黃淮平原農業(yè)景觀不同生境鳥類多樣性特征及年際動態(tài)

洪詠怡,盧訓令,3,*,趙海鵬

1 河南大學黃河中下游數(shù)字地理技術教育部重點實驗室, 開封 475004 2 河南大學環(huán)境與規(guī)劃學院, 開封 475004 3 河南大學河南省大氣污染綜合防治與生態(tài)安全重點實驗室, 開封 475004 4 河南大學生命科學學院, 開封 475004

生物多樣性是人類賴以生存的最重要的物質來源,決定著區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)功能與服務的形成和維持[1- 6],鳥類是生物多樣性的重要組成部分,并在生態(tài)系統(tǒng)功能和服務方面有著重要作用[7- 11],同時對環(huán)境變化又非常敏感。當生態(tài)環(huán)境發(fā)生改變時,鳥類對其做出的反應較為迅速并易于觀測,所以鳥類是生態(tài)環(huán)境變化的重要指示物種[12]。鳥類多樣性變化是其棲息地質量的重要指標,鳥類多樣性及其種群數(shù)量變化可以直接反映其棲息地服務功能的實際情況[13]。

在全球人口不斷增加,對糧食的需求日益增長的情況下,農業(yè)用地持續(xù)擴張,自然、半自然景觀下降,農業(yè)景觀中非農生境日益減少,異質性降低,并進一步加劇了生物多樣性的持續(xù)快速喪失[14- 16],包括鳥類多樣性[17- 18]。目前國內有關鳥類的研究多集中于自然保護區(qū)、濕地、城市等區(qū)域,對農業(yè)景觀中的鳥類研究相對較少[19- 20],尤其缺乏長時間連續(xù)觀測研究和數(shù)據。對農業(yè)景觀中不同生境間的鳥類多樣性組成特征進行探究,有助于區(qū)域鳥類生物多樣性形成機制的揭示,并可為區(qū)域鳥類多樣性保護及區(qū)域生態(tài)環(huán)境持續(xù)發(fā)展提供理論參考和建議。區(qū)域生物多樣性(γ多樣性)可分解為α和β多樣性,通過對生物多樣性的拆分,有助于從局地和景觀等不同尺度上揭示生物多樣性的組成機制,因此引起了研究者更多的重視,并取得了大量的成果[21- 24]。另外,世界上超過50%的鳥類以昆蟲為食,近75%的鳥類至少偶爾吃無脊椎動物[25],因此食蟲鳥類在農業(yè)景觀中提供了重要的蟲害控制服務,而這關系著農業(yè)生產的持續(xù)發(fā)展與糧食安全[10- 11,26]。本研究以黃淮平原農業(yè)景觀作為研究區(qū),選取湖泊、河流、農田、村莊等4種主要生境類別,對其進行連續(xù)4年的鳥類多樣性調查,分析以下問題：不同生境間的鳥類多樣性差異如何？各生境在年際間又呈現(xiàn)怎樣的變化趨勢？并結合鳥類食性對研究區(qū)鳥類所提供的蟲害控制服務進行探究。同時借助物種多樣性拆分分析,探討區(qū)域鳥類多樣性的形成機制,旨在為區(qū)域鳥類多樣性保護提供理論基礎和科學建議。

1 研究區(qū)概況

選取河南省開封市杞縣(34°13′—34°46′N,114°35′—114°56′E)和周口市淮陽縣(33°24′—33°55′N,114°38′—115°5′E)作為研究區(qū)。該研究區(qū)位于黃淮平原,地形起伏較小,為典型農業(yè)區(qū),屬溫帶大陸性季風氣候(圖1)。

圖1 研究區(qū)示意圖Fig.1 Sketch map of the research area

2 研究方法

2.1 數(shù)據獲取

根據研究區(qū)土地利用現(xiàn)狀選取典型地段布置樣線,共設置20條,杞縣和淮陽縣各10條,每條樣線長約2.5 km,包含湖泊、河流、農田、村莊4種生境(圖1)。2016年至2019年4年間每年于鳥類繁殖期(5—6月)分兩次進行調查,選擇晴朗無大風的天氣,于每日5:00—9:30,16:00—18:30兩個鳥類活動高峰時間段進行。調查時至少兩人一組,向前行進速度大約為2—3 km/h,記錄沿前進方向樣線兩側寬度大約50 m內觀測到的鳥類,只記錄迎面鳥,從背后飛入的不作記錄。在調查中以肉眼觀測為主,同時輔以望遠鏡、照相機進行辨別及記錄,以備后期對有疑義的物種進一步確認[19]。鳥類區(qū)系分布、食性、遷徙等資料主要依據《世界鳥類分類與分布名錄》和《中國鳥類志(上下)》等資料[27- 28]。

