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西奥博尔德和霍布斯，2002。评估土地利用规划替代方案的框架:保护私有土地的生物多样性。保护生态6(1): 5。[在线]网址:http://www.consecol.org/vol6/iss1/art5/
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报告评估土地利用规划替代方案的框架:保护私有土地的生物多样性大卫·m·西奥博尔德1而且N.汤普森·霍布斯2
1科罗拉多州立大学/自然保护协会；2科罗拉多州立大学/科罗拉多野生动物研究所
地方政府的规划活动往往寻求确定对保护生物资源具有特别高价值的土地区域。由于私人土地正在迅速开发，人们对这些地区的识别问题高度关注。虽然制定生境保护优先事项的一般原则正在出现，但如何实施这些原则仍然存在很大的模糊性。在这里，我们提供了一个通用的建模框架，用于评估规划替代方案如何影响关键栖息地。该框架包含四个组成部分:利益相关者的参与、关键生境和发展模式的空间建模、替代情景分析以及评估和监测。我们使用来自美国科罗拉多州顶峰县的案例研究来说明这种方法。
关键词:备选方案、生物多样性、扩建分析、关键栖息地地图、评估、栖息地保护、地方决策、监测、私人土地使用规划、农村扩张、空间建模、利益相关者参与。
出版日期:2002年2月14日
私有土地的快速发展和景观改造威胁着北美各地保护生物资源的努力(Dale et al. 2000)。对栖息地丧失的担忧主要集中在私人土地上，这在很大程度上是因为在私人土地上发现的列出的物种比在公共土地上发现的物种减少得更快(Noss et al. 1997)，而且因为私人土地支持生物多样性特别高的地区(Bean和Wilcove 1997)。只有不到10%的濒危物种只生活在公共土地上(GAO, 1994)。由此可见，影响私人土地的土地利用规划对于保护全国范围内的生物多样性至关重要(Beatley和Manning 1997, Dale et al. 2000)。
尽管科学家们已经开始将生态理解整合到地方土地规划过程中(Beatley 1994, McKinney and Murphy 1996, Crist et al. 2000, Theobald et al. 2000)，但这种整合的重要障碍仍然存在。最重要的障碍是人类福利目标和生物保护目标之间的冲突。由于这种冲突，规划者需要确定保护利益的优先次序。尽管人们对私人土地使用变化的关注有所增加，指导原则也正在出现(Duerkson等人，1997年，Dale等人，2000年)，但如何实施这些原则仍不明确。
一种完善的土地利用规划方法通过评估一系列备选方案的相对影响来审查潜在的土地利用变化对公共土地的后果。例如，通常比较各种替代方案来检查土地使用变化对公共土地的影响(例如，联邦土地政策和管理法案)。替代方案也开始用于研究私人土地利用变化对生物多样性的影响(例如，Hulse等人，1995年，Steinitz等人，1996年，White等人，1997年)。在这里，我们通过提供与地方层面决策过程明确联系的一般框架，进一步开发了替代方案的使用。首先，我们描述了框架以及如何将生物资源和开发的空间模型集成到框架中。接下来，我们用美国科罗拉多州顶峰县的一个案例来说明我们的方法。最后，我们描述了该方法的局限性和保护私人土地生物多样性的实际挑战。
我们的建模方法有四个组成部分:利益相关者参与、生物多样性和发展模式的空间描述、替代情景分析以及评估和监测(图1)．对成功执行这一框架至关重要的是认识到决策背景。一个主要的挑战是提供科学的信息和分析，可以与各种其他目标和信息相竞争，如对交通的影响，学校负荷和财政影响，这些都是在规划过程中结合起来的(Rockwood 1995年，McKinney和Murphy 1996年)。为了确保生物信息在地方土地利用规划中是有用的，必须将其与规划过程中的常规决策仔细地联系起来(Cort 1996, Duerkson等，1997)。
图1所示。我们评估土地用途规划备选方案的框架有四个组成部分。首先，利益相关者的参与在整个规划过程中至关重要，包括与规划者、决策者和市民举行一系列会议，以建立保护目标，审查空间模型，并确定可行的扩建方案。其次，根据保护目标和现有数据，建立了生物多样性和发展模式的空间模型。第三，分析每个扩建方案的潜在影响指标。最后，对保护目标的评估和监测将使适应性管理成为可能。
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两种类型的规划通常发生在县一级:现场审查和总体规划。当个别发展项目和分区变更提出建议时，便会触发场地检讨程序。在选址审查过程中，对栖息地的潜在影响与其他因素一起考虑，如是否符合分区、适当的供水和污水处理、与土壤、地形和危险的兼容性、适当的交通系统以及经济适用房的维护。总体规划或综合规划提供了全县范围内的“愿景”，并为长期土地使用决策确立了目标和政策。这些总体规划通常是咨询性质的，而不是管制性质的，总体规划政策的执行在很大程度上取决于地方选举官员的政治意愿及其选民的支持。总体规划也很重要，因为它们通常在个别官员任期之外指导政策。这里描述的框架旨在为总体规划过程提供信息，尽管其中的产品在现场审查中也很有用。
