属均为一属1种。可见这个群落的多样性相当高，尤其在科和属的等级方面。
2.2 各群落的α-多样性指数
各植物群落种类的多样性、丰富度和均匀度指数指标见表2。
从表2可看出，在群落的3个层次上，群落3的灌木层的种类等级的多样性系数值最高，其多样性系数高达0.9060，其次为群落4，最低的是群落5的0.7105；值得一提的是各群落灌木层的多样性系数、丰富度和均匀度值多数高于其他层次，说明莲花山灌木层的种类的多样性在每个群落内还是较高的。但是还要看其各群落间的灌木层组成的相似性情况，如果也较高，则说明各群落的组成差异也大，则大区域范围的这个层次的多样性才是高的。否则，从大范围来讲，其多样性也不能算高。从表3看，则科与属之间的多样性和丰富度各群落间的大小顺序不很一致，最可以反映其综合特征的是科、属和种的综合多样性指数，结果为自然恢复的群落3、4的指标高，其他几个人为干扰较多的群落则较低。
2.3 各群落的物种相似性系数β-多样性分析
相似度系数或相似性系数是利用物种的定量数据来比较多个群落里每两个群落之间的相似程度，可以分析大区域内各群落的种类组成的相同程度，如此系数值越高，则其反映出该区域的多样性越低，反之亦然。本研究同时采用属和科相似性系数进行分析，不仅可以了解各群落之间植物组成种类层面的相似程度，也可以了解在科和属水平上的组成相似程度，以了解该区域内这个层面的多样性情况。2.3.1 各群落物种相似性系数比较 各群落物种相似性系数的比较结果见表4。
各群落植物种类相似性最高的是群落5与群落4，相似性系数为0.5424；群落3与群落2最低，系数为0.3896；其他组植物种类相似性系数相对居中，基本保持在0.4到0.5之间，说明各群落间植物种类既存在差异也有较大的相似性，莲花山区域的种类多样性水平处在中等偏低状态。
2.3.2 各群落植物科相似性系数比较
各群落植物科的相似性系数值见表5。
各群落植物科相似性最高的是群落3与群落4，相似性系数高达0.7727；群落3与群落2最低，其系数也达到0.5385；其他组植物种类相似性系数相对居中，基本保持在0.54以上，说明系数值偏高，莲花山整体而言植物在科的多样性方面还是偏低一些的。
2.3.3 各群落植物属相似性系数比较
各群落植物属相似性系数的比较见下表6。
各群落植物属相似性最高的是群落3与群落4，相似性系数高达0.717；群落5与群落1最低，系数为0.3684；其他组植物种类相似性系数相对居中，基本保持在0.49到0.62之间。大致的系数值比科的水平要低，但高于种类的水平。
2.3.4 各群落植物科、属、种综合相似性系数比较
各群落植物科、属、种综合相似性系数的比较见表7。各群落植物科、属、种综合相似性最高的是群落3与群落4，相似性系数高达0.8810；群落5与群落1最低，系数为0.5820；其他组的综合相似性系数在0.64至0.82之间。
结合表4至表7可看出各群落间的相似性系数在综合多样性系数值方面是普遍较高的，基本保持在0.58到0.88之间，说明该区域的整体的多样性水平还处在偏低的状态；而科层面次之，系数值在0.538以上；随后是属层面，种类层面的相似性系数相对低，最高的仅为0.5424。说明莲花山公园各群落间植物相同的科较多；值得一提的是，各群落间综合相似性系数情况与属相似性情况有一些同步性，即属的相似性高的两个群落其综合相似性系数值也相对较高。
3 讨论
