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编者按：火是自然界的一部分，就像风、雨和其他自然力量。天火（天然火、自然火、野火）对森林或草原来说，并不一定是灾害，它是生态系统的特征之一，植物和动物都能够很好地适应，甚至得益于火。经过过去几十年的研究，生态学家总结了关于火的三个结论：森林和其他天火对于许多生态系统是常规的事件；火对这些生态系统基本上不会或不会长期造成破坏；火是必然的，它们可以被延迟，但不会被消灭。黄石公园为我们提供了最好的例证。 |
1988年黄石国家公园大火的规模和严重性带给生态学家和管理者不同的惊奇。经过对火灾后情况的研究，人们了解到很多关于火的起因和冠层火形成的后果的知识，有些结果是惊人的。本地物种使火区地表植物迅速恢复，因此火后人工恢复工作没有必要，甚至可能会起相反的作用。同时，20世纪的灭火行动对黄石公园的影响远低于对其他生态系统，在原野地对森林、人类和财产进行管理仍然是我们需要面对的挑战。其他地方可以从黄石大火中吸取经验教训，也有助于制定相关的灭火政策。
概况：
对一些类型的火灾和一些生态系统，以上观点是适用的，但天然火格局和人类对这些格局的影响是复杂的，也因地方不同而不同。而且气候变化和火灾之间的相互作用有可能和全球变暖对森林产生的直接影响一样重要。所以，当政策制定者和管理者在利用有关法规减少天然火带来的损害时，最重要的就是要充分了解森林火动态的多变性，同时要明白自然干扰在生态系统中的重要性。1988年黄石公园火灾后的14年里，我们研究了公园里的植被和生态平衡状况，本文对此进行了分析，同时指出了一些惊人的生态现象以及从中得出的教训。
想了解1988年的黄石火灾，就有必要对火灾本身有更广泛的认识。天然火变化多端，它的复杂性经常被忽略并且有待人们的了解。天然下层火（understory fire）和林分替换火（stand-replacing fire）很重要。下层火相对强度小，而且周期短（从几年到数十年）。这些火沿着地面燃烧，毁坏木本植物和下层植被，减少树木的再生，使森林成为大面积空地。从历史角度看，下层火是美国东南沿海平原区内广袤的长叶松林（Pinus australis）、洛矶山的西黄松（Pinu sponderosa）、大平原和森林之间的群落交错区及生物群系中主要的火形式。这些低强度的火可以被轻易地扑灭，20世纪里，在美国许多受下层火影响的地区可燃物不断增加，这也增加了高强度（林分替换）火出现的风险。在这些地区，灭火反而是火灾次数增加和引发严重自然火的主要因素。
最近主要在以下层火为主的地区实施减少自然火计划。但是，计划中的一些措施没能奏效，因为不同的地区，火所带来的影响也非常不同。发生在北方和亚高山带的针叶林火灾很少见但产生的后果很严重，它能烧毁大部分冠层植物，也可以通过剧烈的地表大火或蔓延过树冠的火焰将树木烧毁。火的间隔期长，短叶松林（Pinus banksiana）的间隔期为60年，一些云杉群落间隔期为数个世纪。林分替换火主要发生在北美北部、欧洲和亚洲的广袤森林和洛矶山北部，包括黄石公园在内的森林。气候状况，特别是严重的地区干旱，可引发数年的大面积火灾，导致很多大火长期燃烧。在这种极端的天气引发火灾的情况下，可燃物结构的多样化就显得不太重要，这几年的灭火行动似乎对大火也没有起到控制作用。
林分替换火是黄石公园亚高山森林区的主要火形式。因此，研究1988年黄石公园火灾的的教训有助于我们对目前和未来其他生态系统发生类似火灾所带来的影响进行解释。对于那些有下层火发生的生态系统来说，我们对黄石公园的研究结果也许还不太充分，但它的局限性强调了一个基本问题，那就是我们必须处理好火灾格局的空间多变性问题。
建立于1872年的黄石公园是世界上第一大国家公园，它以独特的地热，美丽的自然风光和丰富的野生动植物而闻名。在怀俄明州西北角占地9000平方公里，黄石公园起初是一个高海拔、森林茂盛的高原。公园大约80％的土地覆盖着针叶林，优势树种是小干松（Pinus contorta var latifolia）。本文的重点是森林覆盖的亚高山高原，而不是海拔较低的生态系统。年轮证据、花粉研究和千年的木炭堆积已经清楚地表明，整个全新世时期，黄石公园经历了大规模的火灾（最近10000年）。火灾间隔在100年到500年间变化。
从1886年开始黄石公园就一直在开展灭火工作，但在1945年以前并没有产生持续有效的作用。随着认识的不断增加，发现火具有重要的生态意义，因此公园在1972年制定实施了一项防御天然火计划。根据计划，对偏远地区由闪电引发的火灾可以在人类监控下不受干扰。1972到1988年公园里发生了200多起闪电引发的火，其中83％的火自然熄灭，燃烧面积都没有超过0.5公顷，1988年前最大的一次火灾年份是1981年，共有28场，烧毁面积达3300公顷。
1988年夏季非常干燥，风也很大，从而引发了黄石公园地区的重大火灾。管理部门和研究人员都很吃惊，同时也引起了世界范围内的关注。媒体报道，树冠层被大火摧毁，而且永远不再恢复。这场大火的确很大，是公园建立以来最大的一次，在大黄石地区烧毁的面积超过25万公顷。但火灾后的研究清楚表明，公园重要的特征并没有被“摧毁”。
1988年的分析报告明确指出，气候而并非可燃物，是火灾蔓延的直接导火线。观察表明，6月和7月发生的火灾与1972至1987年间观察到的火灾很相似，这段时间在黄石公园亚高山地区内烧毁的面积为19555公顷。7月底开始全面灭火。随着糟糕天气的持续和加剧，火灾也更频繁。8月20到9月15日，在先前着火的区域周围又有157726公顷被烧。这些后发生的火灾迅速蔓延过森林边缘地带，并受到风速和风向的直接影响。即使最大的天然防火墙，比如公园内的大峡谷，也无法阻挡火势的蔓延。余烬在主火前绵延达1～2公里，引发了新的火点。尽管人们努力灭火，但直到9月中旬雪季来临，大火才最终熄灭。因此，天气才是控制火灾的主要因素；地形的多样性对火灾影响很小，历史上的灭火行动可能也收效甚微。