利益相关者的参与建模框架的第一个组件是涉众参与。地方土地利用规划的利益相关者通常包括决策者(例如，县专员、规划和分区委员会成员)、他们的工作人员(例如，规划师)以及希望影响决策过程结果的公民(例如，环境倡导者、土地所有者、开发商、邻居)。生物学家也参与其中，为利益相关者团体提供专业知识和建议。Shindler和Cheek(1999)概述了利益相关者有效互动的各个方面。
涉众是框架不可分割的一部分，它们提供了四个重要功能。首先，利益相关者确立保护目标。这些目标的例子可能是维持一组指标物种的丰度，保护植物群落的代表性区域，在景观的目标区域保持当前的物种丰富度水平，或恢复已经灭绝的物种。利益相关者帮助确定当地社区重视的物种，并确定它们的相对重要性。这一步骤还有助于优先收集新的数据，以填补对当地社区重要的特定物种的数据空白。其次，通过详细审查第二部分(生物价值和发展模式的空间模型)的结果，利益相关者能够构建和完善空间建模过程。与生物专家合作，关键栖息地地图的可信度可以建立起来，这是在公共审查过程中取得成功所必需的。第三，利益相关者帮助组合一个多达12个备选扩建方案的列表。为了发挥作用，每个备选方案都应反映现实和政治上可行的规划行动，应以合理的建模假设为基础，并应以现有空间数据为基础。第四，利益相关者筛选影响指标的初步清单。 Importantly, stakeholders must be able to readily understand how each indicator is calculated and how it responds to different situations of development patterns and Critical Habitat. Finally, stakeholders choose indicators of success, which become critical in designing evaluation and monitoring procedures.
空间建模框架的第二个组成部分是一套空间模型，为土地利用决策提供科学依据。这一组成部分包括三个部分:绘制关键生境图，制定替代发展方案，以及建立潜在影响指标清单。这些地图必须易于管理者、决策者和公众理解和解释(Meredith 1996, Theobald et al. 2000)。
保护规划的核心挑战是确定对生物多样性保护至关重要的区域。绘制这些区域需要大量的妥协，而大多数规划情况的实际情况是有限的空间数据。例如，在科罗拉多州发现的225种脊椎动物中，只有大约10%的分布被绘制出来(更不用说无脊椎动物和植物了)，而且这些地图往往是相当主观的。此外，筛选可用数据以确定哪些领域真正关键也是很重要的。即使整个县或规划区域可能包含栖息地，而不是“将整个县涂成红色”，也需要根据它们的损失将限制物种的丰度和/或存在来确定区域。事实上，确定哪些领域是不重要的是，维持生物多样性往往是一个有效的策略。要确定哪些地区需要保护，就必须清楚地界定应该保护的物种和物种的目标。由于这是一个充满价值的过程，因此决策者和公民必须清楚地阐明他们关心哪些个体物种和/或群落以及哪些属性(例如，可存活的种群、丰度等)。
我们提倡的方法是绘制“关键栖息地地图”，确定保护野生动物和自然群落的关键关注区域。关键栖息地地图由四张独立的地图组成，标明了包含稀有植被类型的地区、已知敏感和稀有物种的地区、高度多样性的地区以及具有重要经济意义的物种的栖息地。关键生境综合地图的值从0(没有特别重要的区域)到4(四个指数确定其重要性)。这种方法平衡了已知物种分布的信息和潜在适宜栖息地的信息。重要的是要记住，因为物种分布可能会变化，描述分布的数据必须定期更新。
构建场景用于检查可能的未来开发强度和模式。扩建分析的两个结果是:(1)显示反映不同假设的发展模式的地图和(2)量化新单位、居民数量和消耗面积的表格。这些模式表明，如果按照目前的分区条例和细分法规继续发展，直到没有更多的地块可以建造，可能会产生什么结果(Lacy 1992)。扩建地图可以帮助市民和官员可视化其社区未来可能的发展模式，为最有可能受到发展影响的土地区域提供图形化描述。这些地图往往表明，正如居民和官员通常认为的那样，仅仅分区并不能充分保护景观中所有的人类和生物价值(Arendt 1996)。
通常，根据分区法规(Lacy 1992)的规定，通过计算可以在一个地块上建造的总建筑单元的数量来创建扩建场景。通常比较不同的情景来评估规划政策和增长趋势。有许多不同的方法可以创建可供选择的开发场景(例如，Lacy 1992, Landis 1995, Klosterman 1999)。在这里，我们扩展了以前的构建分析方法，利用GIS技术，使用一个简单的模型，并检查对生物资源的影响。扩建分析的一个优点是，重点放在检查当前法规和政策产生的开发模式上，即增长的终点。这种方法与对增长趋势(随时间增长的路径)建模有很大不同，后者更强调在一系列时间间隔(例如5年)中确定发展的位置(例如，Landis 1995年，Theobald和Hobbs 1998年)。
