自然保护区生态安全设计的理论与方法.doc

第一章 绪 论 自然保护区是指为了自然保护的目的，把包含保护对象的一定面积的陆地和水体划分出来，进行特殊的保护和管理的区域(中国自然保护纲要编写委员会，1987)。自然保护区的建设是生物多样性就地保护的主要措施，在维持生态平衡、保持水土、涵养水源、调节气候、改善人们的生活环境、促进国民经济发展等方面发挥着重要的作用。自然保护区是保护生物多样性的基地，亦是就地保护生物多样性的最有效手段。目前，中国70的陆地生态系统、80的野生动物和60的高等植物，特别是国家重点保护的珍稀濒危动植物绝大多数都在自然保护区里得到较好的保护。完整的生态系统、丰富的物种和生物群落及其赖以生存的环境，为开展生物多样性监测与编目、生态过程研究、生态系统管理、珍稀濒危物种保护、遗传资源保存等方面的科学研究提供了得天独厚的基地和天然实验室。必须指出，建立自然保护区的目的，并不是单纯的消极保护，而是为了在实现有效保护的前提下，发挥自然保护区的资源优势和科技优势，合理开发利用自然资源，促进自然保护区与社区的协调发展。11 国内外自然保护区建设研究 1872年，美国建立世界上第一个国家公园黄石公园。从此，自然保护区事业受到许多国家和国际组织的重视。到20年纪20年代，世界各大洲都相继建立了国家公园。本世纪中叶以来，由于人类掠夺式地开发自然资源，出现丁严重的环境问题。1972年，联合国教科文组织(UNESCO)启动了人与生物圈(MAB)计划。到1997年底，已经在87个国家建立了352个生物圈保护区(李文华，1998)。 中国系统地建立自然保护区是从20世纪50年代开始的。1956年建立第一个自然保护区广东鼎湖山自然保护区。以后，在云南西双版纳、内蒙古大兴安岭、吉林长白山、广西花坪、四川王朗等地建立了一批自然保护区。20世纪80年代，中国的自然保护区飞速发展。到109年底，中国已建立不同级别、各种类型的自然保护区1146个，总面积8815.2万阶(其中陆地面积84509万阶，海域面积3643万附)，占陆地国土面积的88(国家环保总局，2000)。国际上主要在分类标准、监测、战略和政策等方面研究自然保护区的建设问题。国际自然保护联盟(IUCN)于1978年提出了保护区分类标准，1994年修改了这一标准，分为严格自然保护区荒野地、国家公园、自然纪念地、生境物种管理区、保护性陆地海洋景观区、资源经营管理保护区(Phillips,1998)。INCN的分类标准正在被世界上越来越多的国家采用。保护区监测趋向于网络化和国际化，成立了一些区域性或专门针对某一生物类群的监测网络。例如，1996成立了“东亚一澳大利亚涉禽保护区网络”，中国、日本、俄罗斯、韩国、澳大利亚、新西兰等9国的21个保护区组成，该网络每年都要进行一些监测和信息交流活动。1997年成立了由东北亚18个保护区组成的“东北亚鹤类保护区网络”。生态评价已应用于不同的层次，从整个保护区系统到单个保护区。生态评价一般涉及三个方面：(1)生物评价，如植被和鸟类评价；(2)非生物脆弱性评价，如土壤评价；(3)生态敏感度评价，它是由生物和非生物的多准则加权来评价的。生态敏感度指标结出了保护区内生物和非生物因素的主要变化趋势，可以改进监测样地的抽样设计，指导保护区的管理。为了保护生物多样性和生物资源，大部分国家都制定了自然保护区的政策，如保护区投资政策、信贷政策、保护政策和资源利用政策。加拿大国家公园局制定了系统的国家公园规划政策、资源保护政策和经费使用政策，并且每一国家公园都有一个由议会批准的法律。世界资源研究所、INCN和联合国环境规划署(UNEP)于1992年共同制定了全球生物多样性策略，提出了全球自然保护区发展的优生重点以及行动计划(WRI/IUCN/UNEP，1993)o针对人类活动和气候变化引起的生境退化和破碎化，国际上自然保护区建设开始把注意力转向自然保护区系统规划(保护区网络设计相功能分区)上，试图在保护区系统的设计阶段就注意生物多样性保护的有效性和代表性。1.1.2国内自然保护区建设研究中国的自然保护区建设主要侧重于自然保护区分类标准、规划、有效管理和政策研究。我国于1993年发布了(自然保护区类型与级别划分原则(GB/T 14529-93)，将自然保护区划分为自然生态系统、野生生物和自然遗迹3个类别及9个类型。我国也发布了一系列保护区的发展规划，如中国自然保护纲要、中国生物多样性保护行动计划和中国自然保护区发展规划纲要(1996一2010年)，也制定了有关条例，如自然保护区条例、风景名胜区管理暂行条例和森林和野生动物类型自然保护区管理办法。为了改变保护区与当地社区日益尖锐的矛盾，保护区的管理已经从封闭式走向开放式，注重社区发展，强调社区参与或社区共管。我国自然保护区事业起步较晚，已取得了很大成绩，但对保护区系统规划重视不够，造成保护区分布不平衡、发展重数量、内部功能分区不合理等问题。针对这种情况，我国开展了保护区栖息地评价，以重新划分功能区，如卧龙自然保护区(欧阳志云等，1995)、盐城自然保护区(Li等，1997；Ma等，1998，1999)、西双版纳勐养自然保护区(李芝喜等，1996)和陕西洋县自然保护区(李欣海等，1999)。