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| 图1：1988年的火灾在燃烧和未燃烧地制造了复杂的土地斑块化现象 |
公众，甚至是一些生态学家担忧1988年的大火会使公园形成一个具有相同状态的荒凉废墟，但事实并非如此。相反，1988年火灾留下的最惊人的特点之一就是灾后形态的多样化。从空间方面看，火灾在未燃烧和燃烧过的地方制造了复杂的多样化，而且所涉及的火灾严重程度也非常广泛（见封2图1）。了解火灾对地形多样化的影响很重要，因为种类、数量、烧过和未烧过地区的空间分布可能会影响火灾遗址内生物物种的重建。地球资源探测卫星主题绘图部门绘制了一幅灾后严重程度的地图，用于确定燃烧地区的毁坏状况和火灾规模。多数火情严重的地区都位于未被燃燃或被轻微燃烧地区的50～200米范围内，这表明，几乎没有一个燃烧区远离潜在的繁殖体来源区域。空间异质性是必然的，不是例外，而且把不同的干扰类型综合起来可以看到，这是许多大规模且罕见的干扰的共同特点。
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| 图2 （上）1988年后，1990和1991年间有丰富的草本植物开始开花。到1993年，植物已经恢复，但开花植物却明显减少。（下）许多多年生植物幸免，存留的根茎重新发芽，比如羽扇豆(Lupinus argenteus)。幸存下来的植物是新苗重生的源泉。 |
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| 图3：对1990年建立的700多块永久性样地进行总生物覆盖的测量，根据烧毁程度、斑块大小和地理位置。在林分替换火取样斑块的面积：小面积（1公顷），中等面积（70-200公顷）和大面积（500公顷以上）。 |
植物覆盖和组成
1988年后，曾经被火烧过的森林重新被广袤的小干松，极为丰富的本地草本植物和灌木覆盖。我们在9个烧过的地区采集了灾后植物——包括一块小面积地区（1公顷），稍大一点的地区（70～200公顷）和一片大面积地区（500～3600公顷），每一片地区来自3个地理位置——这些通常是在1990到1993年，然后在1996到2000年又再次发生火灾的地区。灾后4年的时间里，多数黄石公园地区的植物都快速重生，而且有巨大的恢复潜力。让我们吃惊的是，多数灾后的恢复来源于火灾中幸存下来的植物残余部分，然后产生种子，而不是从非燃烧区的传播而来。1989年，多年生草本、禾本（草和似草类植物）和灌木重新发芽，第二年就呈现非常茂盛的景象，而且范围广泛，1991年出现了大量的树苗（图2）。被烧地区的土壤平均深度小于14毫米，即使是被严重烧过的地面和受冠层火影响的地区也不例外，这表明扎得较深的根茎有更多的生存机会。所以，尽管火灾很猛烈，许多植物仍能迅速取代被烧毁的森林。本地物种的这种快速反应是一种抵御外来物种入侵的自然力量，令人惊奇的是，外来物种在灾后的分布范围和数量上并没有增加。
对灾后初期每片土地的植物覆盖状况和物种丰富度等情况的植被数据分析可以显示火灾威力所产生的多种影响。其中一些影响现在正逐渐减退，但和较大的斑块相比，小斑块覆盖较多的非禾本和禾本草本植物，而灾情较严重的地区则覆盖着较少的非禾本、禾本草本植物和灌木（图3）。但环境变化对物种丰富度和群落组成有着更重要的的影响（图3），灾后的群落在组成上与附近未受火烧的森林很相似。所以说，随着演替进程，非生物模式对植被的影响正变得愈加明显。
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| 图4：（上）小干松的晚熟果实。（下）火灾前黄石公园里小干松的晚熟率很高的地区，火灾后树苗的恢复率也极高。 |
1998年后，小干松呈现良好的恢复状况。当初除了火势弱的地区外，其他成年小干松都没能幸存，火后的再生完全依靠树苗的成活情况，而树苗通常可以增加林木的密度，甚至包括老树的林分。小干松开花很晚，果实在成熟后松果仍旧保持闭合状态，而且只在高温时才打开（图4）。这些闭合的果实可以保存长达40年之久或更长时间，每公顷的顶部冠层可容纳上百万个种子。保留在晚熟果实中的种子能存活50－75年，并在被烧过的森林环境中迅速茁壮成长。
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| 图5：对1990年建立的700多块永久性样地进行火后小干松密度测量，根据烧毁程度，斑块大小和地理位置的不同。在林分替换火取样斑块的面积：小面积（1公顷），中等面积（70-200公顷）和大面积（500公顷以上）。 |
我们发现了火灾危害程度形成的巨大影响力，斑块大小，灾后松树苗密度的地理位置（图5）等现象。大斑块里的松树苗比小斑块里的多，地表火烧严重的地方比严重性小的地方拥有更多的树苗（图5）。在地表火情严重的地区，高温足以催开晚熟果实的树脂封口，但却不会削弱种子的生存能力；因此地方火情严重性的差异导致火后松树密度有很大不同。我们没有预料到3个地理位置中的松苗密度会有如此大的差异。研究发现，在火前小干松成熟度方面，这3个位置存在意想不到和难以形容的明显梯度（表1）。