2.2 數(shù)據處理與分析

2.2.1α與β多樣性指數(shù)

本研究選取常規(guī)的α多樣性指數(shù)分別有Shannon-Wiener多樣性指數(shù)、Pielou均勻度指數(shù)、Margalef豐富度指數(shù)以及Simpson多樣性指數(shù)[29]。β多樣性測算選取Cody指數(shù)計算物種年際替代速率,選取S?rensen和Jaccard等相似性指數(shù),以計算生境間鳥類群落組成的相似程度[30]。

2.2.2物種的豐富度加性的分配

物種豐富度加性分配能夠在不同尺度上計算物種豐富度對各生境的貢獻以及不同樣線間、不同生境間物種多樣性的差異,并說明物種多樣性組成特征,且度量單位一致,生態(tài)學意義明顯,更易于為區(qū)域生物多樣性保護提供科學依據[23,31- 32]。

物種豐富度加性分配公式(S)：

S=α+β1+β2

在計算各生境物種的加性分配時,α表示該生境內各樣線的平均物種豐富度,β1為該生境不同樣線間的物種多樣性差異,S為該生境總物種豐富度；進行區(qū)域物種總豐富度計算時,α和β1的含義同前,β2表示生境間物種豐富度的差異,S為區(qū)域總物種豐富度。

本文的數(shù)據整理和α多樣性、β多樣性計算均在Microsoft Excel 2007中進行。

3 結果分析

3.1 物種組成總體特征

研究區(qū)內連續(xù)4年的鳥類多樣性調查,共觀察記錄到22922只個體,分屬14目,38科,53屬,87種。調查中共發(fā)現(xiàn)國家二級保護動物兩種：紅腳隼(Falcoamurensis)22只,紅隼(Falcotinnunculus)7只,均是在農田或河流生境中觀察到。4年數(shù)據進行對比發(fā)現(xiàn)：從2016年至2019年,記錄到的鳥類個體數(shù)在年際間呈先減少后增加趨勢,其中2019年個體數(shù)最多,為8036只；2017年最少,僅4117只。麻雀(Passermontanus)物種多度最高,共計7815只；其次是家燕(Hirundorustica),共觀察到4504只。從區(qū)系分布來看,各生境中均以廣布種占絕對優(yōu)勢,還有一部分為東洋種,古北種數(shù)量最少；從居留型來看,留鳥是本研究區(qū)鳥類群落的最主要組成部分,占總個體數(shù)的70.72%,尤其在村莊與農田生境中更為突出,在河流與湖泊生境中也有一定量的旅鳥出現(xiàn)；從生態(tài)類群來看,各生境中均以鳴禽為主導,游禽與涉禽僅在河流與湖泊等生境中被觀察到(圖2)。

圖2 黃淮平原農業(yè)景觀中鳥類物種組成基本特征Fig.2 Characteristics of bird species composition in agricultural landscape of Huanghuai Plain

3.2 食性組成特征

研究區(qū)鳥類食性組成顯示(表1),在研究區(qū)調查記錄到的87種鳥類中,有食蟲鳥類57種,約占總物種數(shù)的77%,植食性和雜食性鳥類各11種和9種,分別占12.64%和10.34%；從個體數(shù)目數(shù)據看,雜食性鳥類形成了區(qū)內農業(yè)景觀中鳥類的主體,占比超過了52%,其次是食蟲鳥類,約占40%,植食性鳥類個體較少,僅占7.30%。從不同生境類別中鳥類個體數(shù)來看(圖3),農田和村莊中均以雜食性鳥類占優(yōu)勢,占比超過61%；而在湖泊和村莊生境中,則以食蟲鳥類占優(yōu),分別占56%和47%；而植食性鳥類在各生境中數(shù)量均較少。