我国还提出了自然保护区生态评价指标和评价标准(郑允文等，1994)。1.2 国内外自然保护区设计研究自然保护区建设是生物多样性就地保护的主要措施，而自然保护区设计是自然保护区建设与管理的关键性基础工作。如果一个保护区系统的设计出现问题，就很难维护一个生态系统的完整性，难于维持生态过程，以保护珍稀濒危物种赖以生存的栖息环境。自然保护区设汁的主要问题，是自然保护区系统包括核心区、缓冲区、保护区网络和廊道的合理布置，以有效地影响生态过程，保护生态系统的完整性和代表性，实现生物多样性保护的目的。这些问题对自然保护区的建设具有战略意义，在国际上引起广泛重视。121 国外自然保护区设计理论(1)岛屿生物地理学假说岛屿有许多显著特点，如地理隔离，生物类群简单。这些特点为重复性研究和统计分析奠定了基础，从而有利于许多深入而细致的生物学研究。因此，岛屿为发展和检验自然选择、物种形成及演化，以及生物地理学和生态学诸领域的理论和假说，提供了重要的自然实验室。MacArthur和Wilson(1963，1967)认为，岛屿生物种类的丰富程度完全取决于两个过程，即新物种的迁入和原来占据岛屿物种的灭绝。当迁入率和灭绝率相等时，岛屿物种数达到动态的平衡状态,即物种的数目相对稳定，但物种的组成却不断变化和更新，这是岛屿生物地理学理论的核心，所以岛屿生物地理学理论也称为“平衡理论”。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，物种数随岛屿面积的增加而增加，这是所谓的“面积效应”；岛屿离陆地和其它岛屿越远，其上的物种数目就越少，这称为“距离效应”。岛屿生物地理学(MacArthur-Wilson学说)的研究对象是海洋岛和陆桥岛。然而其理论被广泛地应用到岛屿状生境的研究中。岛屿生物地理学认为，岛屿化是生物地理学的普遍现象，岛屿生物地理学理论也适用于陆地“生境岛”。自20世纪70年代以来，这方面的研究已颇为广泛。岛屿生物地理学一时成为自然保护区设计的主要理论基础。此学说认为：保护区面积越大，物种灭绝率越小，生境多样性越大，物种丰富度亦越大；隔离程度越高，物种迁入率越小，物种丰富度越低；面积大而隔离度又低的自然保护区具有较高的平衡物种丰富度功能；面积小或隔离程度低的生境岛具有较高的物种周转率(邬建国，1989，19如)。 因此，自然保护区设计应遵循下列原则：保护区面积愈大愈好；一个大保护区比具有相同总面积的几个小保护区为好；对某些特殊生境和生物类群，最好设计几个保护区，且相互距离愈近愈好；自然保护区间最好用通道相连，以增加物种迁入率；为避免边缘效应，保护区以圆形为佳。 这些原则已被国际自然保护联盟纳入世界自然保护策略。 然而，对于麦克阿瑟一威尔逊理论在自然保护区中的应用争议很大，其中“保护区以圆形为佳”这一准则存在许多不同的观点(韩兴国，1994)。保护区的形状并非总是圆形最佳，保护区的形状对真正的岛屿可能不重要。Blouin等(1985)检验了33个海洋岛屿上物种丰富度与岛屿形状的数据，在考虑了岛屿面积效应后，岛屿形状并不能说明岛屿上物种丰富度的差异。因此，如果控制海洋岛屿物种丰富度的机制与陆地生境岛屿的相同，那么形状不是保护区设计的主要因素。保护区彼此越接近越好这一准则是与保护区圆形的准则不一致的(Game，1980)。保护区间的通道可以增加种的迁入率，并可通过种群互补效应减少局部绝灭率，但传播疾病和扩散干扰源的弊端也不容忽视。大保护区建立常会受到社会、经济以及管理方面因素的限制，因此以上设计准则中(2)成为争论的焦点，也称为“SLLOSS之争” 即一个大保护区好还是几个小保护区。几个小保护区中物种的重叠程度是决定物种丰富度的一个关键因素。许多研究和分析表明，几个分散的小保护区通常比一个具有相同总面积的大保护区有更多的物种丰富度。因为每个小保护区含有不同的地方性物种、不同的小生境。岛屿生物地理学理论实际上还没有得到实证，仅仅是一种假说，因此应用于保护区设计是危险的。但该理论对异质环境中种群动态模型(如反应扩散模型)的发展有着明显的促进作用，对于景观生态学的发展有一定的贡献。(2)异质种群理论、种群生存力分析与自然保护区的设计 在MacArthur和Wilson探索岛屿生物地理学的同时，Levins(1970)提出了异质种群的思想。由于生态破坏和环境污染，形成了在空间上具有一定距离的生境斑块。同时由于栖息地的破碎化而使得一个较大的生物种群被分割成许多小的局域种群。异质种群指的是在空间上具有一定距离，但彼此间通过扩散个体相互联系在一起的许多小种群或局域种群的集合。这些小局域种群呈斑块状分布，很不稳定，经常面临灭绝。因此，异质种群在时间、空间和功能上均是一个生态单元。异质种群理论着重研究局域种群灭绝、再定居规律及异质种群的生存力，这是近年来保护生物学研究重点的一个重要转移。岛屿生物学从群落水平上研究物种数的变化规律，而异质种群理论则从种群水平上研究局域种群消失灭绝规律。 异质种群理论在保护区设置原则上与岛屿生物地理学理论所倡导的观点有很大不同。它认为建立若干个小保护区，要比建立具有相同总面积的个大保护区好。