用生物多样性保护的景观建筑规划途径2

2.多样性保护的空间战略
生物多样性的丧失主要有以下六方面的原因:(i)栖息地的消失； (ii)栖息地(景观)的破碎化；(iii)外来种的入侵和疾病的扩散；(iv)过度开发利用；(v)水、空气和土壤的污染；和(vi)气候的改变其中,栖息地的消失和破碎是生物多样性消失的最主要原因之一。在中国尤其如此(BCCA,1992)。栖息地的消失直接导致物种的迅速消亡,而栖息地的破碎化则导致栖息地内部环境条件的改变,使物种缺乏足够大的栖息和运动空间,并有利于外来物种的侵入。适应于在大的整体景观中生存的物种一般扩散能力都很弱,所以最易受到破碎化的影响。
尽管生物保护的景观规划途径有所不同,一些空间战略都被普遍认为是有效的。这些战略对克服上述人为扰有积极作用。包括:
(i)建立保护的栖息地核心区；
(ii)建立缓冲区以减少外围人为活动对核心区的干扰；
(iii)在栖息地之间建立廊道；
(iv)增加景观的异质性；
(v)在关键性的部位引入或恢复乡土景观斑块。
保护核这是自然保护中最传统的战略,其基本思想是将保护对象(残遗斑块或濒危物种栖息地)尽量完整地保护起来,并将人类活动排斥在核心区周围的缓冲区以外。
岛屿生物地理学强调自然保护区设计中的面积和临近关系。这一理论最早由Preston(1962)和MacArthur及Wilson(1963,1967)等首先提出并发展。这一理论假设一个岛上的物种数目最终将趋于一种动态平衡。导致平衡的两种过程是物种的迁入和灭绝。达到平衡状态的物种数主要取决于岛屿的大小和岛屿离种源的距离,即面积效应(Area Effect)和距离效应(Distance Effect)。也就是说,一个小的保护区不但最终将只能允许少数物种的生存,并在一开始就使物种迅速消亡。而远离种源的保护地,则很难使物种有再迁入来取代消亡的个体。这一假设或多或少在海洋岛屿和孤立的陆地残遗斑块的观察中得到证实(见Frankel and Soule,1981； Harris1984；Forman and Godron 1986； Forman 1995)。但是,陆地景观斑块与海洋岛屿的状况有很大差异(Forman 1979； Harris 1984),目前还没有一个有效的途径来衡量陆地景观斑块隔离状况。有学者提出用景观阻力(Landscape Resistance)来衡量栖息地斑块间的隔离程度(Forman and Godronz1986；Formam 1995)。影响景观阻力的因素包括景观的基相质地和边界频率等。Kanaapen等(1992)提出用最小累积阻力来衡量隔离程度。
岛屿生物地理学的越大越好和越近越好的基本原则在今天仍被广为接受,但也有不同的看法(如Simberloff and Abele 1976),认为几个小的保护区可能比一个大型保护区有更多的优越性。一些反映面积和物种及种群关系的门槛为规划提供了有用的指导。其中之一是种群健康所需要的最小面积(ViableMinimum Area)。对此,有两条法则,即近期法则和长期法则。近期法则主张最小的有效种群数是50；长期法则主张最小种群数为200-500,这样才能保证生物保护的长期安全。根据这两个门槛,可以相应地确定最小面积(Frankel and Soule 1981；Harris 1984)。根据岛屿生物地理学,物种与面积之间存在着以下的关系(MacArthur and Wilson 1967)
其中S和A分别是物种数和面积(公顷), C和z是特定物种及环境条件下的参数。尽管C和Z因具体情况变化很大(见Wilcox 1980),这一公式指出,当栖息地斑块很小时保护面积的微小增加会导致物种的大幅度增加,而当栖息地斑块很大时,其面积的进一步扩大只能增加少量的物种。根据这一特点,一般认为保护区的面积每减少十倍,物种数将损失30%.