表1 黃淮平原農業(yè)景觀中鳥類食性組成特征

鳥類食性組成的年際變化顯示(圖4),在物種豐富度方面,從2016年至2019年,食蟲鳥類物種比例逐年上升,而其他兩類總體上有輕微的下降；從個體數(shù)目來看,食蟲鳥類比例亦呈輕微上升態(tài)勢,植食性鳥類波動不大,雜食性鳥類個體數(shù)所占比例下降趨勢明顯。

圖3 黃淮平原農業(yè)景觀不同生境鳥類食性組成特征 Fig.3 Characteristics of bird feeding habits in different habitats of agricultural landscape in Huanghuai Plain

圖4 黃淮平原農業(yè)景觀鳥類食性組成年際變化Fig.4 Interannual variation of bird feeding composition in agricultural landscape of huanghuai plain

3.3 α多樣性及其年際變化特征

對黃淮平原農業(yè)景觀不同生境中鳥類多樣性特征分析發(fā)現(xiàn)(圖5),湖泊生境中的Margalef豐富度指數(shù)在2017年明顯下降,而后逐年上升,2016年的數(shù)值為4年中的最高值；河流和農田生境中呈先上升后下降的趨勢,最高值均出現(xiàn)在2018年,最低值出現(xiàn)在2016年；村莊中的豐富度指數(shù)變化趨勢表現(xiàn)為先下降后上升,隨后又有小幅度的下降。河流和農田中的Shannon指數(shù)和Simpson指數(shù)歷年變化趨勢比較接近。河流生境中的兩種多樣性指數(shù)均呈先增后減的趨勢,其中Shannon指數(shù)最高值出現(xiàn)在2018年,Simpson多樣性最高值則出現(xiàn)在2017年；農田中的Shannon指數(shù)先增加而后減少,在2019年又有極小幅度的增加,Simpson指數(shù)在2017年最高,呈先增后減趨勢。湖泊和村莊生境的變化趨勢相反,在湖泊中呈現(xiàn)先下降后上升的趨勢,最低值出現(xiàn)在2018年；在村莊中則先上升后下降,2018年出現(xiàn)最高值。河流、農田、村莊生境中的Pielou均勻度指數(shù)變化趨勢一致,均為先上升后下降,且最高值出現(xiàn)在2017年。

圖5 黃淮平原農業(yè)景觀鳥類群落α多樣性特征及其年際變化Fig.5 α diversity characteristics and interannual variation of bird communities in agricultural landscape of huanghuai plain圖中誤差線為標準誤

3.4 生境間群落相似性及年際變化特征

3.4.1群落相似性分析

通過群落相似性分析發(fā)現(xiàn),各生境鳥類群落間的S?rensen和Jaccard相似性系數(shù)變化趨勢基本一致(表2)。農田和村莊的相似性最高,其次是河流和農田、湖泊和農田以及湖泊和村莊。河流和湖泊、河流和村莊的相似性最低。研究區(qū)所有群落間的Jaccard相似性指數(shù)均超過50%,根據Jaccard相似性原理,所有群落間均為中等相似(0.50

表2 黃淮平原生境間鳥類群落相似性

3.4.2群落相似性年際變化特征

β多樣性指沿不同環(huán)境梯度變化,不同群落之間物種組成的差異性。β多樣性越高,表明群落之間共有種越少[33]。以時間為梯度,分析黃淮平原各生境鳥類群落的年際變化,結果(圖6)表明農田和村莊生境中,相鄰年份之間的Cody多樣性指數(shù)(βc)隨時間推移呈上升趨勢,意味著物種替代速率加快,年際間的物種豐富度波動幅度上升。湖泊生境中的Cody指數(shù)在2017—2018年有所下降,而后上升；在河流生境中,Cody指數(shù)僅在2018—2019有略微下降。

圖6 黃淮平原農業(yè)景觀不同生境中鳥類群落2016—2019年Cody多樣性指數(shù)的年際變化Fig.6 Interannual change of Cody diversity index in different habitats of agricultural landscape in Huanghuai Plain in 2016—2019 圖中誤差線表示標準誤

3.5 物種加性分配

研究區(qū)物種豐富度加性分配結果(圖7)顯示：從各生境來看,樣線尺度上α多樣性對物種豐富度的貢獻均較高,全在50%以上,從高到低依次為湖泊(31種,64.58%)、村莊(28.8種,62.50%)、農田(28.6種,58.37%)、河流(37.1種,52.29%)；從全區(qū)來看,α多樣性貢獻了總物種豐富度的23.06%。在各生境中,樣線間的物種多樣性差異(β1)的貢獻率均比α多樣性低,說明各生境內不同樣線之間物種差異較低；在區(qū)域水平上,β1多樣性貢獻了全區(qū)總物種豐富度的38.86%,余下的38.08%的物種豐富度來自于生境間的物種多樣性(β2)的貢獻。

