景观建筑多样性如何保护空间战略？ 景观,守卫, 

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）气候的转变其中，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转变，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。 
　　尽管生物守卫的景观规划途径有所差别，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）建立绝对守卫的栖息地核心区；
　　（ii）建立缓冲区以减少外围人为活动对核心区的滋扰； 
　　（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。
　　2.1绝对守卫核这是自然守卫中最传统的战略，其基本思想是将守卫东西（残遗斑块或濒危物种栖息地）尽量完整地守卫起来，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守卫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）等首先提出并成长。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。到达平衡状态的物种数主要取决于岛屿的巨细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，一个小的守卫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。而远离种源的守卫地，则很难使物种有再迁入来取代消亡的个别。这一假设或多或少在海洋岛屿和伶仃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别（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断绝状况。有学者提出用景观阻力（Landscape Resistance）来衡量栖息地斑块间的断绝水平（Forman and Godronz1986；Formam 1995）。影响景观阻力的因素包括景观的基相质地和界限频率等。Kanaapen等（1992）提出用最小累积阻力来衡量断绝水平。
　　岛屿生物地理学的越大越好和越近越好的基来源基本则在今天仍被广为接受，但也有差别的看法（如Simberloff and Abele 1976），认为几个小的守卫区可能比一个大型守卫区有更多的优越性。一些反应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，有两条准则，即近期准则和恒久准则。近期准则主张最小的有效种群数是50；恒久准则主张最小种群数为200-500，这样才华包管生物守卫的恒久安定。凭据这两个门槛，可以相应地确定最小面积（Frankel and Soule 1981；Harris 1984）。凭据岛屿生物地理学，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因具体情况转变很大（见Wilcox 1980），这一公式指出，当栖息地斑块很小时守卫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。凭据这一特点，一般认为守卫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。凭据采伐的模拟证明，景观中至少有50-70%的原有森林生境才华守卫物种及生态过程的健康和维持正常秩序（Franklin and Forman 1987） 
　　2.2缓冲区缓冲区（Buffer Zones）或过渡带（Transition Zones）的效用是守卫核心区的生态过程和自然演替，减少外界景观人为滋扰带来的进攻。通常的要领是在守卫核心区周围划一帮助性的守卫和管理范畴。但试图在守卫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执法上不属于守卫区管理部分（见McNee1y 1992）。在有的情况下守卫区内部也设缓冲区。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，如何划才最有利于守卫同时不给本地居民带来过分的经济损失。显然，以守卫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界限和形状（Yu，1995a-b，1996a）。阻力面类似与地形外貌，其中有缓坡和陡坡，出现一些门槛特征。据此来划分缓冲区不但可以有效地利用土地，并且，可以判别缓冲区合理的形状和式样，减少缓冲区划分的盲目性。
　　2.3建立廊道（Corridor） 
　　反抗景观破碎化的一个重要空间战略是在相对伶仃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，通过廊道将伶仃的栖息地斑块与大型的种源栖息地相联接有利于物种的连续，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看待（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效用（详见Harris and Scheck 1991；Forman 1995）。
　　廊道的联系和辐射效用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）。凭据这一效用，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守卫连续的物种交流和辐射。 
　　但是，廊道的意义也不克过分地强调。他们有时并不克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。在大标准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）。在小标准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。联结伶仃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）。 