由于人类的干扰，栖息地破碎化已成事实，在世界各地，建立一个大的完整的保护区已很困难，异质种群理论在保护区设计上更具有现实意义。将分散的栖息地碎片用廊道连接起来，是异质种群理论在自然保护区设计上所着重强调的，它巧妙地解决了相关性灭绝和扩散问题之间的矛盾，既保护了局域种群之间的独立性，又能实现局域种群之间的再定居。种群生存力分析(Population viability analysis，简称PVA)是研究物种以一定概率存活一定时间的过程。PVA得出的主要结论是最小可存活种群(MVP)，它是维护保护对象长期安全的重要标志。根据最小可存活种群可确定保护区面积的大小，岛屿生物地理学理论只能给出保护区越大越好的原则，并不能得出具体的保护区面积。在本世纪初建立的保护区，只排除了人为活动对物种的影响，并末考虑随机因素对物种灭绝的作用，而PVA就是研究随机因子对物种的影响，分别计算一定面积或一定大小的种群在一定时间内的存活概率，因此它是自然保护区设计的重要依据。PVA已在世界上得到广泛应用(表11)。PVA是一种新的、正在发展的、涉及到复杂问题，而且其经验、实验和理论知识还不完备的技术。尽管MVP实际应用存在较多困难，但它对于确定保护区有效面积是一个有用的概念。(3)景观生态学、生物多样性保护与自然保护区的设计景观生态学是一门新兴的正在深入开拓和迅速发展的学科，与传统生态学相比，景观生态学明确强调空间异质性、等级结构和尺度在研究生态格局和过程中的重要性以及人类活动对生态系统的影响，尤其突出空间结构和生态过程在多个尺度上的相互作用。就生物多样性保护而言，景观生态学注重景观多样性与生物个体行为、功能、群落动态及生态系统在不同时空尺度上的作用。按照景观生态学的观点，一个自然保护区即是一个由生态系统组成的景观。在该景观上存在着狭长的廊道，如山岭、河流；非线性的斑块，如森林、湖泊、草地；以及基质，如地带性植被等景观组分。这些景观要素本身在大小、形状、数目、类型和外貌上的变化，直接影响自然保护区景观的结构。上述自然保护区景观的差异导致了景观功能的差异。因此，按照网络结构和景观功能的原理，在设计保护区时，应使景观组分间的连接度尽可能大，以防止种群的隔离，增加种群内变异和遗传多样性。景观生态学认为，自然保护区的最佳形状应为一个大的核心区域加上弯曲的边界和狭窄的裂开形延伸，其延伸方向与周围生态流的方向一致。其中，紧凑或圆形斑块有利于保护内部资源；弯曲的边界有利于多栖息地的物种生存和动物逃避被捕食；狭窄的裂开形延伸有利于斑块内物种灭绝后的再定居，或物种向其它斑块的扩散过程；斑块的长轴方向是几种生态的关键，如林地班块的延伸方向与迁移鸟类有关。表1-1 种群生存力分析在世界各地的应用物种地理范围主要威胁因素大灰熊（Ursus arctos horribilis）北美西北部生境丧失啄木鸟（Picoides borealis）美国东南部由伐木引起的生境丧失佛罗里达豹（Felis concolor coryi）美国佛罗里达南部修路、近亲繁殖、生境缺乏波多黎各鹦鹉（Anazona vittata）美国波多黎各出生率低、飓风苏门犀牛（Dicerorhimnus sumutrensis）东南亚木材砍伐爪哇犀牛（Rhimoceras sondaicus）印度尼西亚的爪哇和越南偷猎、疾病、近亲繁殖袋狸（Perameles gunnii）澳大利亚维多利亚州修路猎头鹰（strix occidentalis caurina）美国西北部生境丧失蛱蝶（Euphydryas editha bayensis）美国加利福尼亚生境丧失礁鹿（Odocoileus virgiruianus clavium）美国佛罗里达修路、飓风、生境丧失黑足鼬（Mustela nigripes）美国中部缺乏事物大角羊（Ovis canademsis）美国西部生境丧失、竞争牧草弗比氏先蒿（Pedicularis furbishae）美国东北部、加拿大东南部生境丧失、流域的土地利用矛盾沙龟（Gopherus polyphemus）美国东南部生境丧失负鼠（Gymnobelideus leadbeateri）澳大利亚维多利亚州中部伐木、生境丧失鹦鹉（Neophema chrysogaster）澳大利亚的维多利亚和塔斯马尼亚生境丧失、沿海开发袋鼠（Potorous longipes）澳大利亚维多利亚州东北部刀耕火种、伐木和生境破碎化吸蜜鸟（Lichemostomus melanopscassidix）澳大利亚维多利亚州中部生境丧失、竞争矮负鼠（Burramys parvus）澳大利亚维多利亚州中部、新南威尔士北部修建滑雪场鳕鱼（Gadus morhua）大西洋过度利用白脸猴（Cercocebus galeritus galeritus）非洲肯尼亚生境丧失、农业开发生物多样性保护分为两种途径：以物种为中心的途径和以生态系统为中心的途径(俞孔坚等，1998)。前者强调濒危物种本身的保护，而后者则强调景观系统和自然栖息地的整体保护，力图通过保护景观的多样性来实现生物多样性的保护。随着生物多样性保护战略由目标物种途径转向区域景观途径，景观规划在生物多样性保护中的意义日益得到重视(李晓文等，1999)。