翻譯-鄉(xiāng)村景觀新斑塊的景觀生態(tài)設計框架

鄉(xiāng)村景觀新斑塊的景觀生態(tài)設計框架摘要：本研究制定了一個將景觀生態(tài)原則結(jié)合到景觀規(guī)劃設計過程中的綜合框架，著重關注在鄉(xiāng)村環(huán)境中新斑塊的設計。該體系包括兩個相互關聯(lián)的部分：斑塊分析（PA）和斑塊設計（PD）。斑塊分析擴充景觀儲備并分析其過程。它鑒別節(jié)點（潛在棲息地斑塊）與通道（生態(tài)走廊或棲息地間的“踏腳石”）。對自然植被斑塊來說，大小、形狀和空間布局被用于開發(fā)鑒別節(jié)點與通道的工具。斑塊設計應用定量的信息與分析工具，對引進斑塊的位置、形狀、大小和組成提出建議。該框架已經(jīng)應用于南意大利普利亞的地中海鄉(xiāng)村景觀中一個新高爾夫項目的開發(fā)。在高爾夫項目中設計并定位了五十個新的地中海馬基斯群落斑塊（24個）和地中海灌木地群落斑塊（26個），將整體自然植被覆蓋率增加到70公頃（占總面積的60%）。該框架在各種景觀規(guī)劃、設計和管理項目中具有應用的潛力。關鍵詞：景觀建筑學；規(guī)劃；景觀生態(tài)學；模型；高爾夫從原始棲息地的減少和景觀的破碎化可以看出人類活動與自然環(huán)境的持續(xù)沖突。因為這些變化，妥善保護的自然地域已經(jīng)非常稀少，生物種群不得不適應或者遷徙到殘留的自然地域中（2001年Palomares）。在過去這些年里的許多科技成果和實際案例強調(diào)了這種現(xiàn)象的存在（例如，1997年Pearlstine等人；2000年Lindenmayer等人）?；趰u嶼生物地理學和元種群動態(tài)理論（1967年McArthur和Wilson）的“景觀生態(tài)學”的案例（例如，1986年Forman和Godron）日益成為提供有效和可行的解決方案的基礎。這種方法的重要性在于一種基本的觀念，即景觀應該被視為一種整體的生態(tài)系統(tǒng)，其中的過程與生態(tài)網(wǎng)絡息息相關（1992年Baker；1996年Collinge；1997年Zavala和Burkey；1998年Gustafson）。多數(shù)文獻通過在區(qū)域或國家尺度的生態(tài)網(wǎng)絡中節(jié)點與通道的規(guī)劃（1994年Lier和Cook；1995年Ahern；1995年Linehan等人；1994年Lammers；1994年Langevelde），研究大尺度的應用。盡管大尺度層次上的研究已經(jīng)很多了，這些原則在更加詳細的，景觀建筑學通常分析與介入的尺度（1997年Ndubisi）中的應用研究卻很少。最近，Antrop（2001）指出了景觀生態(tài)學這種在尺度聯(lián)系上的脫節(jié)，以及理論研究與實際應用上的脫節(jié)。他鼓勵“景觀生態(tài)學家更努力地將他們的理論、觀念和成果轉(zhuǎn)化為實際應用?！保≒89）。大尺度上的知識與適宜尺度的研究的疊加與綜合將是景觀生態(tài)學學科發(fā)展上邁進的重要一步。本次研究的目標是通過一個鄉(xiāng)村景觀中新斑塊設計的具體的案例，將景觀生態(tài)學的原則與景觀規(guī)劃設計的過程結(jié)合起來。意圖建立將景觀生態(tài)學模型與數(shù)學方程轉(zhuǎn)化為可以為景觀規(guī)劃師與設計師所利用的視覺形式的框架。最后的成果在設計具有支持生態(tài)功能潛力的新斑塊的大小、形狀、位置和組成時考慮到生態(tài)背景。