除了绘制一系列地图，描绘每个扩建方案的发展模式外，还必须制定一份指标清单，用于评估发展在景观层面的影响。指标清单最初是为了解决保护生物学、景观生态学和土地利用规划的重要原则，特别是量化栖息地丧失、退化和破碎化。虽然有许多潜在的指标可以使用，但我们建议以下几点。首先，每种情景下预测的单位总数是总体影响的粗略指标。就其本身而言，这一衡量标准未能反映与不同开发模式和密度相关的差异影响。然而，这需要作为一个参考变量，以便就受影响的关键生境面积与房屋单位数目的差异进行研究。此外，它也是涉众开始评估场景的主要变量。其次，服务发展所需的道路总长度(不包括主要道路基础设施)表明了与道路相关的影响程度(Forman和Alexander 1998年)。第三，受开发影响的关键生境总面积可能是影响的最直接指标。为了解释不同级别住房密度的不同影响，我们将住房密度转换为受每个住房单元周围扰动区影响的地块的比例。 The zone of disturbance is calculated by assuming that changes in native vegetation and vegetation structure, predation from domestic pets, and wildlife behavior reduces the availability of habitat in the area surrounding a house (Theobald et al. 1997). Typically, we use a building effect distance of 100 m when calculating the zone of disturbance, although impacts of between 200 and 800 m have been documented for a range of species (Theobald et al. 1997). Even at a distance of 100 m, the percentage within the disturbance zone increases rapidly with increasing density, so that a density of 1 unit per 35 acres [conversion: 1 acre = 0.405 ha] results in 20% of the parcel being affected, whereas a density of 1 per 10 acres results in 77% of the parcel being affected (see表1)．
| 表1。在不同建筑物的发展项目100米范围内的一个地段的百分比 密度。在这个距离内的区域称为扰动区。
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栖息地碎片化是对生物多样性的一个重要威胁，其特征是将包含大型栖息地斑块的连续景观分割成较小的、通常数量更多且连接较少的斑块(Noss et al. 1997)。已经开发了许多方法来计算碎片化的各个方面，包括核心区面积和最大斑块的相对大小(Turner et al. 2001)。然而，在实践中，很难制定一个单一的指标，因为我们必须在私人土地利用规划中处理物种和社区的广泛组合(Theobald 2000)，而碎片化是特定于物种和景观的(Tischendorf和Fahrig 2000)。认识到这些局限性，我们在这里的方法是以一种通用的方式来衡量碎片化，并确保关键栖息地斑块和开发定义方式的微小变化不会导致我们的度量标准发生重大变化。我们选择计算关键生境位置到最近的“发达”位置的平均距离，对Ripple et al.(1991)的GISFrag指数略有修改。这是通过计算关键栖息地的每个像素到最近的达到特定密度的区域(例如，城市地区)的距离来计算的。我们在城市密度(每0.8公顷有>个住房单元)和远郊密度(每16.1公顷有>个住房单元)中任意设定了住房密度阈值。
虽然本文的主要重点是评估发展的广泛影响，但这些数据也可用于确定具体的关注地点。也就是说，可以确定在不同情景下预测其广泛影响的个别地块;这些可以用来微调每个规划策略应该针对的位置。此外，可以确定在所有情况下都可能产生较大影响的地块，以确定需要其他保护手段(如保护地役权或购买)的目标位置。最后，在地盘层面的发展检讨中，可标记与关键生境重合比例较大的地块，以便仔细检查。
情景分析该框架的第三个组成部分是根据影响指标计算，分析不同扩建方案对关键生境地区的影响。展示分析结果的典型格式是一个矩阵(或表格)，其中包含对每个场景打分的各种指标。这使得人们可以检查不同的指标如何在不同的规划场景下变化。然后可以对这些情景进行比较和评估，以确定哪些规划行动可以减少或限制对关键生境的影响。通常情况下，这些信息不仅出现在技术报告中，还出现在公开的“开放日”和专员听证会上。情景分析是总结详细生物信息的重要方式，是可用于指导地方决策过程的关键信息产品。