另一种门槛变量是破碎度。根据采伐的模拟表明,景观中至少有50-70%的原有森林生境才能保护物种及生态过程的健康和维持正常秩序(Franklin and Forman 1987)
缓冲区缓冲区(Buffer Zones)或过渡带(Transition Zones)的功能是保护核心区的生态过程和自然演替,减少外界景观人为干扰带来的冲击。通常的方法是在保护核心区周围划一辅助性的保护和管理范围。但试图在保护核周围建立缓冲区的设想往往会落空,原因是缓冲区土地的所有权法律上不属于保护区管理部门(见McNee1y 1992)。在有的情况下保护区内部也设缓冲区。但是,国际上关于如何划分缓冲区的技术问题一直没有解决。也就是说缓冲区应该划到什么地方,如何划才最有利于保护同时不给当地居民带来过分的经济损失。显然,以保护核心为中心同心圆式地划分缓冲区的做法是不科学的。一个新的划分缓冲区的途径是利用阻力面的等阻线来确定其边界和形状(Yu,1995a-b,1996a)。阻力面类似与地形表面,其中有缓坡和陡坡,呈现一些门槛特征。据此来划分缓冲区不但可以有效地利用土地,而且,可以判别缓冲区合理的形状和格局,减少缓冲区划分的盲目性。
建立廊道(Corridor)
对抗景观破碎化的一个重要空间战略是在相对孤立的栖息地斑块之间建立联系。其中最主要的是建立廊道。生态学家们普遍认为,通过廊道将孤立的栖息地斑块与大型的种源栖息地相联接有利于物种的持续,和增加生物多样性(见Forman and Godron 1986；Harris and Scheck 1991；Saunders and Hobbe 1991；Forman 1995)。这一观点最近在景观规划和设计领域内得到认真的对待(Smith and Hellmund 1993)。
理论上讲,相似的栖息地斑块之间通过廊道可以增加基因的交换和物种流动,给缺乏空间扩散能力的物种提供一个连续的栖息地网络,增加物种重新迁入的机会和提供乡土物种生存的机会。许多实地观察也证实了廊道的这种功能(详见Harris and Scheck 1991；Forman 1995)。
廊道的联系和辐射功能使他们成为促进未来生物多样性进化的重要景观结构(Erwin 1991)。根据这一功能,廊道的设计应与生物进化的轨迹相适应,联接重要的物种源以保护不断的物种交流和辐射。
但是,廊道的意义也不能过分地强调。他们有时并不能起到联系乡土栖息地的作用。相反,他们有可能对乡土物种带来危害。在大尺度空间上的一个例子是南北美大陆联接的形成在过去几百万年内导致生物多样性的灾难性的损失(May 1978；Gould 1993, p347)。在小尺度上的观察也证明廊道对乡土物种的危害性(见Harris and Sheck 1991)。对某些生态过程有促进作用的廊道,恰恰对某些物种的运动有阻碍作用。联结孤立栖息地之间的廊道往往会引导天敌的进入,或外来物种的侵入而危协到乡土物种的生存。美国佛罗里达州的开发就有许多这样的问题。外来物种沿着交通廊道侵入景观深处,危协乡土物种的生存(见Harris and Scheck 1991)。
由于廊道功能的这些矛盾,要求景观设计师谨慎考虑如何使廊道有利于乡土生物多样性的保护。特别应注重以下几个方面的考虑(Harris and sheck 1991):(i)多于一条廊道:多一条廊道就相当于为物种的空间运动多增加一个可选择的途径,为其安全增加一份保险。
(ii)乡土特性:构成廊道的植被本身应是乡土植物。
(iii)越宽越好:廊道必须与种源栖息地相联接,必须有足够的宽度。否则,廊道不但起不到空间联系的效用,而且,可能引导外来物种的入侵。至于多宽的廊道较为合适,目前尚无定论,但越宽越好是一条基本原则。
至于针对某一种动物运动的廊道,当地的生物和生态专家的经验往往能提供最可靠的参考(Binford等1993)
(iv)自然的本底: 廊道应是自然的或是对原有自然廊道的恢复。任何人为设计的廊道都必须与自然的景观格局,如水系格局相适应。其它联接破碎斑块的方式包括建立动物运动的“跳板”(Stepping Stones),改造栖息地斑块之间的质地和减少景观中的硬性边界频度等以减少动物穿越景观的阻力。
增加景观的异质性(Heterogeneity)
实验观察和模拟研究都显示,景观异质性或时空的嵌斑特性(Patchenes)有利于物种的生存和连续及整体生态系统的稳定(Turner 1987； Pickett and Thompson 1978；Ko and Pickett 1991； Renshaw 1991； Kozakienicz 1995； Forman 1995)。许多物种需要两种或多种栖息地环境。景观的空间格局与时间更替一样可能会显得杂乱无章。但这种动态和交替抹去了景观中的剧烈性的变化,使系统保持稳定。所以,保护和有意识地增加景观的异质性有时是必要的。(Frankel and Soule 1981； Hayes等1987)。增加异质性的人为措施包括控制性的火烧或水淹、采伐等。
恢复栖息地另一种代价很高的生物保护战略是栖息地的恢复,在关键性的部位引进乡土栖息地斑块,作为孤立栖息地之间的“跳板”,或增加一个适宜于保护对象的栖息地。这样可以大大增强生物多样性保护的效果,同时也可提高景观的美学价值(Hayes等1987；Morris1987)。考试大-全国最大教育类网站(。com)
上述多种生物多样性的保护战略都在不同程度上有积极作用。关键的问题是在什么地方和怎样来构建上述空间结构和战略。也就是说在什么地方划分缓冲区?在什么地方建廊道来联接栖息地斑块?在什么地方引入新的斑块来有效地影响生态过程? 这些问题还远未得到解决。
3.生物保护的景观规划途径讨论
普遍的缺陷和应改进的方面上述关于生物保护的景观规划途径和空间战略总起来有以下两个方面的不足:(i)被动的途径除少数例外,目前生物保护多采用被动方式。生物多样性或乡土栖息地被作为被动的保护对象,被圈在一定的地区或限制在一定的网络内运动。如果把生物对景观的利用作为一个能动的生态过程,一种对景观的竞争性的控制过程,情景可能会很不一样。在这种假设下,通过识别关键性的景观局部和空间联系,而利用物种自身的对空间的探索和侵占能力来保护生物多样性。这也正是景观生态安全格局(Ecological Security Patterns)概念的基本出发点之一(Yu 1995a-c,1996a-b)。
(ii)局限于对“实体”景观的保护由于上述关于把物种作为被动对象保护在特定地域和现存景观元素中的局限性,生物保护中的景观生态研究和规划往往注重现有景观元素及格局与生物运动过程的关系 (Laver and Haine-Young 1993)或偏于记载和再现现存的景观实体元素而对景观的另一半,即作为景观实体元素背景的部分研究很少。 而恰恰是这部分“虚体”景观,如作为景观中森林斑块背景的农用基质,对物种的空间运动起作很重要的作用。那么,在这种景观基质、或背景中是否存在着某种隐藏的或是潜在的结构,影响、甚致控制着景观生态过程呢?