圖7 研究區(qū)各生境物種豐富度加性分配結果Fig.7 Additive distribution results of species richness in each habitat of the study area 圖中誤差線表示標準誤;圖上*前的數(shù)據為物種豐富度,()中數(shù)據為該水平物種豐富度在總豐富度中的占比

4 討論

4.1 不同生境鳥類多樣性及其生態(tài)系統(tǒng)服務效應

從總體來看,河流和湖泊生境的物種多樣性更明顯,推測水體的存在對提高物種多樣性有顯著作用,因為這將為鳥類提供一種全新或更多樣化資源,尤其是為部分生境專性鳥類所利用,如涉禽和游禽。農田和村莊的α多樣性相對而言較低,這可能與農業(yè)景觀中的異質性有關。在農業(yè)景觀中環(huán)境異質性對生物多樣性的提高和保護往往有著積極作用[34]。促進農業(yè)景觀中不同類型植被尤其是農作物和非農作物的配置、減少大規(guī)模種植幾種作物為主的景觀,有利于提高農田中的物種多樣性[35- 36]。

農業(yè)景觀中的鳥類提供了重要的生態(tài)系統(tǒng)功能和服務,尤其是食蟲鳥類所提供的天敵控制服務意義重大。在本調查中發(fā)現(xiàn)的鳥類中,超過77%的物種和40%的個體均為為食蟲鳥類,這些鳥類將為區(qū)域內的蟲害控制提供重要服務,即使是雜食性的鳥類,在繁殖期大多也需要取食昆蟲來獲得更多的能量進行繁殖。對于以昆蟲為主食的鳥類而言,在繁殖期則需要取食更多的昆蟲甚至無脊椎動物。調查發(fā)現(xiàn)研究區(qū)2017年鳥類個體總數(shù)為4年中最少,推測鳥類在此期間可能沒有獲得更多的食物資源以度過繁殖期。食肉的猛禽在食物鏈中屬于頂級消費者,影響著世界各地各種生態(tài)系統(tǒng)中各種嚙齒動物和其他小型哺乳動物的種群動態(tài)[37]。許多猛禽物種棲息在農業(yè)生態(tài)系統(tǒng)中,對嚙齒動物、小型哺乳動物種群的數(shù)量有一定的控制作用。此外,猛禽提供的生態(tài)系統(tǒng)服務還包括控制病蟲害以及疾病的傳播、減少嚙齒動物等取食農作物、清除動植物殘體以及促進營養(yǎng)循環(huán)等等。猛禽的數(shù)量和分布受生境變化的影響并不強烈,而主要受到食物豐富度的影響[38]。調查共發(fā)現(xiàn)紅隼、紅腳隼共計29只,其中2016年在農田生境中發(fā)現(xiàn)20只,2016年之后猛禽遇見概率大幅下降,推測此處可供猛禽捕食的資源有所減少,又或者是猛禽原有的生態(tài)位受到其他生物擠壓。

另一方面,鳥類還可能會對農作物產生一定的危害,但鳥類造成的經濟損失并沒有得到很好的量化,并且認為農田中存在著鳥類就意味著農作物損失是來源于鳥類的觀點往往是有失偏頗的[39- 40]。與農田間的嚙齒動物以及昆蟲相比,鳥類造成的農作物損失可能相當?shù)蚚41]。

4.2 不同生境鳥類多樣性年際動態(tài)

Margalef豐富度指數(shù)除農田呈逐年穩(wěn)步增長態(tài)勢之外,其余生境均有更復雜的波動；從4年總體水平來看,河流在擁有相對較高的豐富度的同時也包含了最多的個體數(shù)；湖泊包含的個體數(shù)最少,但豐富度僅次于河流。河流、湖泊的Shannon指數(shù)相對而言歷年波動較大,而農田、村莊的變化則相對平緩。河流和湖泊的Simpson指數(shù)變化趨勢幾乎相反,而農田和村莊則較為相近。除去湖泊,其余三種生境的Pielou均勻度指數(shù)歷年變化趨勢一致。從食性組成來看,近年來區(qū)域內農業(yè)景觀中食蟲鳥類的種類和個體數(shù)比例均呈一定的上升趨勢,雜食性鳥類則有所下降。