這個框架已經(jīng)應用于南意大利普利亞的地中海鄉(xiāng)村景觀中一個新高爾夫項目的開發(fā)。新斑塊設計框架一種景觀的結(jié)構(gòu)形式是各種空間上相互聯(lián)系的過程的結(jié)果。這些塑造力量中有許多在人類的掌控之下，其中棲息地的破碎化是最為重要的一個（2000年Nupp和Swihart）。結(jié)果，自然生態(tài)系統(tǒng)與社區(qū)一樣，散布在景觀之中，被新的土地使用開發(fā)所取代。新的斑塊不斷地被規(guī)劃設計，并引入到景觀中，就像馬賽克中的“方塊”一樣（1986年Forman和Godron；1995年Forman；1996年Dramstad等人）。為了減小棲息地破碎化的影響，景觀生態(tài)學家和規(guī)劃師提出了以下策略：（1）通過建立緩沖區(qū)，保護自然斑塊（1986年Schonewald-Cox和Bayless）；（2）通過規(guī)劃綠廊，加強自然斑塊之間的物質(zhì)聯(lián)系；（3）發(fā)展對自然地域沖擊最小化的土地使用活動（1998年Peck）。在以人為主體的景觀中，相似的導則被應用于鄉(xiāng)村區(qū)域背景下新的游憩活動的規(guī)劃（1994年Dietvorst和Bolhuis）。這些地區(qū)的設計代表了景觀設計師在他們的工作中應用和檢驗景觀生態(tài)學原理的機會。除了考慮為使用者服務的功能因素（例如，交通方式、活動和服務區(qū)），規(guī)劃設計的過程還包括加強新斑塊內(nèi)部和外部的自然過程。比如說，通過對周圍自然系統(tǒng)模式的考慮，新種植的區(qū)域可能會被安排在具有戰(zhàn)略意義的位置上，并且通過適當?shù)木坝^元素聯(lián)系在一起。而且它們的大小和形狀可以優(yōu)化這種相互作用。為了給這種特殊的情況提供適當?shù)膶t，一種從景觀設計師和規(guī)劃師的角度考慮的新斑塊設計框架（FDNP）應運而生。該框架提取出關鍵的景觀措施并將它們整合成兩種工具：斑塊分析（PA）——用以評估剩余自然地區(qū)，以及斑塊設計（PD）——用以協(xié)助新生態(tài)斑塊的設計（見圖表1）。FDNP基本上是步驟與模塊的結(jié)合，綜合了景觀生態(tài)學模型與統(tǒng)一的地理信息系統(tǒng)（GIS）的空間分析（例如，景觀度量、成本距離地圖等）。圖表1新板塊設計框架（FNDP）（de為邊界距離值，T為模型測試）。模塊邊上的小寫字母表明文中描述的不同步驟。在這篇論文中，我們使用如下定義：斑塊是指具有線性屬性、面域?qū)傩院蛯⑺c周邊其他斑塊區(qū)分開的拓樸屬性的空間要素（1995年Baskent和Jordan）。節(jié)點是有能力支撐需要內(nèi)部棲息地的動植物種群的大型自然植被斑塊。通道是狹長的自然植被斑塊，有能力提供種群在景觀中移動的途徑。斑塊分析斑塊分析（PA）通過提供識別節(jié)點(與潛在棲息地相關)與通道(與棲息地間的廊道和“踏腳石”相關)的工具，增加景觀儲備并分析過程（1994年Langevelde）。主要需要考慮的斑塊特征如下：大小、形狀、核心區(qū)，以及空間布局（1992年Gutzwiller和Anderson；1997年Pearlstine等人；2001年Schmid-Holmes和Drickamer）。盡管這些屬性各自在決定生態(tài)功能方面發(fā)揮著獨立的作用，它們還可以通過相互作用影響生態(tài)過程（1996年Collinge）。