　　由于廊道效用的这些矛盾，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守卫。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，为其安定增加一份保险。
　　（ii）乡土特性：组成廊道的植被自己应是乡土植物。 
　　（iii）越宽越好：廊道务必与种源栖息地相联接，务必有足够的宽度。不然，廊道不但起不到空间联系的效用，并且，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来源基本则。 
　　至于针对某一种动物运动的廊道，本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务必与自然的景观式样，如水系式样相适应。其它联接破碎斑块的方法包括建立动物运动的“跳板”（Stepping Stones），改革栖息地斑块之间的质地和减少景观中的硬性界限频度等以减少动物穿越景观的阻力。 
　　2.4 增加景观的异质性（Heterogeneity）来源：考试大的美女编辑们
　　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；Kolasa 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。景观的空间式样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转变，使系统保存稳定。所以，守卫和有意识地增加景观的异质性有时是须要的。（Frankel and Soule 1981； Hayes等1987）。增加异质性的人为办法包括控制性的火烧或水淹、采伐等。 
　　2.5恢复栖息地另一种价钱很高的生物守卫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，作为伶仃栖息地之间的“跳板”，或增加一个适宜于守卫东西的栖息地。这样可以大大增强生物多样性守卫的效果，同时也可提高景观的美学价值（Hayes等1987；Morris1987）。
　　上述多种生物多样性的守卫战略都在差别水平上有积极作用。关键的问题是在什么地方和怎样来构建上述空间结谈判战略。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.生物守卫的景观规划途径讨论
　　3.1 普遍的缺陷和应改革的方面上述关于生物守卫的景观规划途径和空间战略总起来有以下两个方面的不敷：（i）被迫的途径除少数例外，目前生物守卫多接纳被迫方法。生物多样性或乡土栖息地被作为被迫的守卫东西，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守卫生物多样性。这也正是景观生态安定式样（Ecological Security Patterns）观点的基本出发点之一（Yu 1995a-c，1996a-b）。 
　　（ii）局限于对“实体”景观的守卫由于上述关于把物种作为被迫东西守卫在特定地区和现存景观元素中的局限性，生物守卫中的景观生态研究和规划往往注重现有景观元素及式样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配景的局部研究很少。 而恰恰是这局部“虚体”景观，如作为景观中森林斑块配景的农用基质，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、或配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？收罗者退散
　　由于上述两个局限性，生物守卫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要领，和凭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守卫应如何选择，包括什么和在什么位置。 
　　（b）如果两个或多个伶仃的栖息之间需要修筑廊道，什么地方设廊道本领有高效性。考试大论坛
　　（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式样，同时还应研究潜在的景观基础设施。景观生态安定式样理论在这方面作了开真个探讨（Yu 1995a-c， 1996a-b） 
　　3.2 一些具有启发意义的观点针对上述普遍接纳的景观规划和空间战略的局限性，有学者提出了一些新的观点和模式。尽管这些新观点仍很洪流平上还停留在理论阶段。但对未来生物守卫的景观规划发有重要的启发意义。 
　　（i）景观的空间构型观点（Spatial Configuration）
　　这一观点强调景观的构型，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。 
　　同样的设想也包括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漫衍（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当选作为守卫东西的首要因素。简单斑块选择作为守卫东西的准则包括：①空间位置，②总的物种充裕性，③对特有区系身分生存和延续的意义，④产生遗传变异的可能性。而“选择栖息地岛屿守卫地的压倒一切的守卫准则是其在整体景观生态系统中的作？quot；（Harris 1984， p158）。 
　　（ii）进化动态世系观点（Evolutionary Dynamic Lineage） 
　　这一观点认为，目前生物守卫的战略基本上是守卫那些正走向灭绝的稀有物种，而这并不是我们所需的。 应该守卫的是进化的过程（Erwin 1991）。 那些对今世进化过程有重要意义的关键地区应作为我们的守卫和管理重点。
　　（3）景观阻力的观点（Landscape Reristance） 
　　用景观阻力来衡量景观中栖息地岛屿的断绝状态在景观生态规划中具有重要意义（Forman 1995）。 景观阻力凭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）。凭据MCR可以得到一个阻力外貌。凭据阻力外貌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，即景观生态安定式样，它们对守卫生物多样性和维护生态过程的健康与安定具有重要意义。基于景观生态安定式样进行景观生态规划设计可以使生物守卫和景观转变具有高效性（Yu 1995a-c，1996a-b）。