战略环境评估及规划中集成生物多样性问题的工具毕业论文(设计)外文翻译

本 科 生 毕 业 论 文（设计）外文翻译题目 基于APACK的湿地景观格局变化及其驱动力分析以杭州湾南岸为例 姓名与学号 指导教师 年级与专业 2007级土地资源管理所在学院 公共管理学院 景观生态评估战略环境评估及规划中集成生物多样性问题的工具U.M. Mrtberga,*, B. Balforsa, W.C. Knolb摘要：为了实现可持续发展，影响城市化的生物多样性，景观和区域尺度必须考虑新的基础设施项目和其他土地利用变化。这要求重要的决定是经过对环境影响系统化评价后才做出的。景观生态学为长期发展进程（如城市化对生物多样性的组成的影响）的结果评价，以及为对可选择计划方案的影响评估和图像化，提供基本概念。本文的目的在于寻找从景观以及区域水平的角度出发，在一个正在城市化的环境中，解决规划以及战略环境评估中的集成生物多样性问题的开发方法。为了测试开发方法，我们以瑞典的首都斯德哥尔摩地区作为案例，案例的范围包括市中心和郊区。焦点物种会作为景观上栖息地的数量、质量和连接的指标被调查。地理信息系统中栖息地分布的预测模型，涉及焦点物种的模型，以经验数据为基础，与景观生态决策支持系统合并。当栖息地模型被收回，它们被应用于未来规划方案中，用以预测和评估焦点物种的影响。方案涉及发散式的开发模式对焦点物种的栖息地网络有着极大的负面影响。集中式的开发方案也有负面影响，虽然它们可以很容易地减轻负面影响。对于焦点物种的栖息地网络影响的预测，使得量化、集成和具体化在一个景观水平上城市化方案对生物多样性方面的影响有可能完成。关键词：城市化；（地区）计划；战略环境评估；预测；栖息地网络；焦点物种；生物多样性指标；地理信息系统1. 介绍在工业化的发展过程中，农业社会被转化为城市景观。在瑞典，跟许多其他欧洲国家一样，城市化进程已经进行了很长一段时间，如今大约80%的瑞典人口生活在市区（Nystrm, 1997）。为了满足对新的居住、额外的办公设备和更好的交通系统的需要，这就需要新的土地来开发。这使得城市地区的自然剩余土地十分紧张。城市里面以及周边的未开发区域，容纳了许多特性，包括生态的和娱乐的（Office of Regional Planning and Urban Transportation(ORPUT), 1996, 2001a; Miller and Hobbs, 2002; Ricketts and Imhoff, 2003）。自然和半自然植被区域，为不同物种提供了居住环境，因此对保护生物多样性很重要。但是，由于这些地区正在进行城市化进程，很容易连续分裂进程以及破坏栖息地质量。在政治层面上，政府作出了许多强调自然保育和绿地区域保护的决定。在瑞典，政府的环境目标要求生物多样性被保存，以及保障传播的可能性（Government Bill, 1998）。这也符合生物多样性公约中的应采用以及在任何适当的时候应用生态系统方法（Official Journal of the European Communities(OJEU)，1993）。此外，在欧盟第六届环境行动计划中，生物多样性是四大优先需要行动的领域之一。目的以及在自然和生物多样性上需要优先行动的领域，是通过特别关注防止栖息地的分裂，来进行物种和栖息地的保护（OJEU，2002）。为了响应政府的雄心斗志，城市地区新开发项目的影响要求仔细考虑。因此城市扩张的结果需要在任何提供给绿地区域开发的决定之前经过分析。当这样一个关心项目的决定，比方说高速公路的建设，关于环境影响评估的法律规定（EIA）中写道，项目的影响在决定之前就要被辨识。然而，最初的城市扩张和主要基础设施投资的决定，经常是在一个长期的城市地区发展已经被决定了的战略阶段做出的。对于这种类型的决定，EIA规则已不能被应用。取而代之的是，战略环境评估（SEA）。它可以被准备，用以处理战略决策中的环境影响。(Lee and Walsh, 1992; Thrivel et al.,1992; Partidrio, 1996; Glasson et al., 1999; Fischer, 2002; Balfors and Schmidtbauer, 2002).在瑞典，对环境评估的严格要求自从1990年环境代码的出现，已经提高了标准。在欧洲的环境下，关于环境影响评估的法规从1997年欧盟对EIA项目的指令修正案开始收紧(OJEU, 1997)。最近一个新的欧盟关于特定计划和项目对环境影响的评估规程的法令(OJEU, 2001)加强在物理计划方面的环境考虑需要。这些指令强调在计划进程的早期辨识影响的重要性。指令要求SEA在欧洲计划系统内通常的团队机构，但仍然存在对于SEA应该如何执行的高度不确定。比方说，Sadler and Verheem(1996) and Verheem and Tonk(2000), 许多与SEA相关的方法论和程序上的并发症，被辨识出来和被讨论。这个讨论中，一个主要的问题是，每个SEA需要一个能够适应计划、项目或者政策的特定特性。Hildn et al.