Wilson(1992)认为，作为一个发展中的专业，景观设计将在生物多样性保护中起决定性作用、在环境日益人工化情况下，仍然可以通过林地、绿化、水系、水库和人工池塘及湖泊的巧妙布置来使生物多样性保持很高程度，总体规划不但考虑经济效益和美学价值，同时考虑生物种类的保护。景观规划从景观要素保护出发提出了一些有利于生物多样性保护的空间战略，为自然保护区的设计提供了有效的指导。多种空间战略被认为有利于生物多样性的保护，包括保护核心栖息地，建立缓冲区，构筑廊道，增加景观异质性和引入或恢复栖息地。国内外学者相继提出了一些关于生物多样性保护景观规划的途径和方法，如“集中与分散相结合”及“必要的格局”的原则。俞孔坚(1999)提出景观生态安全格局。这一方法对于确定保护区设计的生态安全水平具有重要指导意义。综上所述，自然保护区设计还没有形成自己的理论体系和方法，无论是岛屿生物地理学、异质种群理论、种群生存力分析，还是景观生态学，单独应用于自然保护区的设计都是有局限性的。因此，吸取异质种群理论、种群生存力分析和景观生态学理论的精华，建立自然保护区设计的理论与方法体系，是今后发展的重要方向。122 国外自然保护区设计实践UNESCO的人与生物圈(MAB)计划，经过近30年的发展，已经在世界上建立了涵盖不同生态系统类型的生物圈保护区网络。通过这一网络，地球上所有具有代表性的、重要的陆地、沿海或海域的生物地理区域都将受到保护。它的建立是为了解决我们当今世界所面临的最重要的问题之一，即如何才能使生物多样性和生物资源的保护同它们的可持续利用很好地结合起来。MAB从全球角度提出了保护区网络的重要性，拟定了生物圈保护区行动计划(UNESCO，1984)。但是该指南政治性太强，涉及的技术问题并不多，也没有提出网络设计的科学方法，无法用于景观层次特别是国家范围内的保护区网络设计。一个网络是个具有节点和联接通道的、具有内部相似特性的相互联接或联系的系统。因此，生物因保护区网络在成员间必须有相同性。把一些单个地区随意组成一个网络是有问题的，如用于保护山地景观的生物圈保护区不能与一个用于保护沿海湿地的生物圈保护区组成一个网络。在管理模式上，生物圈保护区内部划分为：严格保护的核心区、可以进行与保护目的相一致的活动的缓冲区和开展可持续资源利用的过渡区：但如何划分核心区、缓冲区和过渡区，MAB没有提出一套定量化的方法。加拿大于197l完成国家公园系统规划。该规划根据加拿大地质、自然地理和植被特点，分成39个自然区域，从区域的宏观角度确定国家公园系统的空间布局，强调保护自然生态系统的代表性，应在每一个自然区域建立国家公园，目前，已在24个自然区域中建立了38个国家公园，面积达22.23km2，占加拿大国土面积的2.25。加拿大国家公园局正在完善国家公园系统以及国家公园与其它类型保护区之间的联系。美国国家公园的设计很少考虑保护区的大小和形状，而机遇、管理费用、土地利用、经济和政治等因素对美国国家公园建立的影响较大，国家公园的边界很难与保护生态过程所必需的景观要素相一致。美国国家公园和其它保护区没有对生物多样性提供有效的保护。世界自然基金会(WWF)已经确定200个对保护全球生物多样性具有重要意义的生态区域。生态区域是进行全球生物多样性保护分析、规划和实施的单元。它的最终目标是在生态区域内建立基因、物种、群落和生态过程之间的联系，并加以保护。“全球生态区域200”为区域层次建立保护区和保护区系统提供了一个思路。综上所述，虽然世界上已建立了大量保护区，并在就地保护方面取得了显著的成效。但大部分国家仅凭经验、政治需要和主观认识建立保护区；自然保护区的设计过分强调濒危物种本身的保护，对生态系统的完整性和自然栖息地的整体保护重视不够。因此，保护区系统在保护生态系统的完整性、代表性和维持生态过程方面存在较多问题。针对保护区设计中存在的问题，国外在保护区设计的理论与方法方面进行了大量探索。澳大利亚、南非、挪威开展了保护区网络设计的研究，提出了保护区网络设计的计分方法、迭代法和整数规划方法，并应用于特定区域或生物类群的保护区网络设计；由于濒危物种法的需要，美国开始评估现有保护区保护珍稀濒危物种的有效性，改善保护区缓冲区和廊道的设计123 国内自然保护区设计现状长期以来，我国自然保护区的设计缺乏理论基础。1987年国务院环委会发布的中国自然保护纲要，提出了选择自然保护区的条件、自然保护区评价标准、自然保护区网络建立的步骤以及自然保护区的结构(中国自然保护纲要编辑委员会，1987)。1994年由国务院发布的自然保护区条例，规定在代表性的自然生态系统区域，珍稀濒危动植物的天然集中分布区，具有持殊保护价值的海域、海岸、岛屿、湿地、内陆水域、森林、草原和荒漠，有特殊意义的地质建造、地质剖面和化石产地建立自然保护区，并提出自然保护区功能分区的原则。但所提出的原则针对性、可操作性不强，难于应用于实际工作。我国一些学者借鉴国外保护区早期设计思想，提出了保护区选划的依据和标准，但由于国外早期设计思想本身存在的问题，已不适用当今保护区设计的要求。由于没有从区域生态系统高度出发选划保护区，只注重保护区数量的快速增加，目前我国的自然保护区存在分布不平衡、内部功能分区不合理等问题。