斑塊大小景觀設計師在基地分析中通常會考慮特定的土地使用類型的面積。斑塊的大小通過CAD和GIS技術可以很容易地計算出來，并提供斑塊在景觀模型中的整體的背景概念。這個參數(shù)還可以用在更為有意義的方面，關注每個獨立的自然植被斑塊（剩余斑塊），比如森林、濕地和草原。在整體物種多樣性方面，這些剩余斑塊的大小顯與生物密度成正比（1987年Dorp和Opdam；1995年Rosenzweig；1997年Bowers和Matter；1998年Bender等人；2001年Lomolino）。較大面積的自然植被斑塊能為很多種類的生物種群提供更多適宜的棲息地，并且更容易被分散的種群所利用（2000年Lindermayer等人；2000年Vallan）。斑塊的大小和它的景觀功能之間的關系被結(jié)合到FDNP中的PA模塊中（見圖表1，步驟a）來生成任意特定斑塊的核心區(qū)域的先驗預期（1991年Laurance和Yensen，P87）。斑塊形狀斑塊邊界的形狀也是確定有機體空間形式的影響需要考慮的重要因素（2001年Turner等人）。形狀影響斑塊和周邊景觀要素之間的聯(lián)系（1992年Gutzwiller和Anderson）。面積一定的情況下，近圓形狀比其他拉長或迂回的形狀，與周邊模型的接觸點更少。斑塊形狀還影響到內(nèi)部和邊緣棲息地的相對數(shù)量（2001年Bogaert等人）。面積一定的情況下，圓形的邊緣棲息地最少，而一個很長很狹窄的形狀則會有更多的邊緣棲息地（2001年Turner等人）。內(nèi)部與邊緣棲息地比值低的狹長斑塊通常支持更多邊緣種群，而同等大小的圓形斑塊具有更高的內(nèi)部與邊緣棲息地比值，則通常支持更多內(nèi)部種群（1998年Bender等人）。文獻提供了識別形狀的幾種不同的方法，但并不存在經(jīng)過證明和承認的方法（1995年Baskent和Jordan）。邊長面積比（P/A）很容易以數(shù)學的方法計算，并作為一項有用的形狀復雜指數(shù)加以應用。在面積一定的情況下，P/A值高表明復雜或拉長的邊界形狀，而P/A值低則表明更加緊湊簡潔的形狀。但是，P/A比會受到斑塊大小的影響，對特定的形狀，會隨著面積的增加而減?。?001年Turner等人）。形狀指數(shù)（SI）（1975年Patton）描述了每種形狀與圓形的偏差：圓形的SI值為1；而不規(guī)則形狀斑塊的值較高。對給定的形狀產(chǎn)生這個指數(shù)，需要的參數(shù)僅有面積（TA，單位為公頃）和周長（P，單位為米）：分形在景觀生態(tài)學中用以評估復雜的邊界或斑塊形式，并作為檢測不規(guī)則斑塊拼貼模式的不同尺度的一種方法（1991年Milne；2001年Grossi等人）。分形尺度（D）代表斑塊的復雜程度（1987年Krummel等人；1991年Ripple等人；1995年Baskent和Jordan），可以這樣計算：對歐幾里得形（矩形、方形或圓形）來說，分形尺度等于1。隨著形狀變得越復雜，分形尺度越接近2。盡管分形尺度在景觀生態(tài)學研究中有著越來越多的應用，它對很多人來說仍然是抽象的概念，而且很容易被不恰當?shù)厥褂茫?995年McGarigal和Marks）。在FDNP（圖表1，步驟b）的PA模塊中，斑塊形狀通過應用SI加以計算。根據(jù)Laurance和Yensen的模型（1991年），該指數(shù)是估算斑塊核心區(qū)的基本要素。不同復雜程度的斑塊形狀的SI值見圖表2a，它們是棲息地斑塊的模擬。