(1998)表示，计划、项目和政策高水平的抽象性包括对于影响的预测的主要的方法论问题。生物多样性集成的评估问题要求使用与土地利用变化对居住在这一区域动植物的影响的相关知识。自然栖息地的损失和分割是生物多样性下降的主要原因（Fahrig,1997），但是对生物多样性影响的大小和意义是不容故意决定的，因为这取决于不同的方面，例如被报道区域的景观背景、提议发展的区域范围以及一个物种对外部因素的易损性。栖息地损失和分裂的影响，以及景观格局与生态进程之间的联系，在景观生态学中都是研究对象，景观生态学认为景观水平比生态系统水平拥有更多的包容，就像它是生态系统的集成(Forman and Godron, 1986; Farina, 2000;Wiens, 2002)。为了保护生物多样性，需要考虑基因、物种和生态系统尺度，数量和质量，以及自然栖息地的链接，这些都十分重要。一边倒的保护方法是不够的，应该也看看整个景观中的物种和社区的坚持要求。合适和可用的栖息地可在栖息地网络中被规划，包括适合物种在景观内持续发展的核心地带，这样可以把分散的廊道连接在一起(Opdam et al., 2002)。通过这种方法，景观生态学可以提供知识和长期发展对野生动物潜在的生态影响品格的概念框架(Fernandes, 2000; Aspinall and Pearson, 2000; Botequilha Leito and Ahern, 2002)。栖息地的损失和分裂是城市化进程的后果，同时城市化还会引起余下自然区域的失调。因此，生物多样性是逐渐地受到影响，但是变化的水平在城市景观的不同部分是不同的。城市化的后果，例如栖息地的分裂和失调影响，曾被进行过讨论，例如Bolger et al.(1997), Sauvajot et al.(1998) and Mrtberg(1996, 1998, 2001)，也曾被Fernandez-Juricic and Jokimaki（2001)评估。设施的生态效果，如栖息地分裂和敏感物种迁移的相关障碍，一直在被研究，例如Forman(2000), Trocm et al.(2002)还曾经评估过这个生态效果。由于城市化和基础设施的发展，明显地，对于个人的细小影响会导致严重的对区域内自然栖息地可用度的累积效果，这客观上要求影响评估上的景观观点。在保育生物学和景观生态学的研究中，对物种事件的模拟和预测越来越派上用场(例如Akcakaya and Raphael, 1998；Dettmers and Bart,1999；Guisan and Zi00；Scott et al., 2002)。这样基于在物种和环境变量间建立关系的预测，描述了它合适的栖息地。这些环境变量是用于预测物种的潜在土地。使用GIS的预测栖息地模型，可以被应用到很大的领域，在生态系统的保护和管理中有很大用处（Guisan and Zimmermann，2000；Scott et al., 2002 ；Geneletti,2002）。在一些研究中（例如Natuhara and Imai,1999；Watson et al., 2001；Coops and Catling,2002），预测模型是用来为研究物种或者种群评估可以改变或者删除栖息地的可供选择的管理计划的效果。因此，特定政策、计划或者项目的生态和环境的优势可以被展示。由生态模型转变成空间格式，使得物种分布的知识适用于方案测试和能应用于计划进程（Harms et al.,1993,2000；Swetnam et al.,1998；Botequilha Leitao and Ahern,2002）。为了预测和评估由城市化和基础设施引起的分裂的结果，生物多样性需要被量化，这需要对这些进程敏感的生物多样性指标(Noss,1990；Lambeck,1997)。有用的指标可以作为专门居住在一定类型栖息地的焦点物种的栖息地网络，这些类型栖息地对于面积有很大的要求，但是可能只有很低的传播能力(Vos et al.,2001；Hansson,2001)。一整套这样的焦点物种的坚持要求，对于威胁过程十分敏感，可以集中地代表各种包括许多其他物种的需要的景观特色。人们猜测，在一个景观中生物多样性的重要组成部分，将会受益于这些的保护(Lambeck,1997)。焦点物种曾被用在大尺度栖息地模型的发展中，从而选择保育区域和引导管理计划(Lambeck,1997；Watson et al.,2001；Bani et al.,2002；Hess and King，2002；Sanderson et al.,2002)。有在规划和影响评估上的生物多样性问题和景观生态学整合的不同例子，例如荷兰的主要生态结构(Ministerie LNV,1990)和Fernandes(2000)。在德国和荷兰，几个项目进行整合，目的在于整合土地利用和自然资源(Petry and Krnert,1998；Knol and Verweij,1999；Harms et al.,2000)。在这些项目中，自然保护和发展是和城市化和娱乐场所这样的功能结合起来的。