造成鳥類多樣性年際波動的原因復雜多樣。從棲息地本身來看,可能是食物資源種類和數(shù)量增加或減少、受到的人為干擾程度改變,或是植被物種豐富度等受到了影響[42]。宏觀來看,也可能與全球氣候波動等有關。本研究受數(shù)據時長所限,僅能綜合各方面因素做些許猜想,當前的年際波動是否屬于正常范圍？以及年際間是否存在一個正常波動的閾值？超出正常波動的閾值將會產生何種影響抑或是預警？都是值得日后深入思考的問題。

4.3 農業(yè)景觀鳥類多樣性構成和保護

生物多樣性的持續(xù)快速喪失是當前人類面臨最嚴重的環(huán)境問題[43- 44],生物多樣性保護也成為生態(tài)學研究中的核心內容之一,為加強生物多樣性保護,人類提出了大量的生物多樣性保護計劃,但生物多樣性仍在持續(xù)下降中,各保護措施的有效性也有一定的爭論[45- 46]。農業(yè)景觀中的生物多樣性發(fā)揮著重要的生態(tài)系統(tǒng)功能[8- 9,47- 48]。區(qū)域生物多樣性形成機制及其影響因素的研究是有效保護措施提出的前提,前人對物種多樣性的研究多關注的是不同尺度上的編目多樣性,而對β多樣性的研究相對較弱,但通過對生物多樣性的拆分,會有助于對生物物種群落結構、動態(tài)與機制的理解,并進而有助于更有針對性保護措施的提出與施行[23]。研究區(qū)農業(yè)景觀中鳥類多樣拆分發(fā)現(xiàn),盡管各生境類別中α多樣性具有重要作用,但β多樣性在不同尺度上對總物種豐富度具有重要作用,從區(qū)域尺度看,生境異質性的提高對鳥類多樣性的增加也意義重大,未來區(qū)域農業(yè)景觀中鳥類多樣性的保護需要加強兩方面的工作：一是重視區(qū)域生境多樣性的提高,因為任一新生境的出現(xiàn)均可能促進某種鳥類的生存與擴散[19,49]；另外還要關注景觀尺度上異質性的作用,景觀異質性將通過β多樣性的變化作用于區(qū)域生物多樣性,而已有大量研究證實了這種現(xiàn)象[19,23,50- 52]。

5 建議

良好的生態(tài)環(huán)境能夠為鳥類繁殖提供穩(wěn)定場所,維持區(qū)域生物多樣性。物種多樣性拆分結果表明α多樣性和β多樣性對區(qū)域鳥類多樣性的形成均意義重大,應當多尺度聯(lián)合采取保護措施,提高生境異質性的同時也要注重小尺度環(huán)境質量的改善。

許多鳥類生態(tài)系統(tǒng)的服務和功能都是通過消耗資源來產生的[53]。掌握鳥類的食性不僅是鳥類保護工作的重要一環(huán),也是保護被取食動植物的前提。對于破壞農作物的鳥類,了解它們的覓食行為可以用來制定更有效的減輕損失的策略[54]。河流和湖泊對水鳥而言,是為必要的停歇地、覓食地和棲息地。因此,應當重點關注河流和湖泊生境質量,完善污水和垃圾處理,改善現(xiàn)有水域環(huán)境質量,并提高水域周邊植被覆蓋率。農田和村莊中的林下蔭蔽環(huán)境是伴人鳥類的棲身之所,農田邊緣的動植物、人類廢棄的食物等都能夠為鳥類提供充足的食物資源,通過多樣化作物種植與非農生境的留存將有助于鳥類多樣性的保護,可探討土地共享模式的有效性[55- 56]。但總體上農業(yè)景觀中鳥類多樣性的保護依然任重而道遠[20]。

致謝：感謝河南黃河濕地國家級自然保護區(qū)馬朝紅工程師,河南本地鳥類愛好者徐奎、姚鵬、韓紅波、陳志磊、宋劍南、雷中廣、黃鋒、韓志明和趙鑫等,河南大學李振、張露西、孫冬旭、王子豪、崔璨、張慧、高書文、韓子威、李思涵、李晶晶、李理想、于中斌、胡家寧、魏俊俊、史華杰和羅麗莎等同學在野外調查和數(shù)據錄入中提供幫助。

參考文獻(References):

[1] Tilman D, Isbell F, Cowles J M. Biodiversity and ecosystem functioning. Annual Review of Ecology, Evolution, and Systematics, 2014, 45: 471- 493.