评估和监测利益相关者参与的主要动机之一是为保护计划的成功设定标准。在设计监测和评估保护计划的方法时，这些目标变得至关重要。监测方案必须将保护计划中规定的目标转化为可以远程或实地进行的测量。清查可包括对选定物种丰度的估计，对某种已确定的营养状况的土地面积的测量，对每单位栖息地面积上动植物种类的计数，或对种群活动性的估计。对这些测量的投资允许在局部范围内进行适应性管理(Holling 1978, Walters 1986, Lee 1993, Haney和Rebecca 1996, Ringold等人1999)。如持续监测和评估所示，如果保护计划未能达到目标，则可以对其进行调整。
我们通过美国科罗拉多州顶峰县的案例研究来说明这种一般方法，该县位于美国70号州际公路上丹佛以西约60英里(96.6公里)处，包括Breckenridge、Vail和Keystone等山地度假胜地。图2而且图3)．Summit县发展迅速，自1975年以来人口增长了两倍。下蓝色规划盆地(LBPB)是Summit县最不发达的地区，也是生物资源最丰富的地区(图4)．开发对Summit县野生动物栖息地和生物多样性的潜在影响已写入《土地使用法典》(Summit County 2000，§4201):
图2所示。顶峰县位于美国科罗拉多州中部，沿大陆分水岭，距离丹佛约60英里[97公里]。它是布雷肯里奇、楔石、弗里斯科和西尔弗索恩镇的所在地。
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图3所示。峰顶县的鸟瞰图，从东北方向俯瞰弗里斯科的西尔弗索恩。70号州际公路和狄龙水库清晰可见。下蓝色规划盆地开始于70号州际公路的左(北)。照片由Bob von Normann拍摄，©Impact Colorado。
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图4所示。山顶县几乎所有的私人土地都局限在狭窄的山谷底部。该县的其余部分(约80%)是公共土地(以灰色显示)。下蓝规划盆地占地722公里2(178,400英亩)位于该县北部。大部分密度较高的区域位于南部，靠近Silverthorne镇，而密度较低的区域位于山谷下游(向北)。
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Summit县委员会发现，该县的一些地区含有野生动物栖息地和野生动物物种，这是一种对地方、全州、全国和全球都具有重要意义的自然资源。应维持和加强该县野生动物物种和栖息地的多样性，以促进该州，特别是Summit县现在和未来居民的健康、繁荣和福利。此外，科罗拉多州法律(C.R.S. 29-20-104(b))赋予科罗拉多州地方政府广泛的权力，以规划和管理土地的使用，以保护环境，并保护土地免受可能对重要野生动物栖息地造成直接或可预见的危险，并危及野生动物物种的活动。为此，土地利用和开发的规划和设计应与野生动物栖息地和依赖于这种栖息地的物种和谐相处，并应承认和保护县内所有的栖息地和物种。野生动物栖息地包括对所有水生、陆地、游戏和非游戏物种都很重要的地区。这些栖息地居住着或有可能居住着野生动物物种，为Summit县的居民和游客提供了经济、娱乐和环境效益。
利益相关者的参与在Summit县，我们使用了一个我们称之为“协同设计”的过程来确定保护目标。参与这一过程的人包括一名县专员、一名规划师、一名开发商、一名土地所有者、一名野生动物管理者和一些环保倡导者。技术专家包括生态学家、地理学家、土地使用律师和计算机程序员(Theobald et al. 2000)。我们从为期一天的“入门”研讨会开始，在研讨会上我们对Summit县的土地利用规划达成了共识。此外，这次初级会议回顾了保护生物学的一般原理，并概述了我们可用的生物学数据集。我们涵盖了与本地和区域增长相关的人文地理学方面。每个引物都由一个或多个在该领域具有专业知识的利益相关者领导。
在接下来的一年里，我们与设计组举行了近12次工作会议，反复确定目标并评估数据需求。大部分的组织和后勤安排都是由科学家们推动的。科学家的主要作用是促进讨论，并唤起其他利益相关者的需求。我们发现，会议地点的变化(即从县法院到联邦办公室再到私人住宅)平衡了讨论。
虽然合作设计过程很耗时，但我们认为这是非常值得的。生物信息系统设计中的每一个关键决策都是基于对规划背景的理解和信息需求的“现实生活”实例。这个过程也提供了一种预先测试我们的系统设计的方法。
在这些会议中，该团队将保护生物多样性作为首要目标，同时维护对他们的经济至关重要的物种，传统上是狩猎物种(如麋鹿、鹿、鳟鱼等)，但越来越多地包括“可观赏”物种(如蜂鸟、野花)。为此，我们重点研究了对人类影响特别敏感或在经济上具有重要意义的物种。敏感物种包括那些在州或联邦名单中被确定为受威胁或濒危的物种，科罗拉多自然遗产计划(CNHP)认为濒临灭绝的物种，科罗拉多脊椎动物排名系统和科罗拉多州特别关注野生动物物种部门确定的显著下降的物种(Hobbs et al. 1998)。设计团队还对空间建模过程进行了审查和反馈，随后的野生动物工作组也对这一栖息地映射过程进行了评估，并将其与该州其他县进行了比较。