莲花山公园山地的5个植物群落共有 67 科、128 属和 166 种，可见所含盖的科数已相当多，而属与种的比例也可见每个属所含的种不多，说明植被组成的遗传差异是较大的。在种类组成方面，乔木优势种主要有垂叶榕、细叶榕、台湾相思、两粤黄檀、凤凰树、南洋楹、荔枝、白兰、鸭脚木、山杜英、复羽叶栾树等，多为人工种植树种。灌木则多以九节、豺皮樟、粗叶榕、羊角拗、梅叶冬青、土蜜树等为主，其中九节、豺皮樟、粗叶榕、羊角拗为群落自然演替种，其余则部分为人工植树种，前者在群落中表现出较好的自我更新能力。群落中的草本植物常见的主要有半边萁、傅氏凤尾蕨、海芋、乌毛蕨、山麦冬等。
从群落整体值方面看，种类的多样性（Ds）大小顺序为：群落4>群落3>群落2>群落1>群落5。从5个群落种类的Shannon指数H、丰富度R1 R2及均匀度 J 看，大致的顺序为：群落3>群落4>群落2>群落1>群落5；基本与多样性指数Ds顺序一致。群落3和4为最高和次高，群落5最低；群落3和4为该莲花山公园区域基本处在自然及半自然保护与恢复约20年的状态、人为干扰很少的群落；而其他的群落1、2为靠近路边，人常有进入的区域，而群落5为明显的人工相思树林。而从每个层次植物的多样性指数、丰富度指数和均匀度指数指标看，在乔木层和灌木层的指标也都是以自然恢复状态为主的群落3和4的较明显的高，只是人为干扰的1、2、5群落的草本层指标略偏高一些而已。因此，本研究结果表明处在自然状态恢复的群落，物种多样性高，而且其乔木层的多样性也高，这与人为干扰的群落其植物多样性就一定提高，或者普遍都会提高的观点不同（江小蕾等，2003；毛志宏等，2006；黄志霖等，2011）[22，39-40 ]，而与自然恢复的天然林植物比人工林或人为干扰的林地多样性高的研究结果一致（陈美高，1998；于立忠等，2006；鲁绍伟等，2008；王芸等2013）[23，41-43 ]。尤其值得指出的是，当人工干扰的林地只增加了灌木和较多的草本植物种类，而自然和半自然恢复的林地其乔木群落的物种多样性指数值均较多地高于前者时，由于乔木植物的单位面积生物量明显高于灌木和草本植物，甚至高出几十倍（何柳静等，2012）[44 ]，因而对于植物群落对所在区域的生态服务功能及效益而言，自然植物群落的作用是高出很多、甚至是数倍以上的。这是必须要给予很大的关注和保证的。即不能仅仅看某个群落的种类多样性的高低，而且还要看组成这些种类是乔木的多，还是灌木或草本的多。要考虑在同等程度、甚至低一些的多样性水平的群落条件下，要兼顾好以乔木种类占多数为基本原则，而非仅仅过度地为追求种类的多样性高，而把大多数的草本植物去取代原来高大的乔木种类而形成新的群落，这是不合理的，甚至是错误的。而当乔木层植物较多，其多样性水平也较高的状态，对于区域生态系统结构而言才是最为理想的群落结构。
与深圳其他几个公园及莲花山其他几个样地的研究结果相比（整体数值，其不分析层次的数值），其Ds值基本相当及略偏高，H 值则与前者相近，约60 %高于前者，但也有部分低于后者；J 值也与H值情况相近（尹新新等，2013）[13 ]；与深圳杨梅坑和赤坳山地植被多样性相比（黄玉源等，2014）[31 ]，Ds 值基本上低于杨梅坑群落，而高于受到人为严重干扰的赤坳山地的两植物群落；H值杨梅坑的大部分在3.1～3.3，而莲花山各群落65 %的值低于3.0，有的值为2.67；因此都低于杨梅坑的受到长期保护的各群落，比赤坳山地群落2个值中的一个值高，但其中个别值也低于后者；J 值方面，杨梅坑的大多数在0.83以上，其中70 %的值在0.88以上，赤坳山地的植被J值基本为0.8020、0.7533， 而本研究的J值中，2个值为0.7970以下，一个为0.81，其他2值为：0.8584、0.8817。可见，杨梅坑的群落较明显高于后者，而莲花山的几群落值65 %高于赤坳山地。与10多年前廖文波等（2002）[21 ]对莲花山其他一些群落的结构及多样性研究结果相比，本研究的5个植物群落H 值高于前者的5个群落值的3个，而低于后者的2个。