[2] Wood S A, Karp D S, DeClerck F, Kremen C, Naeem S, Palm C A. Functional traits in agriculture: agrobiodiversity and ecosystem services. Trends in Ecology & Evolution, 2015, 30(9): 531- 539.

[3] Isbell F, Cowles J, Dee L E, Loreau M, Reich P B, Gonzalez A, Hector A, Schmid B. Quantifying effects of biodiversity on ecosystem functioning across times and places. Ecology Letters, 2018, 21(6): 763- 778.

[4] Veen G F, Van Der Putten W H, Bezemer T M. Biodiversity-ecosystem functioning relationships in a long-term non-weeded field experiment. Ecology, 2018, 99(8): 1836- 1846.

[5] Van Der Plas F. Biodiversity and ecosystem functioning in naturally assembled communities. Biological Reviews, 2019, 94(4): 1220- 1245.

[6] Mace G M, Norris K, Fitter A H. Biodiversity and ecosystem services: a multilayered relationship. Trends in Ecology & Evolution, 2012, 27(1): 19- 26.

[7] Bommarco R, Kleijn D, Potts S G. Ecological intensification: harnessing ecosystem services for food security. Trends in Ecology & Evolution, 2013, 28(4): 230- 238.

[10] Karp D S, Mendenhall C D, Sandi R F, Chaumont N, Ehrlich P R, Hadly E A, Daily G C. Forest bolsters bird abundance, pest control and coffee yield. Ecology Letters, 2013, 16(11): 1339- 1347.

[11] Maas B, Karp D S, Bumrungsri S, Darras K, Gonthier D, Huang J C C, Lindell C A, Maine J J, Mestre L, Michel N L, Morrison E B, Perfecto I, Philpott S M,? H, Silva R M, Taylor P J, Tscharntke T, Van Bael S A, Whelan C J, Williams-Guillén K. Bird and bat predation services in tropical forests and agroforestry landscapes. Biological Reviews, 2016, 91(4): 1081- 1101.

[12] Ikin K, Yong D L, Lindenmayer D B. Effectiveness of woodland birds as taxonomic surrogates in conservation planning for biodiversity on farms. Biological Conservation, 2016, 204: 411- 416.

[13] 于長水, 常青, 王濤, 莫日根, 魏敬鋌, 潘艷秋. 烏梁素海生態(tài)健康與鳥類服務功能調查. 北方環(huán)境, 2013, 29(3): 10- 13.

[14] FAO. The State of the World′s Biodiversity for Food and Agriculture. Rome: FAO, 2019: 572- 572.

[15] Kubiszewski I, Costanza R, Anderson S, Sutton P. The future value of ecosystem services: Global scenarios and national implications. Ecosystem Services, 2017, 26: 289- 301.

[16] Newbold T, Hudson L N, Hill S L L, Contu S, Lysenko I, Senior R A, B?rger L, Bennett D J, Choimes A, Collen B, Day J, De Palma A, Díaz S, Echeverria-Londoo S, Edgar M J, Feldman A, Garon M, Harrison M L K, Alhusseini T, Ingram D J, Itescu Y, Kattge J, Kemp V, Kirkpatrick L, Kleyer M, Correia D L P, Martin C D, Meiri S, Novosolov M, Pan Y, Phillips H R P, Purves D W, Robinson A, Simpson J, Tuck S L, Weiher E, White H J, Ewers R M, Mace G M, Scharlemann J P W, Purvis A. Global effects of land use on local terrestrial biodiversity. Nature, 2015, 520(7545): 45- 50.

[17] Stanton R L, Morrissey C A, Clark R G. Analysis of trends and agricultural drivers of farmland bird declines in North America: a review. Agriculture, Ecosystems & Environment, 2018, 254: 244- 254.

[18] Robinson R A, Sutherland W J. Post-war changes in arable farming and biodiversity in Great Britain. Journal of Applied Ecology, 2002, 39(1): 157- 176.