可是，景观生态学的知识发展和知识应用之间还是有差距，多学科景观研究的整合中也缺乏工具(Opdamet al.,2002)。在环境影响评估里，也存在缺乏工具的情况。根据Treweek et al.(1998) and Geneletti(2002),环境影响报告经常不能提供关于自然保护和生物多样性的量化的预测。取而代之的是，这些问题通常为会被看作是对提出的发展的障碍。因此，需要发展工具来可以允许规划和影响评估中的生物多样性问题的有效整合。本文的目的是，能够从景观和区域水平上提出整合正在城市化的环境中整合规划和战略环境评估的生物多样性问题的方法。主要的研究问题是：（1）什么样的城市化方案对于焦点物种的栖息地网络的影响可以被预测；（2）生物多样性的组成预测模型怎么样可以融入战略环境评估过程中。为了支持这个整合，景观生态评估（LEA）被发展起来以及被设计成容纳普遍的规划结构。作为这个研究项目的一部分，一个案例被提出来说明在城市地区LEA的应用。2. 方法2.1 研究区域案例研究的研究区域包括，瑞典的首都斯德哥尔摩这个城市的市区、郊区以及半城市化地区(Fig. 1)。这区域覆盖了3750平方公里，位于波罗的海沿岸地区、Mlaren湖的出口处。这个区域十分多样化，大约45%由森林覆盖，被农用地、水域和建设用地累积起来。这个研究区域大约有150万人口，其中包括很大一部分的21市民。在这个研究区域中，人口密度有较大的差异，从城市内部的超过22000人每平方公里到半城市化地区的少于5人每平方公里。正是由于这个差异度，研究区域被分为三个不同的城市化区域：城市地区（超过5000人每平方公里）、郊外地区（5005000人每平方公里）以及半城市化地区（少于500人每平方公里）（Fig.1）。在城市地区，城市化过程早已完成，景观已经改变。城市的矩阵中分布着森林的碎片，剩余的森林承受着来自开发的兴趣以及休闲用途的高压力。郊外地区主要是居民区和许多连接半城市化地区中更大的自然区域的自然植被区域所支配。在半城市化地区，仍然存在大型的不受干扰的拥有少数建筑和道路的自然区域。这里发生农业活动，例如农业、林业和狩猎，但是大多数人都是通勤的，经常是不超过1小时的交通时间。逐渐的郊外城市地区就发生在这些区域，伴随着与之相关的干扰、野生动物的收缩和隔离、栖息地质量的降低。Fig.1 这个研究区域覆盖了包括市中心、郊区和半城市化周边地区的大斯德哥尔摩这个城市，截至目前为止，发展了主要往前的交通网络，交通网络远离大面积的自然和半自然植被之间。但是，在接下来的30年里，预计在区域内人口将增长2550%，这包括了土地利用的主要变化(ORPUT,1999)。这些土地利用和自然栖息地的变化会承担敏感物种将会减少或者在区域内消失的危险。2.2 方案ORPUT(1995)提出了三种更大的斯德哥尔摩长期发展方案，以适应预测的30年后本地区新增的250000居民。这些方案是根据三个不同的发展原则设计的，这导致模式特色走向密集、弥漫或者延续长延伸的交通路线，如Fig. 2所示。对于方案中将会产生交通流量的分析，也被展示出来（ORPUT,1995）。在密集方案中，城市化模式被假设为是用来集聚的，发展的控制部分将会包括大型房屋单元。这些都会坐落在距离地铁系统行走距离的地方，主要在城市地区和郊区内部，在许多剩余的绿地区域扩展。在相同的公路网络，尤其是相同的车辆交通的情况下，密集方案比其他方案会产生更少的交通问题。在弥散方案中，主要的发展将会是小房屋单元，在郊区和半城市化地区大范围地扩展。这个方案将会导致交通流量大最大程度的增长，尤其是车辆交通流量。延伸方案是根据城市化沿着主要交通线（如公路、铁路）发展的原则。这种发展包括，在城市区域内的郊区和半城市化地区中，集中在距离公交车和火车站行走即可的距离的大型房屋单元。在这个方案中，大的交通流量主要由被认为是主要交通工具的火车和公交车产生。因此，有效地减少车辆交通流量的增长是可以预期的，跟之前的方案相比。这个方案的一个优点是，它可以远离未开发的交通线之间的绿地区域，这样可以保留绿色廊道，从而有益于生物多样性（ORPUT,1996）。2.3 LEA过程为了作出城市化方案的生物多样性影响评估，国家生物多样性目的必须转化为与区域相关的可操作的目标。景观水平上的森林生物多样性的两个主要目标，在根据国家和区域生物多样性的情况下，是在研究项目中形成的，它们代表了城市化过程中的两个不同阶段。第一个阶段是通过特有的相关的湿地来保护大型、连续的森林，以免丢失景观水平上的生物多样性价值（目标1）。在城市化进程的下端，这些大型森林试验区发生在半城市化和郊外地区。Fig. 2 斯德哥尔摩地区的城市化方案,由Office of Regional Planning and Urban Transportation(1997)提出。这些方案涉及2030年增加的250000居民的住房，（a）密集方案，（b）弥散方案和（c）延伸方案。浅灰色代表水域，白色代表未开发地区，深灰色代表现在的城市地区，黑色代表方案。第一个目标与瑞典环境代码中一个基本原则相关，保护大型未被开发的土地和水域，以达到国家对于森林的环境质量目的，这个目的是用以保护森林生态系统的自然功能和进程。