说明该区域的多样性指标情况变化不大，稍有增加，可能种类上会有一些差异。从前文的研究看，其5个群落中，优势种中也有2群落有台湾相思，而本研究所调查的群落地点与前文并不重复，但是也有3个群落的优势种是台湾相思，说明此区域该种类分布较为普遍。Karki等（2013）对美国佐治亚地区的长叶松及两个群落进行了8个不同时期的多样性指标分析[45 ]，与其相比，本研究莲花山各群落的H 值都超出前者很多，有的值超出近2倍；而均匀度J 值方面，各群落的值也有80%的值高于前者；在种类的相似性系数方面Cs， 90%的值明显低于前者，即各群落间的差异性比前者高较多。Lotfalian 等（2012）[3 ]对于Neka-Zalemrood，Hyrcanian 地区的林地与道路距离的多样性变化研究的结果与本研究的各群落相比，本研究比前者即便是距道路很远的群落以及近道路的群落的Ds 值和H 值都高出较多，尤其是H值，比距道路较近的群落高出近30 %～40 %，有的近2倍；R3值也明显高于前者，多数值可达2～3倍。Burton 等（2005）[1 ]研究了美国哥伦比亚州Muscogee and Harris地区的森林植物多样性与城市距离的关系，莲花山的所有群落的H 值均高于前者个类型的群落，部分值高出较多范围；在J 值方面，本研究的各群落也高出前者各群落较多。Wale 等（2012）[46 ]对埃塞俄比亚的自然保护区林地3个群落各层次总体的种类H值为3.43、3.55、3.08，均处较高的水平，说明该国家级自然保护区的环境和生物多样性保护状况较好。与本研究的5群落相比，基本都略高于莲花山的各群落的值。 在科和属的多样性（Df、Dg）方面，科的多样性系数Df、丰富度系数Rf2和属的多样性Dg及丰富度系数Rg2值的顺序与的多样性顺序上有较多的不同；同时，科与属的多样性系数值及丰富度值的顺序也不同。科的多样性Df值表现为群落5和3的多样性最高，而群落2处在中间地位，群落4最低。Dg 值为群落2多样性最高，群落5次之，群落3居中，而群落1的最低。因而表明自然恢复状态的群落3的科、属多样性是处在中等较好水平的，群落4则适当的偏低，而部分人工干扰较强的群落1基本是处在较低或最低的状态，而群落2和5是较好的水平。这些可能是因为受到人为干扰较多的群落，可接受外来植物入侵的空间较多，不同科与属的草本植物等的种类较多一些的原因。但是这些差异从数量上看（Rf1、Rg1）是不明显的。科的丰富度与科的多样性系数顺序不很一致，属的丰富度系数值也与属的多样性值顺序不一致。仅仅是由于在自然和半自然恢复的群落里，同一个科所含的属、或者同一个属所含的种类数偏高而已。
这意味着，虽然有的群落的种类等级的多样性及丰富度等指标高，但是，其科或属等级的多样性可能较低或中等水平。而有的群落在科和属的等级上多样性较高，但其种类等级的多样性及丰富度等却较低或很低。原因可能是上述2个自然恢复的植被群落从演替的时间上看还属于从原来的人工化很强的林场向自然植被恢复的初期阶段或者还受到部分的人为影响。如果科、属与种的多样性均高则为最好，但如果当科的多样性偏低或低时，而属的多样性较高，也能适当弥补群落的多样性偏低的不足，而起到了提高其生物多样性的作用。