圖表2（a）作為棲息地斑塊模擬的不同斑塊形狀的代表。形狀指數(shù)值為：A=1.01；B=1.05；C=1.57；D=1.87。（b）以形狀指數(shù)組織的斑塊A、B、C、D的dmax值。斑塊核心區(qū)斑塊的形狀和大小都可以用來預測內(nèi)部與邊緣棲息地的相對數(shù)量，并進一步推測有機體空間形式的影響。對此，Laurance和Yensen（1991年）提出了一個核心區(qū)模型來估算斑塊內(nèi)的內(nèi)部棲息地的總面積。一個有面積TA（公頃）和周長P（米）的斑塊，核心區(qū)面積CA（公頃）可由如下方程推算：其中且方程中，AA=受影響的面積；AAadj=調(diào)整后的受影響面積（公頃）；SI=形狀指數(shù)；de=邊緣距離（米）；0.265=常數(shù)（無單位）；3.55=（公頃/米）比值，即一個10000公頃的板塊隨著de的增加而損失的CA（見1991年Laurence和Yesen，P83）。這個理論的控制參數(shù)為：如果AA/TA=0則de=0（沒有邊緣效應）；如果AA/TA=1則de=dmax（沒有核心區(qū)）。唯一未知的變量是距離de，定義為“斑塊內(nèi)部到邊界的垂直距離，在這個距離上邊緣效應（例如微氣候的改變、風力、陰影等）開始改善”（1991年Laurance和Yensen，P79）。理想狀態(tài)下，用于定義一個特定有機體斑塊核心的距離將通過對幾個邊緣-內(nèi)部斷面的生態(tài)參數(shù)的抽樣得出。de的值也可以基于對當?shù)刂参锶郝浜蛣游飬^(qū)系已有的研究來確定，或者通過邊緣距離de的各種取值（從0到dmax）代表一個種群或者一類種群（圖表1，步驟c）。邊緣距離的上限（dmax）可由方程4得出，其中AA=TA（無核心區(qū)）：其中TA=斑塊面積（ha）；P=斑塊周長（m）；例如，給定一個面積（TA）為10公頃，周長（P）為2000米的自然斑塊，邊緣距離的上限（dmax）就是大約50米，表示這個斑塊可以支持對滲透距離最大為50米的邊緣敏感的種群。斑塊核心區(qū)在框架中是通過計算dmax間接計算出的。這個參數(shù)接下來和SI結(jié)合，用于生成一個類似于圖表2b中所示的圖表。這個圖表具有普遍性，可以用于各種種群。給定一個具有特定內(nèi)部棲息地要求（比如，de=30m且/或核心區(qū)大于1公頃）的特定種群，潛在的適宜該種群的斑塊就是那些在dmax=30m線以上且/或核心區(qū)面積大于特定值的斑塊。在圖表2的例子中，斑塊“A”和“B”顯示出在邊緣距離值為30m時具有一定規(guī)模的核心區(qū)，說明它們有可能為對滲透距離為大約30米的邊緣敏感的種群提供內(nèi)部條件。空間布局特定景觀中自然斑塊的布局絕對不是隨機的。剩余斑塊通常位于農(nóng)場邊界、邊緣和廢棄的土地上，或被自然保護區(qū)的行政邊界所保護（1986年Schonewald-Cox和Bayless）。這些剩余斑塊的形式還反映了破碎化過程的傳播方式。景觀生態(tài)學家試圖通過應用不同的方法評估空間布局和不同斑塊間的關系（1998年Gustafson），例如：景觀度量（1991年Ripple等人）；中立模型（1987年Gardner等人）；以及動物遷徙模擬（2000年Saura和Martinez-Millan；2001年Debinski等人）。景觀度量通常評估同一類型的所有斑塊的鄰里屬性（例如，平均最近相鄰距離；平均接近指數(shù)；并置指數(shù)），從而對不同景觀進行定量比較或?qū)ν痪坝^進行多時相定量分析。