此外，它也与区域环境质量目标相关（Stockholm County Administration Board et al.,1999），这里提到要保护的有价值的自然类型仲，包括不会受到降水的影响的老的森林、湿的森林、沼泽和其他湿地。第二个目标是保护靠近住宅区域的森林碎片的生态集成系统，即在城市和郊外地区，使之在景观水平上没有更多的生物多样性价值的退化（目标2）。分散的森林碎片仍然是这个城市和郊外景观的一大特色，虽然本质上已经被城市化进程所破坏。第二个目标是基于国家环境质量目标“良好的城市环境”，这个说明生物多样性应该被保护和发展，就跟它在区域环境质量目标中所表述的一样。在这个案例研究中，焦点物种被选择作为城市化方案的后果评估的指标。这些焦点物种应该具有代表性以及与目标和问题都是相关的，在这个案例损失中，森林栖息地的分裂和干扰是由城市化引起的。三种栖息在森林的鸟类物种，被认为符合这些标准，从而被选出来研究。目标1由两个物种代表，北欧雷鸟和花尾榛鸡，它们都被列在欧盟鸟类保护条约中（OJEU,1979）。北欧雷鸟有大面积的要求，根据Sjerg(1996) and Tjernberg(1996)，物种密度在结构多样化的针叶林中是最高的，尤其是在原始森林、泥沼和湿森林，以及郁郁葱葱的覆盘子覆盖下的条件下。此外，这个物种曾被证明对于交通干扰十分敏感（Ry,1979）。花尾榛鸡喜欢多层次的拥有云杉（挪威云山）和丰富组成的落叶森林的湿森林。这个十分固定的物种对面积要求起媒介作用，拥有有限的传播能力（erg, 2000）。目标2由柳树山雀（褐头山雀）代表，它喜欢肥沃土壤上的针叶林和在混交林，需要腐朽的树来“挖”巢洞（Svensson et al.,1999）。这个物种对于面积要求起媒介作用（Siffczyk et al.,2003），并被证明是对城市化景观中栖息地的分裂十分敏感（Mtberg, 2001）。这三个焦点物种被认为是受到了工业化林业的排水和砍伐的负面影响，长期的观点中它们在瑞典一直减少（Tjernberg,1996；Svensson et al.,1999）。效果的预测基于项目前和方案中焦点物种的栖息地网络的情况的比较。焦点物种的栖息地网络地图，通过基于GIS技术的预测模型来完成(Fig. 3)。为了这个模型，使用了ArcView Spatial Analyst 3.2(ESRI 1999)其中的拓展景观生态决策和评价支持系统（LEDSS），作为基础(Knol et al.,1999)。逻辑回归的地图计算（见下文）在IDRISI 3.2中建立(Eastman, 2001)。预测模型需要非生物环境条件、植被和物种的输入数据。现状输入数据包括Green Map T5-versio(Metria,1997)，这里有地形、基岩露头、湿地、某些类型的植被和土地利用、建筑、公路和其他建设的数据；卫星图像的分类(Landsat TM, Satellus,1998), 则有森林类型和密度的详尽信息和土壤图（Swedish Geological Survey 196574)。进一步的数据从由卫星图像(Landsat TM,Holmgren et al.,2000)分类得到的林业参数分类获得的，湿森林的存量(National Board of Forestry,2002)部分基于实地调查。交通总量的数据和每条公路的速度从ORPUT(2001b)和瑞典国家道路管理局（unpubl）那里获得。这些数据被存储在一个基于25m*25m大小像素的网格的GIS中。在预测模型中，基本栖息地地图来源于土地覆盖信息，包括对每个像素的栖息地质量的解释，这些解释的目的在于为每个焦点物种识别每个焦点的栖息地要求（Fig. 3）。这些基本栖息地地图倾向于过分估计研究区域内栖息地的数量，在适合的栖息地的数量、位置和干扰上需要很多的知识。合适栖息地的数量要通过移动循环方法来考虑（McGarigal et al., 2002）。因此，一定范围内的合适栖息地的数量通过研究区域被预测出来。基于关注物种家的范围或者假设景观认知，测试了几个半径。交通噪音干扰的干扰地图来源于交通音量和每条公路的速度的数据，见Mrtberg and Karlstrm（2005）。特有物种的连接度地图展示着花尾榛鸡的估计可达性，它来源于注明条件和植被的地图（Mrtberg and Karlstrm，2005）。得到的地图被用作栖息地适用性功能的栖息地变量，可以解释焦点物种出现的可能性。对于柳树山雀，使用来自Mrtberg（2001）的数据和模型，但是要用移动循环方法重新计算只使用GIS技术的栖息地变量。不同的移动圆圈半径被进行验证，代表了被分裂了的景观中Fig. 3 基于GIS技术的预测模型的流程图。看文字的解释。期待的最低的、最大的和平均的家范围大小（Siffczyk et al., 2003）。对于北欧雷鸟和花尾榛鸡，数据和模型由Mrtberg and Karlstrm（2005）报告，但是模型重新计算用于逻辑回归的使用。重新计算的目的在于获得特有物种的栖息地适用性功能，这个功能可以用于获得预测出现几率的空间明确地图。