在整个会议期间，科学家们与利益相关者共同探讨的一个重要问题是，编制该县发现的所有物种地图的典型方法的充分性和有效性，以及描述发展如何影响物种栖息地的补充模型。关键的信息需求之一是在特定地区发现的物种列表，如受威胁和濒危物种、经济上重要的物种、衰退物种、所有脊椎动物物种等，以确定物种保护的优先事项(Theobald et al. 2000)。科学家们认为，一个定量指数，比如在一个县发现的物种在某一特定地点的比例，将是一个有用的、可靠的指标。然而，大多数利益相关者认为，他们很难评估一个物种相对于另一个物种的相对重要性。我们折衷的解决方案是确定物种群，并对景观进行分类，以代表利益相关者所重视的不同方面，科学家们认为从一般保护生态学原则来看，这些方面很重要。我们确定了景观的四个方面，这反映在我们将描述的空间明确模型中。
作为科学家，我们在利益相关者过程中的一个重要角色是，同时作为专家和科学信息的过滤器。科学家们因为紧跟最新的发现和方法而受到培训和奖励，他们在一个丰富的环境中工作，有许多经常相互竞争的想法。相对而言，科学家们更擅长梳理各种不同的观点，也更擅长处理复杂的方程。然而，利益相关者向我们提出了挑战，要求我们从丰富的生态文献中进行选择，以确定显著的因素，同时欣赏当前生态知识状态的复杂性，但在很大程度上简化它。
空间建模我们与Summit县的利益相关者合作，制定了一份重要栖息地地图。关键生境(CH)由四张独立的地图组成，分别标明了稀有植被类型的地区、敏感和稀有物种的已知地区、高度邻近多样性的地区以及重要经济物种的栖息地。
稀有植被类型:这张地图识别了包含稀有植被类型的位置，我们将其定义为那些在单个基础上通常占总面积小于3-5%的类型(图5)．两种类型的数据被用于绘制稀有植被。首先，我们从分类Landsat TM图像(30米分辨率)生成的土地覆盖地图中包括白杨、柳树、鼠尾草和水。我们还包括了在详细的(<1:24000)测绘工作中确定的湿地，这些工作由低空航空摄影的解释产生。
图5所示。科罗拉多州顶峰县稀有植被类型图(以绿色显示)。这些类别包括按个别计算占总面积少于3-5%的类别。该地图包括从分类Landsat TM图像(30米分辨率)识别的白杨、柳树、鼠尾草和水域，以及使用低空航空摄影识别的湿地。
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敏感和稀有物种:这张地图显示了联邦和州受威胁和濒危物种的已知栖息地位置，以及州特别关注的物种(图6)．数据来自科罗拉多野生动物局的栖息地地图(表2)，以及国家自然保护区的潜在保护区和元素分布(有400米的缓冲区)。潜在保护区的边界被划分为包括维持该地区发现的濒危物种所需的生态过程(Stein et al. 1999)。请注意，在不久的将来，艾草松鸡可能会从“经济重要物种”地图转移到这张地图上。
图6所示。Summit县敏感和稀有物种栖息地地图(绿色显示)，显示了联邦和州“受威胁和濒危”物种和州“特别关注物种”的已知栖息地位置，使用的数据来自科罗拉多州野生动物部门和科罗拉多州自然遗产项目的潜在保护区和元素分布(带有400米缓冲区)。
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表2。Summit县现有的空间数据描述了敏感和稀有物种的已知分布。
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一个状态代码(CNHP 1999):
FC，被USFWS列为候选物种。
FS，被BLM和/或USFS列为敏感物种。
被美国鱼类和野生动物管理局列为濒危物种。
G4，被科罗拉多自然遗产项目列为全球明显安全。
G5，科罗拉多自然遗产项目在全球范围内证明是安全的。
S1，被科罗拉多自然遗产项目列为全州范围内极度危险的物种。
S3，被科罗拉多自然遗产项目列为全州范围内的易损。
S4，被科罗拉多自然遗产项目列为全州范围内明显安全的。
SC，被科罗拉多州野生动物部门列为特别关注的物种。
被科罗拉多州野生动物局列为濒危物种。
被科罗拉多州野生动物局列为濒危物种。 |
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高邻近物种丰富度:这张地图标明了该县物种丰富度排名前10%的地区(图7)．这张地图是结合了在Summit县发现的103种脊椎动物的分布模型，这些脊椎动物被列为敏感物种(美国农业部林业局)、受威胁或濒危物种(联邦或州政府)、特别关注物种(州政府)、濒危物种(CNHP 1999)或经济重要物种。每个物种的丰富度值由其生物稀有度来衡量(Gross和Melcher 1998)。然后，我们找到了在加权物种丰富度中占前10%的地区。
图7所示。科罗拉多州顶峰县附近物种丰富度高的地图(以绿色显示)。这张地图标明了该县物种丰富度排名前10%的地区。103种脊椎动物的模型分布被每个物种的生物稀有度所加权。
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具有重要经济价值的物种:这幅地图标示了对当地经济有重要意义的物种的关键范围(表3而且图8)．数据来自科罗拉多野生动物研究所的WRIS数据库，按1:5万比例绘制。然后，我们将四个组成部分的地图叠加，以创建复合关键生境(CH)地图(图9)．
表3。Summit县现有的空间数据描述了具有重要经济意义的物种的已知分布。