由于上述两个局限性,生物保护的上述空间战略的有效性也就值得怀疑了。如传统的缓冲区的划分方法,和根据现存的自然结构来建立廊道并相信物种能利用其进行空间运动等都值得进一步讨论。
所以,下列三个问题依然存在:
(a)如果要选择某一栖息地进行保护应如何选择,包括什么和在什么位置。
(b)如果两个或多个孤立的栖息之间需要构筑廊道,什么地方设廊道才具有高效性。
(c)如果恢复一个退化的景观,应在什么地方着手,才可以使恢复过程更有效,包括有效地使乡土物种得以维持和繁衍,和有效地阻止外来物种的侵入。
对这些问题的回答不但需要考察现存景观元素及其空间格局,同时还应研究潜在的景观基础设施。景观生态安全格局理论在这方面作了初步的探讨(Yu 1995a-c, 1996a-b)
一些具有启发意义的概念针对上述普遍采用的景观规划和空间战略的局限性,有学者提出了一些新的概念和模式。尽管这些新概念仍很大程度上还停留在理论阶段。但对未来生物保护的景观规划发有重要的启发意义。
(i)景观的空间构型概念(Spatial Configuration)
这一概念强调景观的构型,即景观元素的毗邻关系。景观的空间构型可能比笼统意义上的景观异质性或景观的嵌合体特性更具有意义(Forman 1990, 1995)但关于这一设想尚没有进一步的实验观察的支持。
同样的设想也包含在森林的群岛模式之中,这一模式主要讨论破碎化的残遗森林景观的空间分布(Harrs 1984)。该模式强调斑块在联系整体群岛系统中的作用应作为斑块被选作为保护对象的首要因素。单一斑块选择作为保护对象的标准包括:①空间位置,②总的物种丰富性,③对特有区系成分生存和延续的意义,④发生遗传变异的可能性。而“选择栖息地岛屿保护地的压倒一切的保护标准是其在整体景观生态系统中的作?quot；(Harris 1984, p158)。
(ii)进化动态世系概念(Evolutionary Dynamic Lineage)
这一概念认为,目前生物保护的战略基本上是保护那些正走向灭绝的稀有物种,而这并不是我们所需的。 应该保护的是进化的过程(Erwin 1991)。 那些对当代进化过程有重要意义的关键地区应作为我们的保护和管理重点。
(3)景观阻力的概念(Landscape Reristance)
用景观阻力来衡量景观中栖息地岛屿的隔离状态在景观生态规划中具有重要意义(Forman 1995)。 景观阻力根据景观介面特征和距离来衡量物种穿越景观时遇到的阻力。其中一个最具有吸引力的阻力计算模型是最小累积阻力模型(Minimum Cumulative Resistance 即MCR)(Knaapen等1992；Yu 1995a-b,1996a)。根据MCR可以得到一个阻力表面。根据阻力表面的上的某些空间属性,包括点线面特征可以判别对控制生态流和运动有关键意义的潜在的战略性局部、位置和空间联系,即景观生态安全格局,它们对保护生物多样性和维护生态过程的健康与安全具有重要意义。基于景观生态安全格局进行景观生态规划设计可以使生物保护和景观改变具有高效性(Yu 1995a-c,1996a-b)。
总之,景观生态学,保护生物学和岛屿生物地理学的研究成果为生物保护提供了丰富的经验积累和理论指导,而景观规划设计在生态学的理论和经验与生物多样性保护实践之间构筑了一道桥梁,其专业前景是广阔而富于挑战性的。