为了这个目的，逻辑回归就十分有用。在逻辑回归计算中，在一个地点的出现几率是假定为遵循计量模型其范围从01，u是包含解释变量（Xi）和一个常数（）的线性方程，这有助于辨别两个反应组(presence=1 and absence=0):这里n是变量Xn的回归系数。最好的解释变量被列在Table 1。通过栖息地适用性功能，跨越研究区域的出现几率地图被收回（Fig. 3）。在栖息地网络的结果地图里，最终的栖息地适用性分数是基于来自基本栖息地地图栖息地质量的像素导向解释，这由来自栖息地适用性功能的出现几率地图覆盖，同时还考虑了数量、连接度和干扰。Table 1被用于焦点物种出现几率的预测模型中的解释变量合适栖息地的聚合通过移动圆圈方法来辨别。这样，栖息地质量和数量都会被考虑进去。这三个城市化方案密集、扩散和以下，到了2030年，包含了预期发展和交通密度的信息（ORPUT,1995,2001b）。目前情况是在注明条件中为变化提供输入的仿真和方案的基础。这暗示在植被分布中的变化，在基本栖息地中，栖息地适用性功能的连接度参数，在焦点物种的栖息地网络发展被采用。这样，预测出来的方案中的栖息地网络结果地图就被生产出来了。现状地图与方案地图相比较，通过比较承载力（C），现状与各个方案的不同都会被估量：这里，A是合适栖息地的面积，hs代表栖息地合适性分数，Rru被假设为对于一个复制单元的要求（面积和hs分数），这经常是要繁殖的一对（或者一群）。这些差异可被视作方案的预测效果。3. 结果和讨论目前情况下，焦点物种的预测栖息地网络的分布，如Fig. 4所示。北欧雷鸟和花尾榛鸡的栖息地网络分布比柳树山雀的要更加局限。这反映出这些森林内部品种对大片连续森林栖息地的严格要求。它们的栖息地网络都没有延伸进城市地区，在研究区域内它们都倾向于被分成南北两个部分，通过城市和水域来作为一个分割线。在城市地区，一定数量的栖息地可以提供给北欧雷鸟和花尾榛鸡，但是栖息地网络的主要部分好事位于半城市化地区。至于柳树山雀，可以在城市地区找到一些栖息地，尽管许多残存的森林太小和（或许）被隔离从而被包括进栖息地网络。大多数森林残存在郊外地区是可以作为栖息地来使用，在半城市化地区这个屋中的栖息地网络不断地跟随森林的分布。Fig. 4 目前情况下，对北欧雷鸟（a）、花尾榛鸡（b）和柳树山雀（c）的预测栖息地网络（深灰色），分别在研究区域相关城市化地区。栖息地分布粗糙地以可见性理由而聚合，使用北欧雷鸟的粗糙尺度，同时在粗糙尺度上使用景观。在上图，浅灰色代表水域，白色代表未开发区域，深灰色代表目前城市地区。这些光栅显示城市（中心）和郊外地区，如Fig. 1所示。斯德哥尔摩地区的计划发展方案的预测模型显示，所有方案都会引起焦点物种的栖息地网络的减少（Fig. 5）。这是大家所期待的，因为所有方案都包括了新的住房单位的重要发展。自从焦点物种被视为具有代表性的，它们对于景观水平上的生物多样性的影响就是似是而非。如果物种可用栖息地的总面积被纳入考虑的话，栖息地的损失就受到限制。不过，显著地负面影响可能出现在小的栖息地片块，对于一个只有很少的初期数量的物种而言，甚至有限的减少都会是至关重要的。不同方案之间的比较显示，虽然基本区别是考虑两个生物多样性目标（Table 2）。密集方案中的紧凑的城市化模式，对栖息地网络的强加影响最小（Table 2）。在这个方案中，新发展的主要部分计划发生在城市地区，而代价是许多剩余的森林碎片。这将会导致在城市和郊外地区的影响，但是会使得半城市化地区的大片自然区域完好无损。负面影响会主要发生在城市和郊外地区，那里栖息地网络和碎片会会分裂区域内的森林栖息地网络，目前，是分裂与更多外围部分的森林高连接度。就好的城市环境而言，这会导致与目标2的Fig. 5 三个城市化方案密集、扩散和以下的栖息地网络的减少，在承载能力范围之内（见解释方法部分）冲突。避免一些密集方案负面影响的缓解措施看起来是可能的，虽然，如果开发会被集中到非栖息地和越来越小、越来越集中的森林碎片。扩散方案中，伴随横跨大块区域的小型住房单位的分散，焦点物种的栖息地网络最厉害的全面减少会发生（Fig. 5）。这是由于扩张区域影响和散射城市化模式的边缘效应。焦点物种的栖息地网络在整个研究区域都被影响，对于北欧雷鸟和花尾榛鸡，景观水平上明显的负面影响可能会发生。这是由于栖息地的损失、隔离和障碍。即使对于不是传播有限的物种，但是有大面积的要求，破碎的栖息地也可能导致降低栖息地适用性。在大片自然区域，这些影响都会与目标1冲突。出乎意料的是，以下方案会导致大约尽可能多的栖息地适用性损失，就跟扩散方案一样，除了考虑花尾榛鸡，它中间的负面影响是可以预计的（Fig. 5）。负面影响的一个原因是，几个郊区内存在和潜在的公交车和火车站位于或邻近剩余绿地区域，那里的发展会涉及更大范围森林碎片的开发。此外，一些周边的火车站被大片连续的森林试验区包围。另一个问题是，以下方案的星型模式会保持交通路线之间的剩余绿地廊道的连接度，但是会增加相邻绿地廊道的隔离。隔离效果会引起对传播能力低的物种的影响。这些效应会导致目标1和目标2的冲突。然而，冲突地区有限，很容易被避免。