中立景觀模型用于生成缺少特定過程的形式（1987年Gardner等人）。這些模型提供隨機生成的地圖（零假設），真實的景觀基于這些地圖得以驗證。動物遷徙模型生成的目的在于模擬真實景觀中的遷移和定居過程。這些過程中牽涉到大量的變量（種群特征；滅絕率；障礙物的存在），使得確定一種可以為景觀設計師和規(guī)劃師所利用的固定方法變得很困難。Knaapen等人（1992年）提出了一種生成斑塊空間布局并隔離潛在棲息地的實用方法，并應用于Flower項目（1997年）。該方法叫做“累積抵抗力”，并可以描述為以下方程：根據(jù)作者的理論，一個棲息地斑塊被來自特定源頭地區(qū)的種群所占據(jù)的可能性（P）是兩個變量的作用結(jié)果：來源地區(qū)和棲息地斑塊間的距離（di），以及在這些斑塊之間起干擾作用的景觀類型的適宜性，表達為對擴散的抵抗力（ri）。后一參數(shù)與一個特定區(qū)域中最佳棲息地的相對數(shù)量成反比。盡管在預測物種擴散模式方面，累積抵抗力的有效性并未得到證實，這種方法還是提供了一個景觀中棲息地板塊空間關系的直觀反映，并且可以供景觀設計師應用。景觀中斑塊的空間布局在框架中的PA模塊采用基于GIS的模型進行評估（圖表1，步驟d）。這個模型需要一個定義來源和目的地斑塊（潛在的節(jié)點/通道）的資源模塊和包含每種地被類型（1997年Flower項目）的擴散抵抗力數(shù)值的抵抗力模塊（權(quán)重地圖）。方程計算出每個單元對源單元或源單元組的最小累積抵抗力（1996年ESRI）（圖表3）。圖表3“累積抵抗力模型”應用的假設案例。數(shù)字代表各土地使用類型的擴散抵抗力值（例如，源單元的數(shù)值為“0”）。a1和b1中的箭頭代表種群遷移經(jīng)過這塊模擬景觀時可能的途徑。A和b中，灰色調(diào)代表不同的土地使用類型，而a1和b1中，它們代表累積抵抗力的不同水平。斑塊設計斑塊設計（PD）確定新斑塊適宜的大小、形狀、核心區(qū)、空間布局和肌理。應該避免由單一植被組成的小而多的斑塊，取而代之以高生物多樣性的大面積斑塊。具備代表各個演替階段的生態(tài)系統(tǒng)的集合比只有成熟單一的棲息地更為合適（1991年Ahern）。斑塊應該設計成整體形狀更為規(guī)則以減小與周邊地區(qū)接觸的周長。這將有助于滿足種群的內(nèi)部棲息地要求，太小或狹窄的斑塊不能做到這一點（1997年Webb）。在設計過程中考慮新斑塊的精確位置也是一項重要的因素，因為它會影響到斑塊邊界上發(fā)生的生態(tài)過程。新斑塊應該沿著PA中評估的高滲透性的通道（物種遷移通過景觀的潛在通道）布置來增加景觀的連續(xù)性和棲息地面積。更進一步，新斑塊應該通過綠廊相互聯(lián)系并受到緩沖區(qū)的充分保護以使棲息地與游憩活動之間的沖突最小化。所有這些要考慮的因素都包括在框架的PD模塊中（圖表1，步驟f）。第一步是根據(jù)PA模塊的分析結(jié)果得出新斑塊的最佳空間位置。位于“箭頭”沿線的新植被斑塊通常反映了周圍自然系統(tǒng)的模式（圖表3b1）。通過這種方式，新斑塊將作為一種或更多種群的廊道，加強景觀的滲透性。第二步是新設計斑塊的大小與形狀的優(yōu)化。根據(jù)方程5計算參數(shù)上限（dmax），新斑塊將進一步用邊緣距離加以描述。應用FDNP應用于一個高爾夫項目中非比賽部分的設計，該項目位于意大利普利亞的地中海景觀中。