表1：火灾前林分的平均成熟度（以结晚熟果实的小干松为例），1993年火灾后，在3个地理位置上小干松的幼苗密度，我们研究了小型、中型和大型斑块的火后演替情况
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位 置
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火灾前成熟度（小干松百分比） | 1993年火灾后幼苗密度 |
| Cougar Creek |
65%
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211 000
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| Fern Cascades |
10%
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2 300
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| Yellowstone Lake |
<1%
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600
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尽管小干松是晚熟物种，但并不是所有的小干松树都结这种松果。我们对空间和时间是怎样控制晚熟还不太清楚。从黄石公园地区没有被烧过的小干松成熟状况看，海拔和林分年龄都对小干松有影响。高海拔地区（2300米以上）火灾出现的间隔大约是300年，该地区的成熟度低。但低海拔地区（2300米以下）火灾出现的间隔约为180年，低成熟度出现在年轻的林分，高成熟度则出现在林分大于70年的地区。我们在研究不同地理位置中的成熟度和灾后松树恢复时发现，以上的模式始终存在。
我们对火灾后松树密度的多样化进行了观察分析，松树密度的空间差异能跨越较广泛的地域，这引起了我们的好奇。通过空中摄影图片和广泛研究，我们发现，火灾后松树的分布范围从0到535000株/公顷。总的来说，每个大的低密度小干松斑块中都点缀着少量高密度松树的小斑块。火灾后小干松密度有6个惊人的等级差别，同时也使地表和地下净生产力形成了相当大的空间差异。例如，在有着11年林分的小干松林中，净产量是0.04～15.12毫克/公顷/年，在时间上超越了多数预计中变化幅度。研究表明，影响火灾后林分密度的因素——也就是说，火灾前成熟度和火灾规模、严重程度及格局——同样对灾后生态系统功能产生影响。
灾后空间多样化会在这片土地上持续多长时间？林分密度的多样化会随着时间而降低，同时高密度林分会自我减少，低密度林分会持续不断恢复。但最初火灾留下的支离状况会对黄石公园的地形结构和功能形成影响，这种影响至少会持续一个世纪。小干松林分跨不同年龄阶段和密度的底面面积的增加分析表明，测量结果随密度而变，直到达到125年。显然，由于火形成的森林结构格局是个奇迹，将在黄石公园的景观上持续数十年。
颤杨
黄石公园地区的颤杨（Populus tremuloides）在灾后所呈现的动态是另一个生态奇迹。作为研究生，我们都知道，自更新世以来，洛矶山北部的颤杨都是无性繁殖（图6），而不是种子繁殖。因此，尽管我们估计在火灾之前有颤杨的地方，通过烧过的颤杨根茎发芽恢复，但并未指望在高原上也会有这种情况。1989年野外考察时，我们看到一些小树苗出现在被烧过的小干松林中，但我们不能完全确定它是什么。1990年，这些树苗已经长大并远离了先前被烧过的颤杨。实际上，颤杨树苗成功地在整个被烧过的松林中生长，而且避开了灾前颤杨的生长范围。
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| 图6：（左）1989年颤杨幼苗在整个亚高山高原上被烧过的针叶树林中建立起来。但是大部分颤杨幼苗都很矮（-30cm高），并被啃食过，如这张1990年拍摄的照片所示。（右）是一些低海拔的颤杨却长到2m，在这些地方，1988年的大火中被烧死的树现在已经倒掉，形成了自然保护，使颤杨免受动物的啃食。 |
我们还发现，颤杨树苗的分布位置离最近的已知颤杨林有15公里，多数都在5公里以上。如果把灾后颤杨树苗分布的统计数据模式作为唯一标准，根据不经常使用的步行小道推断景观，我们就会发现黄石公园地区内的颤杨树苗在分布上有着很大关联。颤杨树苗种群的遗传分析显示，其多样性要高于火灾前无性繁殖的颤杨，而且多数变化发生在由种子发芽长成的树苗种群中。即使是地理位置相隔很远的树苗种群也拥有近90％的相同标记。在这些区域里，遗传变异量会随着植物覆盖率和颤杨树苗平均高度的增加而略有减少，这说明颤杨和其他植物之间的竞争可能已经导致一些基因型的消失。
颤杨是驼鹿喜欢的食物，有蹄类动物对整个洛矶山颤杨的动态变化所起的作用一直是争论的话题。几乎所有我们观察过的颤杨树苗在烧过的松林中都被啃食过，平均高度为30厘米（图6，顶部）。但最近研究发现，火灾、火灾后的粗糙树木残骸和颤杨新生树苗之间有着复杂的关联。许多在1988年的大火中被烧死的针叶树已经倒在地面上，在某些区域形成了一个即使是驼鹿也很难穿越的灌木丛。据Ripple和Larson（2001）的观察，区内如果有自然倒下的树木，高大颤杨的无性系分株（无性繁殖的个体成员）就会免受动物的啃食。因此，尽管多数颤杨树苗长得矮小并被啃食，但火灾后粗糙的树木残骸为颤杨创造了一个“安全地带”，使新的树苗得以生长（图6，下）。我们认为，该地区新的颤杨幼苗的产生是偶然的，通常和大型火灾有关，比如1988年的大火，但对种群遗传结构和多样性起着相当大的作用。大量的森林地表多年生草本植物在没有火灾的间歇时段通过无性繁殖得以生存，但在火灾后则产生新的遗传个体。