这个方案对生物多样性的有利方向的缓解措施将会是，让核心区域和战略森林通道未被开发。定量地，对于两个森林松鸡科物种来说，栖息地网络承载能力的预期减少数量从ca 3.5-6.7%变化到ca 1%。这将大大减少隔离效果和负面影响的风险。北欧雷鸟的栖息地网络，在半城市化地区包括三大栖息地网络，这款已被视为潜在核心区域，与Opdam et al.（2002）说法一致，如Fig. 4所示。在这些核心区域，可用栖息地的更小片块将被进行预测。由于北欧雷鸟的总数量在研究区域里相对较少（Tjernberg,1996；Heath and Borggreve,2000；Swedish Environmental Protection Agency,2002；Mrtberg and Karlstrm,2005），物种可能容易破碎和悲观干扰。在北欧雷鸟这个案例中，密集方案不是被估计来在栖息地网络上给予面向负面影响，见Fig. 5和Table 2。相比之下，扩散方案会导致研究区域内栖息地网络的全面减少。所有三个核心区域都会被影响，还有许多更小的栖息地片块。隔离和干扰效果都有后果，像本地数量的灭绝、区域内数量的全面下降。在以下方案中，一部分栖息地网络会消失，主要的影响是在郊外区域，但是影响也会在半城市化地区发生，在这里三大核心区域之一会缩小到三分之一。Table 2方案影响的总结效果依照焦点物种的可用栖息地计算出来的减少来表达，0=没有明显减少，“-”=减少少于5% ，“-”=减少多于10%，“-”=减少多于20%。焦点物种在栖息地网络上的假定影响表达为，0=没有明显减少，m=边际影响，T1=与目标1冲突的负面影响（涉及大片自然区域），T2=与目标2冲突的负面影响（涉及好城市环境）。粗体文字代表主要影响。a影响十分小部分的栖息地网络，它在半城市化地区继续。b隔离效果为了花尾榛鸡，栖息地网络的北部和南部会发生断裂，因为这个物种的有限传播能力（Fig. 4）。这两部分栖息地斑块的容纳集合估计会足够靠近，从而在栖息地网络里能够被连接起来。但是所有合适的栖息地对于花尾榛鸡来说都不可用，即使是在目前情况下，因为许多较小和甚至更大的栖息地斑块看起来十分独立。密集方案会导致研究区域内栖息地网络的一点减少（Fig. 5）,主要是在郊外地区，以及可能的边际影响（Table 2）。对于花尾榛鸡，栖息地网络最有可能被扩散方案影响。最大的影响会在半城市化地区。网络中大部分的栖息地斑块，不是被栖息地消失就是被增加的隔离效果所影响。由于相对较少初始种群（Tjernberg, 1996；Heath and Borggreve, 2000；Swedish Environmental Protection Agency, 2002；Mrtberg and Karlstrm,2005），会有数量全面减少的风险和类似本地数量消失的后果会发生。以下方案中栖息地网络的减少会导致对少数栖息地斑块的直接影响，但是明显的影响会是由增加的隔离效果引起。这会提高许多栖息地会被从更大栖息地网络中切出的风险，在本地灭绝的情况下，这些都不会重新克隆。对于柳树山雀，一些城市地区中的较大森林剩余，根据计算，是一个较大栖息地网络的一部分，这里包括了另一个地区。在密集方案中，整个研究区域中栖息地网络的细小减少（Fig. 5）不会暗示任何区域内柳树山雀数量的明显影响（Table 2）。但是，由于损失都集中在城市地区，根据模型结果，几个地区内较大的森林剩余会丢失，或者变得太小，同时失去与栖息地网络的连接。扩散方案在大型栖息地网络中的许多斑块，会引起入侵。这些改变会被看作象征的，即使物种在区域观点上不显著地收到影响，这是由于比较大的初始种群（Tjernberg, 1996）。在以下方案中，栖息地网络中减少的影响，在城乡区域会是最明显的，这里几个剩余栖息地斑块会被从较大栖息地网络上切断，变得太小和被隔离，从而成为家庭范围的一部分。3.1 景观生态评估LEA，可以发展成研究项目的一部分，来促进战略规划和环境评估中生物多样性问题整合。在LEA中，预测模型扮演了关键角色。为了支持这个整合，LEA必须被设计为容纳普遍规划结构。在Fig. 6中，LEA的工作流程概况被展示出来，总结案例分析中的不走，以及城市发展的规划和战略环境评估的文本。长期规划意图由待选方案代表，在Fig.6中表达了斯德哥尔摩的区域发展。在战略环境评估的范围界定阶段，要在进行评估的重大问题上作出决定，这样要分析得出如何去做以及分析和预测的方法。如果自然栖息地的损失和分裂很有可能发生，那么景观和区域尺度上的生物多样性考虑就是必要的，LEA就要被应用（Fig. 6）。对于生物多样性问题，分析和标准应该和由方案产生的威胁相关。 过分扭曲的生物多样性目标需要被转化为相关的和运作的景观目标（在Fig. 6）。在案例分析中，研究区域内特定森林类型的质量目标是被规划好的。目标建立在这样一个假设上景观水平上生物多样性可以通过栖息地网络的保护维持在足够本地物种相对丰富的组合坚持下去。对于一个方案影响的完整图像，基于国家和区域的环境质量目标，然而，所有主要栖息地类型需要被包括进去，例如农业景观、湖泊和水道的栖息地。