選擇高爾夫項目作為案例研究是考慮到日益增長的對與這項運動帶來的環(huán)境問題的憂慮與規(guī)劃設計和管理這些大型開放空間對新的科技信息的持續(xù)需求(1997年Terman)。并且，高爾夫設施正在成為世界范圍內(nèi)一項主要的游憩因素（2001年Warnken等人）。盡管近來綜合草坪科學的發(fā)展已經(jīng)展示了減少化肥使用和農(nóng)藥噴灑的方法(2000年Dodson)，卻很少有研究關注高爾夫項目對動物種群數(shù)量的影響，以及在開發(fā)過程中結(jié)合野生動物棲息地的方式。如果加以合理的設計與實施，具有大面積不受干擾的棲息地的高爾夫項目可以作為公園與自然保護區(qū)的補充，增加野生動物的元數(shù)量（1997年Terman；1999年Rinaldi）。基地背景高爾夫項目位于薩倫托半島，它是意大利南部普利亞區(qū)的一部分，距離亞得里亞海海岸大約2500米。該項目占地大約119公頃，其中約36公頃（30%）用于發(fā)球臺、球道、果嶺、野地、障礙和高爾夫設施。非比賽區(qū)由82公頃被表1所示的地被覆蓋的土地組成。46公頃以上的用地可以發(fā)展為棲息地斑塊。該項目位于鄰近沙質(zhì)岸線的石灰?guī)r地質(zhì)景觀中。一個自然保護區(qū)沿岸線橫跨西北到東南方向。這個濕地綜合體包括被地中海型生態(tài)系統(tǒng)（馬基斯）環(huán)繞的鹽沼：以以下種群為特征的常綠灌木叢和混合樹林（1998年Rundel等人）：霍爾姆橡樹（Quercusilex）、阿勒頗松樹（Pinushalepensis）、乳香樹（Pistacialentiscus）、迷迭香（Rosmarinusofficinalis）、巖玫瑰（Cistusspp.）、真愛神木（Myrtuscommunis）、意大利沙棘（Rhamnusalaternus），以及假葉樹（Ruscusaculeatus）。往內(nèi)陸延伸，由于人為的干擾，例如砍伐森林、放牧、農(nóng)業(yè)開發(fā)和火災控制，植被的結(jié)構(gòu)和多樣性退化為灌木地（地中海灌木地群落）。地中海灌木地群落的代表為低矮的草本，例如錐頭百里香（Thymuscapitatus）、石楠樹（Ericamanipuliflora）、楔形土耳其香薄荷（Saturejacuneifolia），以及灰色金雀花（Dorycniumhirsutum）（1986年Brullo等人）。盡管存在大量干擾，地中海馬基斯群落的斑塊仍然存在，嵌入在一個由橄欖樹林、果園和麥田主導的農(nóng)業(yè)基質(zhì)中。這些自然植被的斑塊為兔子、狐貍、刺猬，以及地龜、毒蛇、綠蜥蜴提供安全的避難所，它們代表了這一地區(qū)大部分的陸地動物。鳥類包括與自然保護區(qū)的濕地相關的大中型水鳥（1985年Basso和Ippolito）。更為分散的種群如下：紅鳳頭潛鴨（Podicepsnigricollis）、白額雁（Ansererythropus）、疣鼻天鵝（Cygnusolor）、黑頸鸊鷉（Podicepsnigricollis）、大火烈鳥（Phoenicopterusrubber）、小水鴨（Anascrecca），還有朱鹮（Plegadisfalcinellus）。確定潛在棲息地景觀儲備與文獻回顧確定具有高區(qū)系與豐富結(jié)構(gòu)的地中海型植被為陸地動物跨越該景觀的適宜棲息地（1981年、1991年Medagly）。特別需要指出的是，地中海型灌木地和具有下木的松樹/橡樹群落被描述為赫爾曼龜（Testudohermanni）的適宜棲息地。