粗糙的树木残骸
上百万棵小干松被1988年的黄石公园火灾烧毁，形成了大约2500万公吨未被砍伐但却倾倒在地的死树，就是我们所说的粗糙树木残骸。这些残骸是火灾前森林中最宝贵的财产之一。粗糙树木残骸能在一场大火后立刻以灌木障碍、木材和树桩的形态覆盖24％的地表，灾后50年，如果残骸继续以障碍的形式存在，这个比率还可以增长到60％，从而改变了森林地表环境。腐烂的木头、根和树桩成为黄石公园荒芜林地有机物的最初来源，提高了土壤的生产力。令人惊奇的是，森林地表上的粗糙树木残骸很少被1988年的火灾烧掉。少量（约8％）被烧毁，而同等数量被转化为木炭。这种持续性和有机物储存库的作用在林分替换火之后将继续影响森林地表以及土壤结构和功能几十年。
吸取教训
1988年的黄石公园火灾在空间上形成了连续性的复杂模式，这种模式经常被认为是由小干松为优势物种而形成的相对简单体系。灾后森林结构上的空间多样性会依次影响——甚至可能主导——生态系统功能，它的影响可能会持续至少一个世纪。了解自然干扰动态的基本方法就是进行长期的研究。1988年的大火为阐明基本生态学课题，研究自然生态系统结构、功能和动态提供了持续不断的不可替代的机会。
1988年黄石公园火灾的重要性远远超出了公园的范围。大型火灾可能还会出现在黄石公园、西部其他地区和北美北部，大型而频繁的火灾是影响这些地区广袤针叶林的主要因素。许多这些区域因美丽的环境风貌而著名，也受到广泛的农村发展的影响。这种综合无意中增加了将来的冲突，就象发生在多洪水或暴风雨的地区一样。从可操作性或生态角度看，完全排除火灾和把天然林分替换火转变为下层火形式似乎都不可行。尽管在房屋周围用间伐的方式建立防御性区域可能具有实际意义，但要想管理常有林分替换火发生的生态系统，就必须要接受和实现贯穿整个大部分景观的大型、严重和罕见的大火。
1988年的大火在其他地方还有什么值得总结的教训吗？首先，必须清楚地说明天然林分替换火（如发生在黄石公园地区）和那些因为过去阻止火发生导致火从下层转变为林分替换火灾的情况是有区别的。一些人为干扰方法（如用低强度人工燃烧或人工机械间离等方法)来恢复天然火动态就不适合于冠层火情况。第二，大型林分替换火对景观异质性很重要。虽然这类火在整个景观中创造了年龄均一的小斑块，但区内散布着没被烧过的斑块，在烧过地区有着的很大的在树木结构和功能上的空间多样性。
第三是自然的作用使被烧区内的植物和组份得以快速恢复，而且没有产生有害结果。因此，该地区可能并不需要人工主动的恢复工作，这甚至可能产生相反的作用。比如，为恢复而有目的地引进外来植物会妨碍树木的恢复。1988年火灾产生的粗糙树木残骸在无性繁殖的颤杨重建中发挥了意想不到的作用——一种可能永远无法被认识的作用快速挽救了遭受火灾袭击的树木。最后，偶然的大型干扰可能对种群结构、遗传和长寿的无性繁殖植物的进化起到了关键作用，包括颤杨和许多森林地表草类植物。我们将从1988年黄石公园火灾的持续研究中获得更多的认识，同时，林分替换火对体系动态的影响也会带给我们更多的惊奇。
简 介
生态系统途径（Ecosystem Approach）是对土地、水和生命资源实行综合管理的战略手段，它可以促进保护及可持续利用。它是遵循生物多样性公约（CBD）采取行动的主要框架，包含了12项原则（见下文）。在考虑如何最好地实施生态系统途径时，我们尝试把生态系统途径的原则进行排序，比如按重要性顺序或按主题。
这些工作在概念上是有新意的，但迄今为止缺乏的是在野外应用生态系统途径的实际工作经验。
IUCN生态系统管理委员会制定的这篇文献为填补这项空白做出了贡献。
本文按照逻辑顺序把生态系统途径原则进行了排列，鼓励开展相关的讨论，规划并展开逐步行动。
当然，我们不会长时期地仅处理一生态系统中单个方面的问题，按顺序的早期阶段涉及到的方面将不得不定期修订。但是，之所以使用这种途径，是因为它可以让研究人员和野外工作者同时把注意力集中在同一组问题上。这样一来，就可以逐步把生态系统、居住者，所有挑战和机遇带入工作焦点中，并实行管理。
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生态系统途径的12项原则： 1．土地、水和资源的管理目的是社会选择的问题。 i.减少对生物多样性有负面影响的市场不利因素； |
安排组织生态系统途径的原则
12 项原则被组织成5个步骤，每个步骤涉及一系列活动。实施生态系统途径的5个步骤如下：
步骤A：确定主要利益相关者，划定生态系统区域，并建立二者之间的联系；
步骤B：描述生态系统结构和功能，设立管理和监测机制；
步骤C：确定影响生态系统和居住者的重要经济问题；
步骤D：确定该生态系统可能对临近生态系统造成的影响；
步骤E：制定长期目标和实现目标的可行办法。
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与步骤A有关的原则： 1、土地、水和生命资源的管理目标是社会选择的问题； |
步骤A确定主要利益相关者，划定生态系统区域
步骤A涵盖了最棘手的问题：
我们要同时完成两项任务，划定生态系统区域，确定哪些利益相关者可以支持选择并管理这个区域。不论是和区域管理者还是和利益相关者合作，我们都需要时间和努力才能找到合适的工作方法。
我们先来谈谈利益相关者的话题。以前我们在进行生物多样性管理时试图让利益相关者适应被选择的区域，而没有考虑到生态系统途径更广泛的含义，但生态系统途径恰恰强调社会选择的重要性。