由于缺少国家层次的保护区网络设计规划，在一些地区形成了国家级自然保护区群，如陕西秦岭中部的太白山、长青、周至金丝猴、佛坪5个国家级自然保护区紧挨在一起，内蒙古和吉林交界处的科尔沁、莫莫格、向海等相距很近，且主要保护对象基本相同，这种情况不利于国家级自然保护区的合理布局和有序发展。一些地区资源开发与保护的矛盾日益加剧，为了使开发保护区的资源合理化，随意变更保护区的边界和功能分区。如云南怒江自然保护区，当地为了脱贫，把保护区近10万阶森林划出采伐；有的把保护区核心区肆意变更为实验区，开展所谓的生态旅游活动。对此，国内开展了一些保护区栖息地评价，对保护区功能分区进行重新评估，也提出了保护区功能分区的一些方法。但总体上，还没有对保护区网络有足够的认识，没有从区域生态系统高度研究保护区系统的合理布局；保护区功能分区缺乏科学、实用的方法；保护区往往成为孤立的岛屿，保护区间缺少物种迁移和基因交换的通道；如何使保护区系统有效地保护生态系统的完整性、代表性和生态过程还是空白。1.3本研究的目的和意义1.3.1履行国际公约的需要我国政府于1992年6月11日在联合国环发大会上签署了生物多样性公约，并于1993年1月5日批准了该公约，成为世界亡率先批准生物多样性公约的少数几个国家之一。生物多样性公约第8条(a)款规定，“建立保护区系统或需要采取特殊措施以保护生物多样性地区”；(b)款规定：“于必要时，制定难则据以选定、建立和管理保护区或需要采取特殊措施以保护生物多样性地区。”我国政府对国际公约的履行采取积极认真的态度；履行国际公约需要有科学技术的支持。生物多样性公约要求缔约国建立保护区系统、制定保护区选择和建立的准则。为此，有必要探讨自然保护区生态安全设计的概念、理论、原则和方法，为我国自然保护区系统的建立和完善奠定科学基础。我国政府还加入了关于特别是作为水禽栖息地的国际重要湿地公约(拉姆萨公约)。该公约规定，“缔约国应设置湿地自然保护区，无论该湿地是否已列入名册，以促进湿地和水禽的养护并府对其进行充分的监护。”丹顶鹤被国际自然保护联盟(IUCN)列为易危种，是具有国际重要意义的迁徒性水禽。丹顶鹤在我国的栖息地大部分是具有国际重要意义的湿地，如扎龙、向梅自然保护区。丹顶鹤及其栖息地的保护，不仅是我国野生动物保护的需要，也是履行拉姆萨公约的需要。因此，从生态安全高度，研究丹顶鹤保护区系统的空间构型，对于保护丹顶鹤的栖息地，提高保护区系统的代表性和有效性具有重要意义。132 生物多样性就地保护的需要在我国自然保护区系统中，自然生态系统类自然保护区和野生生物类自然保护区是以生态系统和珍稀濒危物种及其自然生境为保护对象的自然保护区，它们是生物多样性就地保护的主要途径。到1997年底，我国自然生态系统类自然保护区有533处，面积50685万hm2。分别占全国自然保护区总数和总面积的576和658；野生生物类自然保护区达335处，面积26M9万hm2，分别占全国自然保护区总数和总面积的362和339。两类自然保护区总数达既8处，总面积76754万hm2，分别占全国自然保护区总数和总面积的937和99。7。自然生态系统类和野生生物类自然保护区的保护效果和安全水平，直接关系到我国生物多样性保护事业的命运。因此探讨自然保护区网络、保护区核心区、缓冲区和廊道的设计原则与方法，对于保护区系统的建立与完善和保护区功能合理分区具有重要指导意义，将促进我国自然保护区建设事业的健康发展。133科学研究的需要世界上，保护区的建设已有一个多世纪的历史，我国保护区的建设也有40多年的历史。但目前还没有形成保护区建设的科学理论。传统(岛屿生物地理学)的观念认为保护区越大越好。然而，由于人类活动的影响，栖息地破碎化已成事实。在世界各地、建立一个大的完整的保护区已很困难。事实上，保护区建设还受到社会、经济以及管理等因素的制约，大保护区在管理上和经济上都存在困难。因此，必须阐明多大的保护区才能达到既定的保护目标。对于如何设计核心区和缓冲区，如何设计廊道，如何合理布局保护区系统，国内虽然有一些原则性的提法，但缺乏科学性和可操作性。自然保护区设计的理论和方法还相当薄弱，需要加强这方面的研究，以指导我国自然保护区的建设。1.4 本书主要研究内容1.4.1 主要研究内容由于国内外目前还没有建立完整的自然保护区设计理论与方法，也没有提出自然保护区生态安全设计的概念。因此，本文重点考虑以下内容：(1)建立自然保护区生态安全设计的理论基础 通过大量国内外资料的调研，综述异质种群理论、景观生态学理论和种群生存力分析关于自然保护区的设计思想，评价各理论的特点，建立自然保护区生态安全设计的理论基础。(2)建立自然保护区生态安全设计的原则与方法 通过国内外文献资料调研，综述自然保护区网络设计、核心区设计、缓冲区设计和廊道设计的原则与方法，特别是澳大利亚、南非和挪威等国的自然保护区网络设计方法包括GAP分析、迭代法、整数规划方法，美国、加拿大和澳大利亚等国的核心区、缓冲区和廊道设计方法，比较各方法的特点，并根据我国自然保护区设计的实际和需要，建立自然保护区生态安全设计的原则与方法。