[19] 盧訓令, 趙海鵬, 孫金標, 楊光. 黃淮平原農業(yè)景觀鳥類多樣性及生境差異. 生態(tài)學報, 2019, 39(9): 3133- 3143.

[20] Li L, Hu R C, Huang J K, Bürgi M, Zhu Z Y, Zhong J, Lü Z. A farmland biodiversity strategy is needed for China. Nature Ecology & Evolution, 2020, 4(6): 772- 774.

[21] Legendre P, De Cáceres M. Beta diversity as the variance of community data: dissimilarity coefficients and partitioning. Ecology Letters, 2013, 16(8): 951- 963.

[22] López-Martínez J O, Hernández-Stefanoni J L, Dupuy J M, Meave J A. Partitioning the variation of woody plant β-diversity in a landscape of secondary tropical dry forests across spatial scales. Journal of Vegetation Science, 2013, 24(1): 33- 45.

[23] 盧訓令, 湯茜, 梁國付, 丁圣彥. 黃河下游平原非農植物多樣性拆分研究. 生態(tài)學報, 2016, 36(14): 4395- 4405.

[24] Baselga A. Partitioning abundance‐based multiple‐site dissimilarity into components: balanced variation in abundance and abundance gradients. Methods in Ecology and Evolution, 2017, 8(7): 799- 808.

[25] Wenny D G, Devault T L, Johnson M D, Kelly D, Sekercioglu C H, Tomback D F, Whelan C J. The need to quantify ecosystem services provided by birds. The Auk, 2011, 128(1): 1- 14.

[26] Grass I, Lehmann K, Thies C, Tscharntke T. Insectivorous birds disrupt biological control of cereal aphids. Ecology, 2017, 98(6): 1583- 1590.

[27] 趙正階. 中國鳥類志(上下). 長春: 吉林科學技術出版社, 2001.

[28] 鄭光美. 世界鳥類分類與分布名錄. 北京: 科學出版社, 2002.

[29] 劉玉明, 馬克平. 生物群落多樣性的測度方法: Ⅰα多樣性的測度方法(下). 生物多樣性, 1994, 2(4): 231- 239.

[30] 梅象信, 徐正會, 張繼玲, 趙宇翔. 昆明西山森林公園東坡螞蟻物種多樣性研究. 林業(yè)科學研究, 2006, 19(2): 170- 176.

[31] Crist T O, Veech J A. Additive partitioning of rarefaction curves and species-area relationships: unifying α‐, β‐ and γ‐diversity with sample size and habitat area. Ecology Letters, 2006, 9(8): 923- 932.

[32] 陳圣賓, 歐陽志云, 徐衛(wèi)華, 肖燚. Beta多樣性研究進展. 生物多樣性, 2010, 18(4): 323- 335.

[33] 王世雄, 王孝安, 郭華. 黃土高原植物群落演替過程中的β多樣性變化. 生態(tài)學雜志, 2013, 32(5): 1135- 1140.

[34] Lee M B, Goodale E. Crop heterogeneity and non-crop vegetation can enhance avian diversity in a tropical agricultural landscape in southern China. Agriculture, Ecosystems & Environment, 2018, 265: 254- 263.

[35] Pithon J A, Beaujouan V, Daniel H, Pain G, Vallet J. Are vineyards important habitats for birds at local or landscape scales? Basic and Applied Ecology, 2016, 17(3): 240- 251.

[36] Assandri G, Bogliani G, Pedrini P, Brambilla M. Diversity in the monotony? Habitat traits and management practices shape avian communities in intensive vineyards. Agriculture, Ecosystems & Environment, 2016, 223: 250- 260.

[37] Korpim?ki E, Krebs C J. Predation and population cycles of small mammals: a reassessment of the predation hypothesis. BioScience, 1996, 46(10): 754- 764.

[38] 馮理, 閔龍, 韓聯(lián)憲, 趙健林, 劉學先, 松建華. 云南納帕海自然保護區(qū)越冬猛禽考察初報. 四川動物, 2008, 27(3): 445- 448.

[39] Greene C D, Nielsen C K, Woolf A, Delahunt K S, Nawrot J R. Wild turkeys cause little damage to row crops in Illinois. Transactions of the Illinois State Academy of Science, 2010, 103(3/4): 145- 152.

[40] Gebhardt K, Anderson A M, Kirkpatrick K N, Shwiff S A. A review and synthesis of bird and rodent damage estimates to select California crops. Crop Protection, 2011, 30(9): 1109- 1116.