确定利益相关者
原则1和12都强调了生态系统选择和管理目标的社会性，在实施手段上也需要社会的参与。
尽管在实践中需要一些必要的条件，但这些原则并没有谈到选择标准，被选利益相关者应有的知识水平，或其它方面应具有的能力。这就需要进行利益相关者分析。
利益相关者分析
确定有兴趣参与生态系统管理的人员。
把他们列为一级、二级和三级利益相关者，评估他们的观点。
一级利益相关者：
对资源非常依赖，有可能成为最活跃的管理力量，通常这些人最应该被当成一级利益相关者。
二级和三级利益相关者：
具有强大发言权的需要被列为二级或三级利益相关者，包括当地政府官员和居住在资源附近但并不高度依赖资源的人（二级）；国家级政府官员和国际保护组织（三级）。
评估利益相关者对生态系统的管理能力和应承担的义务。
定期召开利益相关者论坛会议。一级利益相关者可能没有在大会上发言的经历，可以帮助他们在主要论坛上讨论相关议题并发表讲话。
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步骤A：案例分析——确定利益相关者 巴拿马 Bocas de Toro 群岛 海洋生态系统是该地区被管理的主要资源。主要利益相关者——渔民、妇女和其它当地居民——已经达成协议，他们有权管理自己区域中的珊蝴礁和其它渔业产品，而当地渔民委员会（COLOCOPES）负责提供信息。IUCN的两个非政府组织成员国，Promar基金会和大自然保护协会（TNC）基金都提供了帮助。渔民委员会在Bocas de Toro群岛所有地区制定了渔民操作规程。 当地渔民委员会组织确立了7个社区渔业保护区，包括外部地带（将被更新）和高质量渔业资源地带（该地带的开发应得到更好的管理）。渔民委员会还在群岛创立了地区性的群岛渔民协会（ADEPESCO），以便提高他们与其他力量更强大的机构的协调能力。 地方机构在当地负责控制海洋资源和保护地的分支部门，对社区渔业管理保护区的建议越来越支持。现在，群岛渔民协会和这些政府机构经常召开会议，共同监督工作进展并解决相关问题。 保护地机构很乐意把群岛渔民协会当作Isla Bastimentors国家海洋公园管理的重要补充，而海洋资源机构对当地不断增长的渔业压力感到担忧，并考虑为此制定建设性提案。Promar基金会和美国大自然保护协会与掌管海洋资源的国家机构正在共同商讨新海洋法规，目的是为社区渔业保护区的创办提供适当的帮助。掌管保护地的国家机构对这个途径很感兴趣，但也担心Bocas del Toro群岛由于旅游迅猛发展，需要的保护投入会超过社区渔业保护区所能提供的帮助。最理想的情况是他们的计划将支持和保护当地利益相关者和他们的渔业。所有的这些生态系统管理部门——在不同的水平进行管理，有时相互补充，有时相互竞争——但都在学习如何联手去解决日益增长的对生态系统的压力。 |
区域分析
我们应该选择多大面积的生态系统进行管理，用什么样的标准？
适当的规模和面积大小（原则7）应符合下列条件：
建立利益相关者和区域间的逻辑联系
一旦确定谁是主要的利益相关者，谁对生态系统区域管理最感兴趣，就可以确定生态系统边界和相关的个人、群体或有能力在这些边界内实施长期保护、管理和采取决策的机构。
最后将在整个生态系统中，形成不同利益相关者应用不同管理强度的镶嵌式区域。
保护专家会保持长远的观点，实际的协调和管理将通过利益相关者论坛会议从下至上实现，而不受自上而下的命令。
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步骤A：案例分析——确定生态系统区域 尼日尔—尼日利亚旱地 Sahel位于撒哈拉沙漠南部边缘地带，向南延伸是供放牧和可耕种的土地。这是个非常好的案例，显示忠实的土地使用者如何将生态系统区域定义到一个相当大的范围。 这种旱地具有广袤、异质性和多种规模等典型特征，等待我们去了解。雨季间隔时间很长而且变化无常，因此栖息在旱地中的居民具有灵活的、适应性强和勇于创新的精神。每年季节性放牧期间，在尼日尔—尼日利亚边界地区的牧民都要跟随雨季和草场，把牲畜向北驱赶数公里，然后再回到南部。定居的农场主在南北斜坡上种庄稼，这里雨水日益稀少和不稳定。旱地和远距离的较高雨量地区共存，这些地方向更干旱地区输出多余的劳动力，同时也向干旱地区提供劳动力输出机会和市场。 人类因为对土地和生物多样性的利用而成为生态系统管理的核心。保护、生产力和持续性都依赖当地管理者的决策，他们多数是小农场主或牲畜饲养人。他们的决策要适应新的科技知识或管理模式和经济目标，在竞争或冲突时要与对手沟通，并强调所承担的共同责任。 在常常缺乏充足地表灌溉甚至集水地也没有多少价值的地方，地区的生态系统就没有客观的和领土上的标志。当然，土地使用者（利益相关者）就以与他们的生计和经济活动相关的内容来定义他们的生态系统。农场主、伐木工、当地牧民和制药人都有着相同的看法，季节性牧民或从内陆迁移来的人也看法一致，中央政府和国际组织则抱有另外的观点。 因此土地使用者从经济角度，即生物多样性的价值，来定义生态系统的概念。生态系统大小不同，所以不同的使用群体的生态系统会相互重叠。这加剧了某些地区、某个季节为获取特定资源而展开的竞争，而人们对其它时间和其它地区的有效资源却视而不见。对获取自然资源和得益于自然资源的机构框架进行管理与生态系统本身是分不开的。 由于开发利用，这些生态系统已经被改变了上千年，还将被继续被改变，不仅被使用和季节，还被长期的趋势，包括农业开发和土地使用强度，改变着。 |
步骤B生态系统结构、功能和管理