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图8所示。科罗拉多州Summit县具有重要经济意义的物种栖息地(绿色部分)地图。这张地图确定了对当地经济至关重要的物种的关键范围。
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图9所示。科罗拉多州顶峰县的复合关键栖息地地图。将稀有植被、敏感和稀有物种栖息地、高邻域丰富度和重要经济物种栖息地的单个地图层叠加，生成关键栖息地复合地图。在一个组件中识别的区域显示为浅绿色，在四个组件中识别的区域显示为深绿色。
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我们为下蓝色规划盆地(LBPB)制定了一系列情景，不仅反映了基线条件，还反映了可能会影响发展模式的一些法规和发展趋势。将这些情景与当前(1999年)的发展模式(Fig.10)．所有场景都不包括在Silverthorne镇当前城市范围内建造的潜在未来单位。
图10所示。1999年蓝下规划盆地的发展。对于私人土地上的每个地块(未显示)(以粉红色显示)，每个地块的单元数以在地块多边形内随机放置每个单元的点或点来表示。每个点代表一个住房单元，如共管公寓或单户住宅。对于小块土地(例如，在Silverthorne附近)，这些点会结合在一起，所以非常密集的定居区域会有许多点堆叠在另一个上面。
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完成扩建(总英亩):这是基线情景，我们假设发展将利用现行分区规例所允许的所有可能单位(图11)．对于每个地块，根据地块的大小、当前单元的数量和分区指定，计算出可能增加的单元数量。需要检查包裹地图，以删除可能有分区指定，但是路权(道路)，公共土地，公园或开放空间，或由房主协会所有的包裹。此外，一些地块可能有保护地役权，这可能会限制可以建造的住房单元的数量。更复杂的是，特别是在计算包裹面积时，在包裹地图中，一个包裹并不总是由单个多边形表示，甚至是相邻的多边形。有时，包裹是由独立的、不相交的多边形表示的(例如，被道路通行权分割)，并且必须在计算建造单元之前进行组合。
图11所示。在当前的分区下，允许在较低的蓝色规划盆地进行开发(场景CB，完全扩建)。请注意，LBPB的大部分可以低密度开发(每20英亩[8.1公顷]一个单元)。对于私人土地上的每个地块(未显示)(以粉红色显示)，每个地块的单元数以在地块多边形内随机放置每个单元的点或点来表示。
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为了计算扩建单元，我们首先创建了一个表，其中包含所有可能的分区名称，并计算出每个区域允许的每英亩单元数(例如，如果每20英亩有1个单元，那么每英亩有0.05个单元;1英亩= 0.405公顷)。接下来，我们使用zone作为公共属性，将分区表连接到包映射。如果包裹没有区域属性，则使用空间连接来对包裹进行属性(Theobald 1999)。第三，在识别并合并复杂地块后，我们计算了每个地块的面积(亩)。最后，我们计算了可以建造的单元总数。
全部扩建面积(净英亩):此场景基于场景CB，但使用每个地块的可开发面积，而不是总面积(图12)．各种因素通常会减少可用于建筑的实际土地数量，如道路通行权、地块后退和环境限制(Arendt 1996)。在该场景中，通过湿地、陡坡和道路路权约束可开发土地来计算净可开发土地。[道路受到缓冲距离的限制:高速公路/主干道，50英尺;次动脉，30英尺;当地20英尺的道路/小径。使用30米DEM识别的坡度超过30度的区域从地块中移除。从低空航拍照片中识别的湿地被缓冲了25米，用于进一步限制地块的开发。那时可开发的单位数量以净占地面积为基础。我们使用ArcView来计算字符串:" TotUnits = ([UperAc] * [NetAcres])。截断最大值1”，其中[UperAc]是分区规定的每英亩单元数，[NetAcres]。然而，这是有争议的，特别是对于大的地块(>10英亩[4.05公顷])，这些因素并没有限制单位的数量。 Larger parcels offer a fair amount of room for configuring a subdivision to maximize the number of units. When the building size of a building envelope approaches the size of the parcel, then it is more likely that these constraints will result in reduced numbers of units. For this reason, the remaining scenarios used the total developable area rather than the net developable area to calculate the number of units.