(3)案例研究 将新建立的自然保护区生态安全设计的原则与方法应用于某一生物类群自然保护区系统的设计。本研究选择丹顶鹤保护区作为案例研究。这是因为丹顶鹤是国家一级重点保护野生动物，属迁徙性鸟类，在我国有其繁殖地和越冬地。虽然我国已建立了若干以丹顶鹤为保护对象的自然保护区，但由于湿地开垦和环境污染，丹顶鹤的栖息地遭到严重破坏，有必要首先针对某一重点保护物种开展试点研究。根据丹顶鹤的生活史和资料情况，案例研究的内容有所侧重：丹顶鹤自然保护区网络设计，主要包括丹顶鹤生态特征综述、网络设计的指标体系、网络设计和网络的评价。丹顶鹤繁殖地自然保护区的生态安全设计，主要研究丹顶鹤繁殖地保护区网络的完善。丹顶鹤迁徒停歇地自然保护区的生态安全设计，主要研究丹顶鹤空中迁徒走廊和停歇地的安全性。丹顶鹤越冬地自然保护区的生态安全设计鹤越冬地自然保护区核心区和缓冲区的设计。1.4.2案例研究方法(1)案例研究目标的确定自然保护区生态安全设计的最终目标应考虑区域生态系统中的所有物种。本案例研究是一个有限目标，即以重点保护物种为突破口，在不同地区研究内容有所侧重。具体地说，以丹顶鹤作为试点研究的突破口，在丹顶鹤繁殖地研究自然保护区的网络设计，在丹顶鹤迁徙停歇地研究空中迁徒走廊和停歇地的安全性，在丹顶鹤越冬地研究保护区核心区和缓冲区的设计。(2)地点的选择由于丹顶鹤是迁徒性鸟类，在国内有其繁殖地、迁徒停歇地和越冬地，因此研究地点应包括所有丹顶鹤的繁殖地、迁徒停歇地和越冬地。(3)资料调查方法本研究采用资料调研和实地调查相结合的方法。资料调研从国内外发表的文献或内部出版物及专家咨询，获取丹顶鹤的分布、保护区的背景资料以及丹顶鹤栖息地的本底资料。实地调查主要是对资料调研获得的数据进行补充和更正，了解保护区设计存在的问题。(4)数据处理和分析数据处理采用MAPCAD3.0和ARC/INFO软件，计算机硬件包括P 400兼容机、HP DesignJet 750 C755CM和HP LaserJet 6 l，保护区网络设计采用迭代法和整数规划方法，保护区核心区和缓冲区设计采用最小累积阻力模型。第二章 自然保护区生态安全设计的理论基础2.1 前言 由于没有从区域生态系统高度对保护区系统进行分析和设计，保护区的主要功能即保护生态系统的完整性、代表性、生态过程以及保护生物多样性受到质疑，现有保护区系统不能对自然生态系统和珍稀濒危动植物的天然栖息地提供有效保护，不能抵御人类干扰、环境污染和生态破坏的影响，因此我们地球仅存的自然遗产能否安全地世世代代传下去引起人们的担心。自然保护区的生态安全已引起广泛关注。安全这一概念有多种内涵可以分为军事安全、国家安全、经济安全、社会安全、环境安全和生态安全等。安全这一概念最早是一个军事术语，很少考虑非军事威胁和解决威胁的非军事手段。现代安全概念指的是通过军事手段保卫一个国家的主权。然而，世界经济和环境的交流与合作不断发展，安全已不仅仅局限于军事和主权等领域。人类社会为满足其物质和文化的需要，不断扩大生产、消费和废物排放的规模，这将对一切生物赖以生存的空气、水和土壤带来严重负面影响。1992里约地球首脑会议的召开和一系列国际环境公约的签署，唤起了全球对环境问题的认识，提高了人们的生态保护意识。环境外交日趋活跃和公众环境意识的提高，要求对安全这一概念重新审视。Mathews提出扩展安全这一传统概念，认为环境退化会削弱经济发展的潜力，影响人类社会的进步，导致社会的不稳定。有的反对这一观点，认为安全是一个军事术语，环境安全或生态安全容易使人误解为用军事手段解决环境问题。但安全这一概念本身有多种涵义，环境安全或生态安全并不是指用军事手段解决环境问题。1998年6-9月，长江流域发生全流域性特大洪水灾害。这次洪水，流域汛期降雨总量仅为1954年的8090，入江径流总量比1954年少350亿m3，但洪峰之多、水位之高、持续时间之长、受灾范围之广、损失之大、情势之严重，都是历史上所不多见的。长江上中下流域大范围的生态破坏是造成1998年“中水量、高水位、大灾害”洪水的根本原因。从这次洪水中，国内有识之士认识到生态安全的重要性。生态安全已关系到一个流域牛态系统、区域生态系统的安全，关系到一个国家的安全。 生态安全指的是这么一种状态，一个群落的自然环境能满足群落持续生存的需求，而不损害自然环境的潜力。生态安全是社会安全和经济安全的基础。因为如果人类或群落的生存环境受到威胁，人类赖以生存的自然生态系统遭到破坏，就会威胁到社会安全和经济安全。同时，生态安全需要社会安全和经济安全来保障。因为如果社会动荡不安，人民生活穷困潦倒，偷猎、乱砍滥伐十分猖派、生态安全就无从谈起。生态安全与环境安全经常互用，但它们是有区别的。环境安全更在重资源保护，着重讨论自然资源的保护和防护，因为在很多地区和国家大范围的环境退化危及政治稳定。环境安全指的是环境退化对政治稳定构成的威胁，而生态安全指的是创造一种状态，在那里群落的自然环境能满足群落的需要而不降低自然环境的潜力：当人们在研究环境退化的根本原因时，他们是在讨论生态安全。例如，恢复生境或防治生境损失，保护热带雨林或古树林，这些工作间接地提高生态安全。