步骤B涉及确定生态系统的结构和功能，并为管理和监测生态系统建立地方机制
生态系统结构和功能
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与步骤B有关的原则： 2、应该把管理权分散到最低的适当水平； |
生态系统结构与功能具有提供食物和服务的特性，但我们如何判断这些特性呢？我们能在过度使用生态系统时预测它什么时候会遇到威胁吗（原则5和原则6）？
最有效的方法是让科学家和当地居民共同参与野外生态系统和室内研究工作。他们的知识背景不同，但可以相互补充。
通过在一起开展制作地图、地面确认、样地考察，以自然资源为中心的参与式资源评估，配合度量活动变化规律的监测工作等活动还可以建立双向知识交流和信任。
共同决策可以维持保护和生物多样性利用之间的平衡，双方也可以达成协议，确定某一方应对生态系统的哪些方面实行管理，目的是什么（原则10）。
刚开始工作的时候，我们的知识显然不够，了解这一点很重要，但如果从一开始就建立和谐的工作关系，那我们的知识就会增加。生态系统途径需要现实主义：我们必须经常接受那些目前虽然是理论，但有可能变为现实的情况。
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步骤B：案例分析——生态系统结构和功能 印度尼西亚，Papua省 Papua是印尼最后一片未开发的森林保护区。它的森林面积占印尼森林总面积的24％，拥有丰富的生物多样性。 最近，居住在森林地区的传统居民和政府林业部门正从生态系统途径观念出发，寻找方法来面对他们共同的利益——环境保护、可持续森林管理和可持续生计。当地非政府组织以及英国政府资助的多边利益相关者森林项目都为此提供了帮助。该计划涉及到低地和高地的森林。 利益相关者们达成协议，要求从环境角度出发，合理地使用土地；当地居民还绘制出一些地图，包括部落边界和自然资源的种类分布，以及边界中尚可使用的土地面积等。与当地林业部门使用的土地类型图相比，居民的地图可以更好地显示出哪些地方急需要管理。 在低地区域，林业生产率很高，很显然，部落对土地的利用使生态系统结构和功能更富有价值，在这一点上远超过政府行为。在高地区域，除了农业用地外，还有7种使用目的、管理和保护方式都不同的森林区划带。林业部门把整个几千平方公里的区域划为一个国家公园。 2004年，在林业部门和部落地图的帮助下，选定了4个生态系统区域。林业官员和每个区域村民们呆在一起一周的时间，共同参与了特别以森林问题为焦点设计的练习——参与式农村评估（PRA）。村民们有机会从自己的观点出发，向政府官员解释生态系统结构和功能，并分析了有关问题。他们描述了生态系统40多年来的演变，并带领官员到森林和农业用地考察，解释管理规则和技术。在分组会上，给比男人更不重要的女人和年轻人机会，他们分析从生态系统中获得的生计来源（包括现金和补助），确定关键的景观和社会趋势。他们还确定存在的问题和可能的解决办法，标明了哪些问题他们可以自己解决，哪些需要外在的帮助。 参与式农村评估展示了当地居民的土地管理能力和决策能力，创造了重新协调土地利用的机会。尽管双方对一起工作都很担心，但联合工作却为沟通开启了大门，使双方重新建立了信任并彼此尊重。他们正在计划共同设计可持续森林管理，和更详细的逐个地点保护的方案。 |
生态系统管理
原则2涉及到与当地利益相关者共同工作的议题。我们有必要接受这种事实，即使当地土地拥有者所想的和所负的责任与“官方”观点不同，他们也应该得到尊重——如果一级利益相关者愿意长期合作管理的话，我们就可以和他们达成调解。
我们有必要知道，某些生态系统或相当数量的生态系统有可能受到私有土地的影响。接受这些现实可以让我们更清楚地了解下列情况：
在“最低适宜水平”（原则2）上实行管理意味着需要在不同水平（农场主个人、社区组织、行政区域、国家甚至国际）对生态系统的各个方面进行管理。我们需要镶嵌式的管理体系，而且要时常进行监测，不断加深对生态系统结构、功能和健康的了解。
如果我们利用步骤A中提到的利益相关者论坛所取得的成果，再结合成员们的经验，就可以展开探讨和野外查证等工作。我们要在缺乏管理但又非常需要保护的生态系统中，或在连通性很糟糕的地区中划定管理区域。论坛还能确定和解决管理中出现的类似问题。
| 步骤B：案例分析——生态系统管理
在坦桑尼亚进行最低水平管理 许多生态系统的公共财物资源管理体制（未被政府认识到）和国家管理（凌驾于当地居民开展的保护活动之上）之间存在冲突。而坦桑尼亚则通过将两者融合在一起解决了这个问题；此举为解决管理权力下放这个难题提供了重要典范。1974年后，政府把农田所有权和控制权以及农田附近的普通土地交给了各个独立的村庄；1996年后，村民一直在乡村级别对村庄级别的森林保护区实行管理。村庄集会由各村代表出席，讨论如何使用村庄边界以内的土地。村庄土地利用委员会负责监督土地使用计划，并定期巡视执行情况。每个村庄必须按照管区法规行事，比如对坡地进行保护等事情。村内土地管理事务都在管区水平解决。 有些土地一直被保留为国家水平的财产或地区和管区水平的森林保护区。不过，村庄和地方之间的基本关系是最好的公共财产资源和政府土地管理组合。每个村庄对自己的管辖区负责，一旦问题出现，就可以采取行动。同时也有可能组成机构采取更广泛的行动（见步骤D）。 |
步骤C经济议题
认识到经济议题会影响生态系统和生态系统中的居民是很重要的。哪种经济问题会左右生态系统的管理决策呢？
激励和阻碍
| 与步骤C有关的原则
4、因为管理会带来潜在好处，所以有必要从经济角度对生态系统进行了解和管理。任何类似的生态系统管理计划都应该符合以下条件： i.减少对生物多样性有害的不良市场现象； ii.利用激励机制，促进生物多样性保护和可持续利用； iii.使给定生态系统的开支和效益内在化，达到可操作的程度。 |