图12所示。在当前的分区下，允许在蓝色下部规划盆地进行开发，限制为净或可开发英亩(场景CBN，完全扩建(净英亩))。部分有道路路权、湿地和陡坡等环境限制的地块已从可开发土地中移除。对于私人土地上的每个地块(未显示)(以粉红色显示)，每个地块的单元数以在地块多边形内随机放置每个单元的点或点来表示。
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西尔弗索恩三英里合并:这种情况反映了城镇经常吞并邻近的未合并地区的可能性(图13)．通常情况下，这将导致附属地块的密度大大提高。在科罗拉多州，合并城市可以吞并距离目前城市边界3英里(4.8公里)的未合并土地。获得了指定将被合并的地块及其未来土地用途(称为“三英里计划”)的文件，并提取了计划中确定的地块的单元数量(Silverthorne规划委员会，1998年)。
图13所示。在当前分区允许的下蓝色规划盆地进行开发，并由Silverthorne镇吞并(场景S3M, Silverthorne三英里计划)。被确定为可能被吞并的地块根据其未来的土地使用情况绘制地图。对于私人土地上的每个地块(未显示)(以粉红色显示)，每个地块的单元数以在地块多边形内随机放置每个单元的点或点来表示。
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集群发展:集群发展是管理增长和保护自然资源的一种新兴工具(例如，Bowler 1997)，尽管它在近40年前就被确定为一种节约资源的方式(Whyte 1964)。通常，集群式开发需要对土地所有者进行激励，允许在一个大(40英亩[16.2公顷])地块的一部分(通常为20% &*8211;30%)内进行集群式开发，以补偿额外的住房单元。在Summit县，农村土地使用分区流程为A-1分区(每20个单元一个)的70英亩(28.3公顷)或以上地块的农村土地所有者提供了另一种开发流程(Summit County 2000，§8420)。如果85%或更多的地块被指定为“开放空间”，那么可以再建造15%的原始单元。这些规定是为了鼓励更有效地利用土地，保护农业用地、野生动物栖息地、历史遗迹、风景质量和乡村特色。选址规模的规划需要定位集群发展的已开发部分，这超出了这种类型的分析范围(但参见Untermann和Small 1977, Arendt 1999)。相反，我们选择允许单元随机分布在整个包中(图14)．然而，当我们计算指标时，我们根据开发的开放空间比例，减少了每个住房单元的影响。也就是说，整个地块的影响是平均的，而不是局限于发达地区。
图14所示。根据目前的分区规划，允许在下蓝色规划盆地进行发展，并在>70英亩(28.3公顷)的地块进行集群发展(场景CD，集群发展)。由于很难定位集群开发的已开发部分(这需要站点级规划)，我们只是在一个包中随机映射单元。因此，单位的数量准确地反映了假设，但图中显示的分散模式有潜在的误导性，因为在这种情况下可能发展的实际模式将是分散的点簇。对于私人土地上的每个地块(未显示)(以粉红色显示)，每个地块的单元数以在地块多边形内随机放置每个单元的点或点来表示。
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减少密度(每35英亩(14.2公顷)一个，每80英亩(32.4公顷)一个):这种情况反映了一些农村地区的发展密度可能会低于目前的分区。例如，大部分农村地区以每20英亩(8.1公顷)一个单位的密度划分，但最近的大部分发展都以较低的密度进行，通常约为每35英亩一个单位(图15)．有些地区的发展密度可能会更低，每80英亩只有一个单位(图16)．
图15所示。根据目前的分区规划，下蓝色规划盆地允许进行开发，每20英亩(8.1公顷)的土地密度将减少到每35英亩(14.1公顷)的土地密度(情景DR35，密度降低)。对于私人土地上的每个地块(未显示)(以粉红色显示)，每个地块的单元数以在地块多边形内随机放置每个单元的点或点来表示。
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图16所示。根据目前的分区规划，下蓝色规划盆地允许进行开发，将每20英亩(8.1公顷)一个地块的密度降至每80英亩(32.4公顷)一个地块(DR80情景，密度降低)。对于私人土地上的每个地块(未显示)(以粉红色显示)，每个地块的单元数以在地块多边形内随机放置每个单元的点或点来表示。
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转让发展权(25%及50%):另一个越来越受欢迎的土地使用规划工具是发展权转让(TDR)。热带病发展规划试图通过确定需要发展的地区来管理增长的位置，通常是在具有就地基础设施的城市地区附近(Porter 1997)。在LBPB中，我们假设接收区域位于Silverthorne镇3英里(4.8公里)内，盆地的其余部分构成发送区域。我们任意选择了两种TDR情况，反映了所有单位从25% (图17)及50% (图18)转移至三英里计划范围内。