[41] Basili G D, Temple S A. Dickcissels and crop damage in Venezuela: defining the problem with ecological models. Ecological Applications, 1999, 9(2): 732- 739.

[42] 胡君梅, 丁志鋒, 王玲, 楊道德, 胡慧建. 廣州城市綠地鳥類物種多樣性的時空變化. 野生動物學報, 2017, 38(1): 44- 51.

[43] Ceballos G, Ehrlich P R, Barnosky A D, García A, Pringle R M, Palmer T M. Accelerated modern human-induced species losses: entering the sixth mass extinction. Science Advances, 2015, 1(5): e1400253.

[44] Payne J L, Bush A M, Heim N A, Knope M L, McCauley D J. Ecological selectivity of the emerging mass extinction in the oceans. Science, 2016, 353(6305): 1284- 1286.

[45] Butchart S H M, Walpole M, Collen B, Van Strien A, Scharlemann J P W, Almond R E A, Baillie J E M, Bomhard B, Brown C, Bruno J, Carpenter K E, Carr G M, Chanson J, Chenery A M, Csirke J, Davidson N C, Dentener F, Foster M, Galli A, Galloway J N, Genovesi P, Gregory R D, Hockings M, Kapos V, Lamarque J F, Leverington F, Loh J, McGeoch M A, McRae L, Minasyan A, Morcillo M H, Oldfield T E E, Pauly D, Quader S, Revenga C, Sauer J R, Skolnik B, Spear D, Stanwell-Smith D, Stuart S N, Symes A, Tierney M, Tyrrell T D, Vié J C, Watson R. Global biodiversity: indicators of recent declines. Science, 2010, 328(5982): 1164- 1168.

[46] Cardinale B. Overlooked local biodiversity loss. Science, 2014, 344(6188): 1098- 1098.

[47] Isbell F, Adler P R, Eisenhauer N, Fornara D, Kimmel K, Kremen C, Letourneau D K, Liebman M, Polley H W, Quijas S, Scherer-Lorenzen M. Benefits of increasing plant diversity in sustainable agroecosystems. Journal of Ecology, 2017, 105(4): 871- 879.

[49] Jeliazkov A, Mimet A, Chargé R, Jiguet F, Devictor V, Chiron F. Impacts of agricultural intensification on bird communities: New insights from a multi-level and multi-facet approach of biodiversity. Agriculture, Ecosystems & Environment, 2016, 216: 9- 22.

[50] Tscharntke T, Klein A M, Kruess A, Steffan-Dewenter I, Thies C. Landscape perspectives on agricultural intensification and biodiversity-ecosystem service management. Ecology Letters, 2005, 8(8): 857- 874.

[51] Tscharntke T, Tylianakis J M, Rand T A, Didham R K, Fahrig L, Batáry P, Bengtsson J, Clough Y, Crist T O, Dormann C F, Ewers R M, Frund J, Holt R D, Holzschuh A, Klein A M, Kleijn D, Kremen C, Landis D A, Laurance W, Lindenmayer D, Scherber C, Sodhi N, Steffan-Dewenter I, Thies C, Van Der Putten W H, Westphal C. Landscape moderation of biodiversity patterns and processes-eight hypotheses. Biological Reviews, 2012, 87(3): 661- 685.

[52] Angelella G M, Holland J D, Kaplan I. Landscape composition is more important than local management for crop virus-insect vector interactions. Agriculture, Ecosystems & Environment, 2016, 233: 253- 261.

[53] Whelan C J, Wenny D G, Marquis R J. Ecosystem services provided by birds. Annals of the New York Academy of Sciences, 2008, 1134(1): 25- 60.

[54] Herrmann E, Anderson M D. Foraging behaviour of damage-causing birds in table grape vineyards in the Orange River valley, South Africa. South African Journal of Enology and Viticulture, 2007, 28(2): 150- 154.

[55] Baudron F, Schultner J, Duriaux J Y, Gergel S E, Sunderland T. Agriculturally productive yet biodiverse: human benefits and conservation values along a forest-agriculture gradient in southern Ethiopia. Landscape Ecology, 2019, 34(2): 341- 356.

[56] Green R E, Cornell S J, Scharlemann J P W, Balmford A. Farming and the fate of wild nature. Science, 2005, 307(5709): 550- 555.