原则4的第i和第ii点集中谈到了减少那些给生物多样性带来负面影响的市场扭曲现象，为保护和合理利用生物多样性创造或巩固激励机制。要做好这些工作就需要在生态系统管理的初期阶段进行全面分析。
比如，什么样的动机或其它因素驱使人类无节制地使用自然资源？
也许有些当地，如部落，要征得当地官员和警察同意才能从生态系统获取产品。也许有些地方还在使用不恰当或过期的国家法律。以湄公河案例来分析，从环境角度看，主宰可持续水资源利用的是富裕地区对水的需求，而不是贫困地区的水资源使用者。
积极的激励可以更好地利用，包括更好知识和理解，以及在地区和国家决策制定时更多的发言权。了解并努力量化经济利益是很重要的，它可以使我们从良好的生态系统管理中获益。
这样的经济分析将是持久的活动，许多经济现象是逐渐显现出来的。市场——和市场有害因素——不断地变化和发展，以至导致生物多样性的破坏或保护的有害因素和积极因素更加不断地的变化。
计算生态系统内部的耗费和收益（原则4：第iii点）是研究生态系统途径创新意义的核心。挑战是如何避免把所有的收益都集中在一个生态系统或次系统中，但把开支转移到下一个。而且要联合而不是抵制当地经济的关键方面也是非常重要的。最好，即使有政治上的矛盾，也必须把系统放在重要位置，这样资源管理人就可以控制系统中的利益，而那些耗费环境的人必须要为此付出花费。
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步骤C：案例分析——经济议题 湄公河流域 处在湄公河下游的柬埔寨、老挝、泰国和越南组建了湄公河河流委员会（MRC），目的是保护湄公河地区的生物多样性和当地居民及贫困人口赖以生存的自然资源。IUCN湄公河湿地和生物多样性项目与湄公河流域委员会共同合作，使“环境流量（environmental flow）”的概念得到应用。环境流量是指在用水竞争激烈和水流被调节的地方满足维持生态系统及其效益的水供应量。为和谐地使用这些资源，湄公河流域委员会协调这些使用，目前正在制定流域规划并计算需要的环境流量。 影响生物多样性的主要市场不利因素是过高地估计水坝和灌溉设施的作用，和低估河流的其它经济价值。贫困地区主要需要河流提供水生动植物资源；为此目的，需要一部分水自由地和自然地流入沼泽和支流河道，并提供地下水。实际上，贫困人口的需求与水源分配体制非常匹配，这符合环境流量的概念和生物多样性的效益。 减少市场不利因素，结合激励机制，促进生物多样性保护和可持续利用，提高人们的知识和政治意愿。湄公河湿地和生物多样性项目近期通过对泰国境内湄公河支流沿岸村庄（Thai-Baan地区）研究工作的支持，发现地区内陆渔业统计数据低估了贫困人口使用水产资源的经济重要性。泰国新宪法让当地居民在开发和自然资源管理方面发挥了了更大作用，同时更有能力解决大型开发项目的冲突。环境流量投资对贫困人口是非常公平有益的。 在像湄公河这样大型的生态系统计算所耗费的成本和收益是非常复杂的。必须把流域看成次系统中的一个链条，受到自然和政治因素共同影响的。过多地将水转到大坝和灌溉，对下游不利，破坏那里的多样性和丰富的资源。下游的需要应当决定上游的利用和管理，贫困人口对水的需求量必须要优先考虑。必须依据目前最好的知识确定“环境流量”，并且要定期修订。 为了取得最好的经济成果，与Thai－Baan地区类似的研究应该与当地利益相关者联合起来，以便交流研究发现，并标明上游的不利改变。政府管理部门吸收当地社区和官员的丰富知识，制定更具体的水资源管理。政府间组织应大胆控制冲突，起草生态系统途径优先顺序的国际协议，并利用机会作出正面的改变。 |
步骤D跨空间的适应性管理
| 与步骤D有关的原则：
3、生态系统管理要考虑它们的活动会对邻近的其它生态系统产生什么影响（自然或潜在的）； 7、生态系统途径应在正确的空间和时间范围内进行。 |
跨空间的适应性管理指的是某生态系统对周边生态系统有可能产生的影响。即使我们把某生态系统中的耗费和利益内部化，它的管理发生变化仍可能影响邻近的生态系统（原则4：第iii点）。
有些负面影响是无法预测的，也是不可避免的。比如，如果某个生态系统系无法承受某特定农业生产或牲畜饲养规模，那它们就会拥挤到下一个系统中。
不可避免地就必须采取管理措施。通常一个生态系统管理良好的同时，将促使邻近生态系统的良好管理。
当然，理论上，生态系统的一个变化通常会逐步扩大，而邻近生态系统中的居民要通过改变自己的生态系统管理来适应无法预测的影响。
同样，有时客观环境会迫使这种变化向相反的方向发展，使变化规模缩小。外在变化（如某些活动得到了资金支持，或者很赚钱）也许意味着最初的大型生态系统中只有一部分能够被成功管理。
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步骤D：案例研究——跨空间的适应性管理 坦桑尼亚，扩大规模 Babati区Rift河谷峭壁，曾经被森林覆盖，陡峭的崖壁延伸到平原。20世纪20年代，这里建立的天主教使团和医院吸引了农民的到来。70年代强制村庄化导致裂谷两岸的人口增加。为建房和获取燃料而砍伐树木，最后该地区变成了牧场。 90年代初期，河谷陷入了困境，溪流不再四季常流，水中的淤泥也比以前多，频繁出现山体滑坡。河谷的小路被冲成沟渠而且非常危险。 1994年，Bermi村的村长宣布永久封闭本村河谷区的牲畜放牧地段，任何人在该地段放牧都要被罚款。他还禁止本村居民砍伐树木、在河谷区以及在山坡上过度开发种植。 临近的2个村庄也关闭了各自的河谷地段。这些地段很快得到恢复，并促使更多的村庄建立了保护措施。到2001年，河水已经全年常有，山体滑坡也减少了，野生动物重新在山坡上定居。目前所有村庄都在制定更加完善的管理措施。这些措施包括，请求山顶的村庄停止在河谷放牧，请求天主教医院停止砍伐每周2卡车的木材燃料，而改用其它燃料，比如沼气。 |