Fig. 6 LEA的工作流程。见文字的解释。在下一步，一套焦点物种被选中（Fig. 6）,它能对指定的景观目标的性质作出反应。案例分析中，所有三个焦点物种代表各种要求，如对栖息地质量、连接度的要求和（或者）对城市干扰的敏感度，这让它们有资格成为潜在的焦点物种（与Lambeck, 1997；Hansson,2001相比较）。具有代表性的焦点物种的选择方法，与不同分类和（或）变量的高度物种丰富度相关，易于量化和管理，是由Fleishman et al.（2000）提出，由Bani et al.（2002）检验。需要更多研究物种社区的指标和结构，以便决定被选中物种是否对其他物种群体带有代表性，在生物多样性的其他方面（例如Lindenmayer et al.,2002 ；Failing and Gregory, 2003）。尽管如此，不主要聚焦在物种它们本身，而是它们本身所代表的标准，会从事关键参数，被不同的分类单位共享。Vos et al.(2001)聚集，在生态材料上如面积要求和独立物种的传播距离的功能，从而从这些信息破碎敏感材料和生态景观尺度指数上辨别。上述物种特点的一般模式和他们对栖息地碎片的反应，在寻找重点标准的时候十分有用。焦点物种和标准的选择，就跟任何指标一样，可能包含了其他物种和方面被忽略的风险。当几个焦点物种被选中、自然类型被认为是明确的时候，原理保护缺口的风险就会比如果只使用单个物种的情况更小（Lambeck, 1997）。然而，对于栖息地质量、数量和连接度更截然不同的需求是，需要确定较大数量的焦点物种具有代表性。尽管如此，保护差距还是会发生，例如对于罕见的专业的物种。因此，LEA最好可以结合保护其他高自然价值的已知区域，如罕见或者频危物种的位置（Noss and Cooperrider, 1994）。进一步，LEA涉及一套焦点物种设置研究区域的尺度，而不是项目、计划或行政边界，具有一定的优势。当个别物种对栖息地的具体要求被考虑的时候，适当的栖息地大小、形状和分布都要确定下来，以保护它们。当景观和物种被认为是，将放在对自然进程和景观的关系中更大的重点，而不是土地景观格局规划，不用考虑物种它们刻意的需要（Opdam et al.，2002）。选择一套焦点物种也允许分化的影响。在案例分析中，北欧雷鸟无法在城市应用，而柳树山雀不可以提供在半城市化地区的最相关的信息。此外，在国家层面，方案对栖息地网络所造成的影响将不会很大，因为面积的影响（城市化）与全国相比相对较小。它遵循了保育规划和战略应考虑生物多样性模式、物种的栖息地的要求，在较大和较小的尺度中保育需要（Soul and Terborgh，1999）。为了获得焦点物种栖息地网络的空间预测，预测模型作出分析（Fig. 6）。预测栖息地模型在非生物条件和植被物种栖息地的要求上，涉及连接可用的GIS数据，从文学、专业判断和统物种出现统计模型上采用标准。根据Guisan和Zimmermann(2000）,在生态学预测模型的核心是环境物种关系的定量。一旦该物种的多变反应（即其生态模式）来源于任何建模技术，在典型区域内其潜在分布可被预测。当物种出现的数据是稀疏时，这可能是非常有用的，现场存货不可以在广阔的地区变为可能，但数字数据来源于栖息地和可以推导的干扰变量，都在景观手上。当空间和时间的预测被模型化，比较了目前情况的和方案中的栖息地网络。对栖息地网络的量化预测是方案影响评估的基础（Fig. 6）。预测建模及其局限性，准确性和尺度曾被Scott et al.（2002）所启迪。模型的预测受到几个因素的影响，例如栖息地变量定义的准确度和通过给定的分辨率、数据收集方法、样本含量、方差来区分他它们的可能性，从而在原来的数据设计中的不明显水平和用来发展最终模型的假设。当栖息地模式被验证出来总有委任的错误的时候，遗漏和混乱（Guisan and Zimmermann，2000；Anderson et al.，2003）。显然，模拟结果具有一定实际发生的概率，当它们也基于实证数据。当它们适用于在研究区域时，用于案例研究中的统计模型估计有70-80的准确度（Mtberg,2001；Mtberg and Karlstr, 2005）。这样的后果是，空间预测的结果含有不确定性，特别是看详细的尺度和栖息地适宜性分数是中间体的时候（参见Mtberg and Karlstr，2005）。然而，在案例研究中，当方案的影响被模型化，非常不同的方案指尖作了比较，其中用严重的干扰来把栖息地被转为非栖息地。此外，核心区域和连接度被采取作为评估中的特别考量。在接下来来情况下，标记为主要影响（Table 2）,影响很明显，因为核心区域萎缩和被被分割，或栖息地网络的很大一部分将消失。在这里，评估结果可算是相当强大，也面对不确定性。在其他情况下，影响的评估，例如隔离效果、当地灭绝概率和景观上整体人口的形势，将受益于种群生存力析（Akcakaya and Raphael，1998;Sjren- Gulve and Ebenhard，2000；Lindernmayer et al.,2002）,基于预测的栖息地网络。