如果一个国家为了获取自然资源，或保护自然资源，或确保其能持续地获取自然资源，而侵略另一个国家，这个国家的行为属于环境安全范畴。讨论环境退化深层次的原因，如采取长期的保护措施，这是生态安全的范畴。自然保护区生态安全设计就是从区域生态系统高度，根据保护生态系统的完整性、代表性和生态过程的原则及一定的保护目标，提出一个区域内自然保护区网络、保护区各功能区和保护区间廊道的合理布置，以有效地保护生物多样性和自然栖息地。自然保护区生态安全设计并不是一个新的概念，在以往保护区设计工作中，实际上已体现了生态安全设计的概念。如保护区分为核心区、缓冲区和实验区，这实际上是一种安全考虑。当然，自然保护区生态安全设计不仅与生物因素有关，而且与社会、经济等因素有关。它是在一定的保护目标如物种丰富度、面积百分比和预算的条件下，提出的一种保护区系统优化配置方案。一个保护区的选址、大小和形状，不仅取决于生态系统和保护对象的生态学特征，还取决于当地经济、土地利用、社会等因素。因此，自然保护区生态安全设计是综合考虑了生态、社会、经济的一种协调设计战略。自然保护区生态安全设计专门针对生物资源类保护区，即我国目前保护区分类标准中的自然生态系统类和野生生物类保护区。自然保护区生态安全设计有三个层次。首先要从区域层次研究保护区网络的优化设计；其次，在网络的每个节点(保护区)，研究保护区的面积、形状和内部功能分区(核心区、缓冲区和实验区)；最后，研究网络与节点的连接(廊道)。自然保护区生态安全设计程序见图2-1。自然保护区网络设计地理途径方法记分法迭代法整数规划方法确定保护区位置核心区设计种群生存力分析阻力面分析方法栖息地分布模型方法缓冲区设计等宽度法阻力面分析方法层次分析法保护区内部功能分区实验区设计确定保护区规模边界提高保护区连接度廊道设计图2-1 自然保护区生态安全设计程序由于是首次提出自然保护区生态安全设计的概念，有必要建立其理论框架，主要理论包括异质种群理论、景观生态学理论和种群生存力分析理论。22异质种群理论在20世纪70年代以前，生物地理学家和生态学就已注意到生境在时间和空间上的异质性作用将会对群落结构、种群动态以及物种多样件和遗传多样性产生重要影响。生境的空间异质性理论中有一个十分重要的分支，就是贝世纪60年代末由著名生态学家Levins发展起来的异质种群(Metapopulation)理论。2.2.1异质种群的概念和结构栖息地的破碎化，形成了一个个在空间上具有一定距离的生境斑块，也使得一个较大的种群被分割成许多小的局域种群(Local population)。生境斑块的随机变化，使得那些被分割的小的局域种群随时都有可能发生随机灭绝，但由于个体在生境斑块之间的迁移作用，有可能在那些还没有被占据的生境斑块内建立新的局域种群。异质种群指的是在空间上具有一定距离，但彼此间通过扩散个体相互联系在一起的许多局域种群的集合。一个典型的异质种群，一般满足下列四个条件：(1)适宜的生境以离散斑块形式存在。(2)即使是最大的局域种群也有灭绝风险。否则，异质种群将会形成大陆岛屿型异质种群。(3)生境斑块不可过于隔离而阻碍局域种群的重新建立。(4)各个局域种群的动态不能完全同步。如果完全同步，那么异质种群不会比灭绝风险最小的局域种群续存更长的时间。根据物种的扩散情况，Hanski等从空间尽度上进一步明确了异质种群的特征，划分为：局部尺度：个体在这一尺度内完成取食和繁殖活动；异质种群尺度：在这一尺度内，扩散个体在不同的斑块生境(或局域种群)之间迁移，但并不是所有个体都将迁移，这意味着当一个斑块生境不利于特定个体的取食和繁殖时，该个体将会迁出这个斑块；地理尺度：这一尺度也称为一个物种所占据的整个地理区域上的尺度，在这一尺度内个体几乎没有扩散出这个地理区域的可能。但需要指出的是在一般情形下，这种尺度不是离散的，而是连续的，或者说在三个典型尺度之间还存在许多不同等级的尺度。异质种群的结构一般分为三种情况(图22)；(a)大陆-岛屿型异质种群结构，这里一个斑块(大陆)如此之大，该局域种群实际上不会灭绝，且是迁入剩余小生境斑块的唯一来源。这一结构也称为Boorman-Lecitt异质种群结构；(c)Levins结构，所有斑块的面积相同，且非常小以致于所有局域种群都有非常大的灭绝风险；(b)中间型，大部分异质种群结构介于(a)和(c)之间。222异质种群动态理论自然生境和动植物种群的破碎化，使对异质种群动态产生广泛兴趣。传统的方法只关注单种群动态。异质种群动态把注意力放在局部灭绝、局域种群间的迁移和空间生境斑块被重新侵入(Recolonization)等过程对物种长期生存的重要性。Levins模型首先区别了单种群动态与异质种群动态之间的不同。该模型假定有大量的离散生境斑块，它们大小相同，且只分为已被定居和末被定居两种，而局域种群的真实大小则忽略不计变量P(t)描述异质种群的状态，它被定义为在时间t已被一个种所占据的生境斑块的数量与总的生境斑块的数量之比。种群建立的概率与斑块有种群定居的比例及当前末被定居斑块比例成正比：式中：c、e分别为侵占和灭绝参数oP的平衡值为：根据Levins模型，只要ec，异质种群将能持续生存下去(P0)。