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步骤D：案例分析——跨空间适应性管理 尼日尔—尼日利亚边界，缩小规模 过去30年中，邻近尼日利亚边界的尼日尔Maradi县生态系统中的居民已经习惯了反复无常的降雨和激增的人口。村庄里可耕种土地面积的扩大是以林地和树木繁茂的草地的减少为代价的，农场主已经习惯了牲畜饲料短缺，农作物需要维持土壤肥力。一些农场主已经开始在牧场边界以北开始耕作。 公共财产资源的减少已经迫使生态系统管理发生改变。总的来讲，这个地区的居民正在管理越来越小的单元，但管理强度却是越来越高。 为适应改变，农场主通过增加农场树木密度——主要是通过管理和保护自然再生、通过休耕地的土地私有化（曾经是公共资源）而获得牲畜饲料和燃料，以及增加劳动移民等方法来维持产量。在南部，引进了多种新的农作物品种和许多新的土壤肥力保护措施。在北部，农场主扩大农作物种植区，纳入了先前没有开垦过的低产田。还改变了牲畜饲养方式：一些牲畜被永久性地驯养在农场，而另一部分牲畜则在一年中的大部分时间都被放养。 |
步骤E跨时间适应性管理
| 与步骤E有关的原则：
7、生态系统途径应在正确的空间和时间范围内实施； 8、识别可以刻画生态系统进程的时间规模和滞后影响，制定生态系统管理长期目标； 9、管理者必须明白，变化是不可避免的。 |
跨时间适应性管理涉及长期目标以及实现目标的灵活手段。
与最后这一步骤有关的原则（原则7、8和9）都指出，在制定了长期目标的同时，不可避免地，无法预测的事情会改变这些的目标，并/或找到新的实现目标的方法。
为了强调所面临的挑战，我们必须定期修订长期的管理目标和用来实现目标的管理工具。
良好的管理需要通过出色的监测手段完成，因此，要提前发现与潜在问题有关的迹象。
只有当利益相关者相互明确关系且相互信任的时候，才能商讨问题。
实施跨时间适应性管理需要有判断问题形成原因和解决问题的能力，在起草其它生态系统途径原则（特别是与经济有关的原则4）的时候，需要了解什么是错误方法，以及如何制定实现目标的新方法。
活跃且负责任的利益相关者论坛会议是讨论所有这些任务的最好途径。
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步骤E：案例分析——跨时间适应性管理 印度尼西亚，Papua省，多利益相关者林业计划 印度尼西亚政府一直计划在Papua省通过一个非常广泛而灵活的土地分类系列来实现当地森林的保护和林业生产（见步骤B的案例分析）。当地居民也有同样想法，既保护又生产，但在他们自己所有的生态系统地区，他们采用的是有差异的、更综合和互补的合作方式。 多利益相关者林业计划的目的是，通过帮助改善具体的生态系统管理方法，集合各种利益相关者的所有技能和意见，测试森林保护和可持续利用管理新方法，提供实用的适应性管理最佳范例。 多利益相关者林业计划创立或加强了社区机构与外部世界的协调能力。部落机构意识到他们需要更多的相互合作，组建了部落联盟。通过绘制多部落地图和解决边界争端加强了他们的合作。所有部落通过协调，建立了自然资源保护条例和奖罚体系。 现在，高地和低地部落联盟正在创建机构并授权其向地方和省级政府表达他们的意愿。 多利益相关者林业计划使民间组织、当地非政府组织和省政府一起讨论新出现的生态系统问题并制定对策。这些交流活动一定会促使产生新的机构形式，来应对长期的适应性管理挑战。组织机构和生态系统地区都要实行适应性管理。小型部落地域首先联合其它部落，形成共同的规章制度抵御外部挑战。同样，在土地使用需要协调地方，政府关于土地分类和机构职责也必须随时间调节到更低和更高强度的工作水平。 最后，通过鼓励更好的土地利用政策，更多的理解生计需要，更多的相信当地居民的技术管理能力和更多从下至上的方法，多利益相关者林业计划在支持更好的生态系统管理工作中增加了政策可变性。 |
总 结
生物多样性公约缔约国大会对申请和施行生态系统途径表示支持，并欢迎对决议进行指导（决议7/11）。本文概括了5个步骤，为实现生态系统途径提供了实践方法。利用这种方法，在荷兰政府的资助下，IUCN生态系统管理委员会正在编写多种土地使用的分析案例。
本文也引用了其中一些案例，对生态系统途径原则应用状况进行了说明。
这里有3个特别重要的议题。首先，一旦生态系统中存在不同的土地权属和管理制度，我们就必须学会在拥有足够干涉权利但必须与其他角色协调土地利用的时候如何处理。
其次，还要学会怎样通过适应性管理扩大规模，巩固那些由当地居民管理良好的小型生态系统，与保护组织希望的大型生态系统之间的联系。某些案例分析显示，明确当地水平在管理、决策和选择方面的权利，对规模扩大的最有好处。然后才建立新机构（或给予现存机构更加明确的授权），使当地有能力参与到其它水平，探讨更广泛的议题。
最后，通过建立和支持多边利益相关者关系，并赋予它权利，我们对生态系统结构、功能、管理和行动需求的理解将会急速提高。只有赋予生态系统管理人自己长期责任，我们才能充分地发挥这12项生态系统原则在更公正、更持续地保护生物多样性方面的潜力。
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