基于物种的本地实证数据统计模型的使用，将确保地方和区域条件的模型相关性，无论数据是否从新的或现有的调查获得。现场库存的形式下的数据提炼，将使焦点分类区使用的和空间预测的验证成为可能（Fig. 6）。效果的时间预测评价，将受益于监测方案，在最终规划和项目已经实施之后，来提高进一步的研究中的应用的知识。如果没有研究区域内物种分布的本地实证数据在手，那么来自其他调查的模型，可能可以使用，但在新的研究中模型适用性，在其它尺度或其它任何情况比那些最初被创造的会增加不确定性（Verboom and Wamelink，1999）。在实际规划情况中，然而，数据往往不够，知识差距必须被最好的和专业判断所填满。根据Verboom and Wamelink（1999）和Clevenger et al.（2002），建立在专家猜测和安全范围的模型可以是强健的和有用的，例如规划案例研究中的规划排名，提供了该模型捕获了正在研究中的物种或景观的基本定性行为。与目标1冲突的生物多样性价值的影响（Fig. 2），可以被看作是区域性的显著，因为大片连续性的自然栖息地往往在这个水平上维持高的多样性是至关重要的。与目标2的冲突也透露，关于人类统治景观中的生物多样性价值。由于城市化影响逐渐生物多样性，威胁的水平在不同的案例研究区域有所不同，两个目标对应到城市化过程的不同阶段。这是指，仍然存在生物多样性价值遗留给进程继续的假设，而且在人为主的景观中野心是制止生物多样性的退化。据承认，在人口集中地区的本地栖息地拥有社会和教育价值（例如Miller and Hobbs，2002），这也可以看作是使用生物多样性的功能（Slootweg and Kolhoff，2001）。如果森林生物多样性用来衡量三个被选中的焦点物种，衡量的价值存在于市区，代表尚未完成，但定栖的组合相当丰富，破碎敏感的本地物种。来自密集方案的当地影响因此不容忽视。当评估已经完成，GIS格式的栖息地网络的地图非常适合缓解目的替代方案的发展（Fig. 6）。可交互地采取措施，为环境目标来改变有利方向中的有利非生物条件。在案例研究中，几项措施被指出来，从而为减轻不利的影响建设。例如，要抵制隔离影响、剩余的未开发的栖息地网络的特定关键节点，核心区域和连接良好的森林碎片也可以避免。此外，分析方法可用于识别和疏散廊道和恢复的优先领域。在长期的角度出发，LEA可能有助于绿色计划，绿色计划可反复修订一套重焦点物种和考虑范围内保护利益和威胁过程中的相关标准。几位作者（Van der Sluis and Chardon,2001；Vuilleumier and Prlaz-Droux，2002；Hess and King,2002）,建议涉及焦点物种栖息地网络覆盖的方法，来描述作为保护规划基础的整体生态网络。LEA中对假设是由规划或者项目引起的威胁过程的考虑，都可能作为一个早期预警系统。作为新项目，规划及其伴随的威胁出现，它会考虑在位置上的特殊条件和局部和区域相关的保护目标。LEA是在规划中整合生物多样性问题的工具，通过景观生态知识，这些知识促进在评估过程中生物多样性影响的量化和可视化。表单中的结果网络地图的栖息地和效果表和影响，都适合用来作为支持的决定。栖息地网络的地图形式的结果，可以用作决策支持。GIS格式可以使得待选城市化方案的环境影响的可视化成为可能，可以提高规划和做出决定中的透明度和沟通。4.结论生物多样性的影响预测在城市化地区的长期规划中，是必要的。在战略环境评价的背景下，LEA提供了工具来评估规划和设计选择中潜在的影响，要选择那些生态风险最小化并且计划对潜在不利影响的缓解措施。为了能够做出可靠预测，确定有关的生物多样性指标十分重要，这在景观和（或）区域尺度上都具有代表性。在LEA具体景观，目标是被定好的，在相对透明盒开发的框架中，它考虑到了给定的与景观目标相关的分类单位设定的栖息地网络。 LEA提供了一个系统化的过程，这个过程鼓励数据的探索和旨在定量市内景观和一个地区中生物多样性问题生态系统水平的优先级的设置。正如在案例分析中，并非所有目前在城市内和周边生物多样性的要素，受益于焦点物种栖息地网络的考虑和保护。但关键环境参数涉及质量、数量和栖息地类型的连通度，如成熟的老针叶林、在肥沃土壤上的森林、湿森林和沼泽，应该赞成生物多样性的很大一部分是需要考虑和保护。当一套焦点物种的栖息地网络被纳入考虑和提供，景观设计和管理来满足他们的需求，将保护具有相似要求的其他物种的栖息地。为景观类型目标的连接和威胁过程中明确的联系，使得LEA在EIA和SEA中十分有用，从而有可能提高SEA的质量，并最终有助于可持续发展的规划和决策。致谢我们要特别感谢引用组的成员，Eva Asplund, Torbjrn Ebenhard, Sonia Eriksson, Lars-Gran Mattsson和Per Sjgren-Gulve,在研究过程中做出了卓有成效的讨论和宝贵的意见。同样谢谢瑞典环境农业科学空间规划研究委员会的财政支持。参考文献berg, J., 2000. 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