与前文相比（黄玉源等，2014）[31 ]，则科的多样性比深圳杨梅坑和赤坳山地的相近和略偏高，而属的多样性则偏低，即每个属内的植物种类偏多。如群落3、4的属多样性Dg低于杨梅坑的群落1、2、3，也低于赤坳山地的2个群落；Rf2、Rf3 的值约50 %低于前文两地点的5群落，而其他的则高于前者的各群落。在种类水平的多样性方面，与杨梅坑的3个约20多年处于自然恢复状态的群落相比，其D值普遍稍低于前者，尤其较多地低于前者的群落2、3， 但H值则基本与前者相当，R值，J值方面则前者的普遍较高；与赤坳的2人工林的群落相比，则约60 %群落的D、H、R及J值比前者高，其他的值低于前者。在β-多样性多样性方面，则莲花山的5个群落的科、属和种的指标整体上高于杨梅坑的3个群落，部分高于赤坳山地的2个人工林群落。说明，虽然莲花山每个群落内的科、属和种多样性处在中等偏低水平，灌木层的多样性较高。但是从大区域的角度看，这些群落的组成成分相同的比例较多，因而构成整个大区域的生物多样性是较低的。
与山地的部分苏铁林的科、属和种类多样性系数相比（黄玉源，2012）[30 ]，莲花山各群落的β-多样性各等级指标均显得明显高，尤其是种类的相似性系数明显高于前者的各群落值。说明在一个较广范围内，其各植物群落组成的多样性水平还是较低的，还有较多的提升空间；在各植物群落内的多样性D值方面，Df、 Dg、Ds 值均低于前者的9个苏铁林。与小南山和应人石的山地植物种类多样性比较，则莲花山的5群落的多样性D、H值均低于前者，尤其是灌木层和草本层的指标相差数值更明显；在均匀度方面也明显低于前者。小南山虽然也类似于莲花山，为人为保护的林地，但人为干扰很少，基本是让其处在自然发育的状态；应人石的2个群落也为被废弃的荔枝林，而约8～10年内基本处在自然恢复状态。可见，这些人为干扰极少林地其多样性是比处于较多人为干扰的林地群落其多样性高（黄玉源，2015）[41 ]。
综合多样性指数十分重要，能很综合的把一个群落的科、属和种的多样性情况反映出来，能表现出各群落各层次的遗传物质组成上的差异性特征。从Dc 值看，其大小顺序为：群落3>群落4>群落2>群落5>群落1。说明本研究的2个处在自然和半自然状态恢复的植物群落即群落3和4的综合多样性是高的，比其他的人为干扰较多的群落1、2和5的多样性水平高。这也与认为人为干扰的群落其植物多样性会提高，或者普遍都会提高的观点不同（江小蕾等，2003；黄志霖等，2011）[39-40 ]，而支持自然恢复的天然林植物比人工林或人为干扰的林地多样性普遍高的观点（于立忠等，2006；鲁绍伟等，2008；王芸等2013） [23，42-43 ]。
从表7可见，综合相似性系数指标值高于属的水平，且略高于科的水平；与杨梅坑及赤坳的群落相比（黄玉源等，2014）[31 ]，其基本所有指标明显高于后者。说明，莲花山区域的各群落之间的科、属和种类的各等级综合的遗传差异相对较低，显示其整个区域的多样性偏低。
整体上看，莲花山公园生态绿地群落的植物多样性还是处在中等、偏低的水平，植物种类与野外山地环境群落相比还显得较少，这与人们的生活行为方式对公园生态群落有着影响有关，但是也与人为干预有关。当然较多区域由于经过10多年的人工保护，处在半自然恢复的状态，部分野生植物已经进入，演替的过程处在半自然的状态，从整个山地处在周围均是街道的状况看，野外种子的进入主要以鸟类携带为主，群落科、属、种的各类多样性指标与其他的城市公园相比是较好的，具备了较好的野生植物栖息地和保护地的作用，也为人们观赏丰富的景观及为城市提供较好的生态效益发挥了好的作用。但是，在植物多样性方面，乔木层的种类还较多为人工种植种类，各群落草本层植物明显较少。在大区域多样性方面，各群落间科、属、种的组成相同的成分还较多。因而其多样性的提高还有很多改造、优化和提升的空间，尤其是乔木植物的自然更新和演替应受到重视，力求少些人为干预和种植小范围的纯林，以提高其整个区域的乔木及与其相联系的草本植物的多样性，以优化群落结构和提高其生态效益。
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