這種陸龜在地中海地區(qū)正嚴重受到棲息地破碎化的威脅（2000年Hailey；2001年Longepierre等人）。在本次應用中，它被用作指示物種。地中海型植被斑塊應用電子地圖和航拍照片加以標記。這些數(shù)據(jù)與實地驗證的結(jié)合使具有17種土地使用類型的實時數(shù)據(jù)地圖的開發(fā)成為可能。每種土地使用類型的景觀數(shù)據(jù)見表2。總共有122個斑塊設計為地中海型植被。這些潛在棲息地中節(jié)點與通道的確定基于每個斑塊的大小和形狀，以及通過核心區(qū)模型計算出內(nèi)部-邊緣棲息地的相對數(shù)量（1991年Laurance和Yensen）。在缺少對該區(qū)域剩余斑塊的邊緣效應的特別研究的情況下，我們通過假設從0到dmax的不同邊緣距離（de）來生成核心棲息地。邊緣距離的每個取值（dei）可以看作需要特定的斑塊內(nèi)部條件的一個種群或者一個群落的代表。每個潛在棲息地的dmax值都被計算并按照SI值組織起來（圖表4a）。舉例說明，假設赫爾曼龜對滲透距離大約50米的邊緣敏感，那么適合這些種群的地中海型植被就是位于dmax=50m線以上的那些（圖表4b）。由于無法辨別近圓斑塊（重要的節(jié)點屬性）和狹長斑塊（重要的通道屬性），我們在SI梯度上2.5-3.0范圍內(nèi)設置了一個模糊的門檻。這在生態(tài)過程上意味著一個景觀生態(tài)學研究（景觀結(jié)構(gòu)對生態(tài)過程的影響）的核心重點：嚴重不規(guī)則、曲折形狀的斑塊與那些近圓形態(tài)的斑塊（起節(jié)點作用）相比，將與相鄰的棲息地有更多的營養(yǎng)物質(zhì)交換（起通道作用）。如圖表4a所示，122個確定為潛在棲息地的斑塊的最高dmax值為大約90m。大于75%的斑塊dmax<30m，表明了許多核心區(qū)有限的小斑塊的存在。為了在這些棲息地斑塊中識別出潛在的節(jié)點，我們考慮了三個不同的邊緣距離值（de）：30m、50m和70m。圖表5研究區(qū)域的權(quán)重地圖。該地圖由包括每種土地使用類型的分散抵抗力數(shù)值（ri）的抵抗力單元組成。對每個de值，這些斑塊中滿足以下條件的潛在節(jié)點被鑒別出來：dmax>de;核心區(qū)面積（CA）>1公頃；SI<3。例如，取de=50m，8個CA>1公頃且SI<3的斑塊可以被鑒別出來（圖表4b）。這些斑塊在“累積抵抗力模型”（1992年Knaapen等人）中被設置為來源區(qū)域，并結(jié)合表示作用于每種土地使用類型（表3）的分散抵抗力數(shù)值（ri）的權(quán)重地圖（圖表5）。這些數(shù)值是考慮到陸地動物在該景觀中的分布而選取的。多種de值的累積抵抗力地圖如圖表6所示。除了de的不同取值，這些地圖還清晰的顯示了該景觀中的普遍趨勢：由于自然保護區(qū)的存在，對陸地動物跨越該景觀具有高適宜性的區(qū)域（高滲透性）大多位于海岸沿線，而低滲透性區(qū)域出現(xiàn)在內(nèi)陸。然而，一些在受保護的海岸斑塊和剩余的內(nèi)陸斑塊之間的潛在聯(lián)系的表征可以被識別出來。尤其是兩個主要的通道非常明顯，從東北到西南垂直于海岸線。被高爾夫項目開發(fā)影響的地區(qū)位于這些生物群的潛在渠道沿線，使得這一大型的開放空間成為景觀拼貼中的潛在障礙或是聯(lián)系。圖表6各種邊緣距離取值的累積抵抗力地圖：（a）de=30m;（b）de=50m;（c）de=70m。每個單元的最終數(shù)值等于單元邊長（10m）乘以該單元分散抵抗力（ri）。