Levins模型虽然简单，但它抓住了典型异质种群动态的一个关键属性：异质种群若要持续生存，局域种群的重建速率必须高到足以补偿灭绝速率，并使异质种群大小在很小时能够增长。Gurney等和Nisbet等分析了Levins模型的一种随机形式，并得到异质种群灭绝的预期时间TM的近似值：这里：TL-局部灭绝的预期时间； H-适宜的生境斑块数。这说明，随着适宜斑块数日的增加，异质种群生存力呈指数增加，异质种群生存里呈指数增长。当种群过分碎裂，小局域种群个体数量太小时，由于统计上的生灭随机件，异质种群将很快灭绝。随着小局域种群个体数量的增加，统计随机件的作用急剧减少。然而，环境随机性如食物短缺、火灾、疾病等将起决定作用。它与统计随机性不同，同一局域种群内个体所受环境随机性的影响是相关的。但是，若不同局域种群之间相立独立，且局域种群个体数量又不是太小的话，这样的一个异质种群要比一个大局域种群具有更高的生存力。当然，自然界中异质种群的各局域种群之间并非是绝对独立的，而是有一定相关的。局域种群之间独立性越强，越能较好地对抗环境随机性带来的相关性灭绝的影响，但同时不利于再侵入，这样对异质种群的生存人又会有不利的作用。可见，隔离度对异质种群的生存力至关重要。过分的隔离会使局域种群之间孤立起来，无法实现扩散和再侵入，不利持久生存；反之，局域种群之间相距太近，关联太强，相关性灭绝的概率就大，也不利于异质种群的生存。只有适度的隔离才利于异质种群的长期生存。Hanski定义了斑块之间的隔离度：式中：Nj-斑块j的种群数量(为计算方便除以100)； dij-斑块i和j之间的距离(km)。Ij对除斑块i以外的所有斑块求和。栖息于生境斑块网络中的异质种群是否能持续生存?提高强块的大小、数量或质量，是否改善异质种群的生存力？如果50%的生境斑块面积将丢失，丢失占总面积50的最大斑块是否比各斑块都丢失50的面积好?对于这些问题，国外已建立大量复杂的计算机模拟模型。如Hanski建立了异质种群空间模型、用于分析芬兰和英国的三种蝴蝶异质种群结构。该模型可以评估特定生境斑块网络支持异质种群持续生存的可能性，也可以评价环境变化对异质种群的影响，如生境斑块面积的减少或丢失。因此它对物种保护具有重要潜在价值。2.2.3对自然保护区设计的启示虽然异质种群理论还处于不断发展之中，理论还有待完善，特别是很多模型都有一些基本假设，但它对自然保护区设计有如下几点启示：(1)异质种群的长期续存需要维持生境斑块网络异质种群概念对生活于破碎景观中的各种植物、两栖类、鸟类、哺乳类是合适的。以往生物保护主要是通过维持局部生境质量来减少局部灭绝的速率，但一个物种很难在一个孤立的生境斑块中持续很长时间，保护的重点应从单一生境斑块中某一物种的保护转化为维持这种斑块网络上来。(2)适度的隔离有利于异质种群的长期生存如果斑块之间的距离太远，以致于无法通过迁移和再侵入来拯救种群的灭绝，那么即使有大量的小生境片断也无法保证异质种群长期存活下去。对异质种群长期续存所需的最低斑块密度是一个重要的参数，斑块密度增加有利于侵占，因而对异质种群的长期生存是有益的。但如果生境斑块之间的距离太近则可能导致局部动态的空间同步性上升，而对异质种群的长期续存有负作用。理论上讲，一系列连接良好的生境斑块通常比紧密的班块簇更有利于物种的长期生存。(3)生境质量在空间上的较高异质性是有益的提高斑块生境质量的异质性可降低异质种群灭绝的风险。如对网蛱蝶(Mcinxia)来说，植被低矮的干草甸通常对幼虫的生长和存活有利，而在很干燥的夏季，干草地上的寄主植物可能会枯萎，造成幼虫死亡率激增。当然实质性地改变斑块内的异质性是不可能做到的，但当有多个备选地点时，被选定生境斑块的质量应当包含或多或少的变化。尽管提高保护区的生境质量很吸引人，但仍有理内保留多种生境类型，这样可以缓冲环境和区域随机性对异质种群造成的负面影响，并可以保持较高的遗传多样性。边缘效应也有利于异质种群的生存。适度的片段化，使得局域种群单位面积接触到其它类型生境的机会增多，它增加了局域种群个体觅食的机会及躲避自然灾害的能力；异质种群产生了更多交错带，因而有利于生物多样性的保护。23 景观生态学理论景观生态学以整个景观为研究对象，强调空间异质性的维持与发展，生态系统之间的相互作用，大区域生物种群的保护与管理、环境资源的经营管理，以及人类对景观及其组分的影响。景观生态学给自然保护区设计带来许多新思想、新理论和新方法；231 景观生态学的基本原理(1)景观异质性景观异质性是景观的重要属性之一，它对景观的功能与过程有重要影响。异质性是系统(如景观)或系统属性的变异程序，包括时间异质性(如植被演替)和空间异质性(如植被的镶嵌结构)。空间异质性包括三个方面：空间组成，如生态系统的类型、数量和面积；空间构型，如生态系统的空间分布；空间相关，如生态系统的空间关联程度及尺度。景观生态学强调空间异质性的绝对性和空间同质性的尺度性质，因此在讨论空间异质性时，必须阐明其空间尺度。关于景观异质性的指数有多种表述，如多样性指数、镶嵌度指数和距离指数。(2)景观格局景观格局是生态系统或系统属性空间变异程序的具体表现，它决走着资源环境的地理分布，制约着各种生态过程。影响基本生态过