累積抵抗力模型對特定背景的敏感程度通過比較權(quán)重地圖中表示高滲透性值（0-5000）的柵格單元（10*10m）的數(shù)量被加以評估，比較對象包括同一地圖中的（a）高、（b）中、（c）低抵抗力，以及（d）隨機生成地圖（表4）。在每種情況下，權(quán)重地圖在高滲透性單元的數(shù)量上有著可觀的差別。這些結(jié)果表明該模型對景觀中的分散抵抗力數(shù)值十分敏感。圖表7在高爾夫項目內(nèi)的分區(qū)A和B設計新斑塊為了保護新種植地區(qū)不受高爾夫活動影響,我們在每個比賽區(qū)域的邊緣設置了最小10米的緩沖距離。其余的區(qū)域被分為兩個分區(qū)A和B，代表了高爾夫項目特點的兩個軸線：軸線A’-A'（西北到東南方向）和軸線B’-B’（東北到西南方向）（圖表7）。50個新斑塊遵循斑塊分析層面中得出的導則被設計并定位在這些分區(qū)中，分析的結(jié)果顯示出海岸和內(nèi)陸斑塊在東北西南方向上的聯(lián)系很弱。加強這種聯(lián)系在設計過程中被優(yōu)先考慮。新棲息地斑塊的定位還考慮到現(xiàn)存的地中海灌木地群落斑塊和地中海馬基斯群落斑塊之間的聯(lián)系，它們分別占整個高爾夫區(qū)域的25%和6%。盡管新種植區(qū)域的位置大多受到既有的比賽區(qū)域和高爾夫設施的限制，它們的大小和形狀還是得以優(yōu)化，保證受保護的內(nèi)部棲息地的最小數(shù)量。分區(qū)A中斑塊的設計由于遠離核心比賽區(qū)域，沿東北到西南軸線的高爾夫球場邊界是發(fā)展具有生態(tài)功能的斑塊的理想位置。沿著該邊界設計了10個新的地中海馬基斯群落斑塊和7個分布在分區(qū)內(nèi)其他位置的地中海灌木地群落斑塊。這些新斑塊將加強該地區(qū)的滲透性，并用周邊的自然植被斑塊聯(lián)系起穿插在高爾夫項目中的剩余斑塊。設計框架通過反饋機制應用于各種設計選項的測試，為每個斑塊計算SI和dmax值。通過設定SI的上限值為3，斑塊面積和周長被設計成能產(chǎn)生最低的SI值（內(nèi)部棲息地最大化）。斑塊設計階段的結(jié)果見圖表8和9。圖表8由形狀指數(shù)組織的新斑塊的dmax值。圖表9基于設計框架的應用產(chǎn)生的新斑塊位置。地中海馬基斯群落斑塊的面積為0.03到5.84公頃不等，其最大的SI值為1.67。特別有趣的地方在于AM1、AM2和AM3斑塊，它們由于dmax的值很高而顯示出為敏感種群（例如小型陸生哺乳動物）提供不受干擾的棲息地的潛力。分區(qū)B中新斑塊的設計分區(qū)B代表了高爾夫項目60%的區(qū)域，它與大部分的比賽區(qū)域和高爾夫設施（俱樂部、停車場、儲藏室）相結(jié)合。該地區(qū)還包括了一個大型的地中海灌木地群落斑塊（西南邊界）。這些元素之間的聯(lián)系通過與分區(qū)A相同原則設計的14個新地中海馬基斯群落斑塊和19個地中海灌木地群落斑塊得以加強（圖表9）。由于比賽區(qū)域和其他高爾夫設施的中心位置，設計過程再次將高爾夫球場邊界作為結(jié)構(gòu)優(yōu)化的地中海型植被——如霍爾姆橡樹、阿勒頗松樹、乳香樹、迷迭香、真愛神木、意大利沙棘——的最佳位置。自然元素也被以低矮灌木和草本的形式（錐頭百里香、石楠樹、楔形土耳其香薄荷，以及灰色金雀花）引入高爾夫球場的中心區(qū)（沿著單個球道）。成果總結(jié)改善新斑塊的生態(tài)功能是在已有的高爾夫球場中的規(guī)劃設計新棲息地斑塊所要達到的目標。新的地中海