图17。在当前的分区下，允许在下蓝色规划盆地进行开发，50%的单位转移到Silverthorne地区(情景TDR25)。该方案允许“开发权转让”通过转移25%地块的所有单元，并将其置于“三英里规划”边界内，从而改变开发模式。对于私人土地上的每个地块(未显示)(以粉红色显示)，每个地块的单元数以在地块多边形内随机放置每个单元的点或点来表示。
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图18所示。在当前的分区下，允许在下蓝色规划盆地进行开发，50%的单位转移到Silverthorne地区(情景TDR50)。该方案允许“开发权转让”通过转移50%地块的所有单位，并将其置于“三英里计划”边界内，从而改变开发模式。对于私人土地上的每个地块(未显示)(以粉红色显示)，每个地块的单元数以在地块多边形内随机放置每个单元的点或点来表示。
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公共土地调整:我们还想创建一个场景，反映该地区公共/私人土地的可能交换。通常，土地所有权模式，特别是在美国西部，被采矿业和宅基地分割开来(Theobald 2000)。许多地块可能会在联邦政府和该县之间进行交易，以巩固土地所有权。然而，我们无法获得指定贸易目标的单个包裹的数据。因此，我们无法完成这个场景。
在科罗拉多州顶峰县和甘尼森县的山区，通过发展现有分区的住房密度和道路密度之间的关系，估算了未来分区的道路密度(表4)．对于每个细分区域，我们不包括车道或服务于其他地区的现有主要县道。我们发现了很强的线性关系(R2= 0.86)，单位住宅面积(一个)，以及每个住宅单位的道路里程(R)：
| 表4。将每个住房单元的开发面积与道路里程相关的经验数据 科罗拉多州顶峰县和甘尼森县的每个住房单元。线性回归 （R2= 0.86)通过这些数据得到:R= 0.0058一个+ 0.0216, 在哪里一个英亩每住房单位和R是每个住房单元的道路里程。
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使用公式1，预测当前开发的道路长度为201.7英里(324.7公里)，接近当前测量的道路里程(213.8英里，不包括高速公路、主干道和小径)。因为我们对聚类细分模式的定量数据有限，所以我们假设聚类细分的道路里程为分散细分中单元数量的道路里程的33%。这一估计数与对一些现有的聚集分区的初步分析相一致。
情景分析图10-18显示了9个构建场景所产生的开发模式。目前，与完全扩建(全部)方案相比，下盆地的扩建率约为37% (表5)．按照目前住房单元的增长速度(1990#8211;1999)(每年7-8%)，扩建可能在大约20年内实现。以完全扩建场景(总数)为基准，其他场景占总单元的比例从86%到117%不等。一个意想不到的结果是，完全扩建(净)场景预测的单元数量最低(86%)。虽然目前的场地开发限制旨在限制场地对环境敏感地区的影响，但它们似乎也是管理增长幅度的有力工具。转让开发权(50%)和减少密度(80英亩)两种方案都将导致下蓝色规划盆地(不包括西尔弗索恩镇)的总单位减少11%。在蓝色下游规划盆地中，只有14%的地块符合集群开发的条件，而集群开发方案将减少3%的单元。
下蓝色规划盆地的道路总里程预测范围从最低的229.5英里(369.5公里)(集群开发)到最高的392.0英里(631公里)(Silverthorne三英里合并)。显然，通过限制与35英亩开发相关的道路，道路里程减少最多(37%)。低密度开发的这种不成比例的影响还体现在这样一个事实上:尽管完全扩建(净)方案的单元数量减少了14%，但道路里程仅减少了7%。相比之下，在Silverthorne三英里合并情景中，道路里程增加了8%，但这可能反映了对道路里程的高估，因为更多的城市发展所需的道路数量比预测中所代表的平均数字要少。
大约135,000英亩(54,675公顷)的Summit县(34%)被确定为关键栖息地。与西部许多县的典型情况一样，Summit县的大部分(80%)是公共土地。然而，约30%的关键生境位于私人土地上。许多高价值的复合关键生境(包含多个因素)发生在私人土地上;私人土地占关键生境因子加权面积的32%，而实际面积仅占20%。此外，60%的关键生境位于私人土地上或在400米以内。这些结果清楚地表明，以县为基础的私人土地包含和影响了不成比例的关键生境份额。下蓝色规划盆地内约39%的关键生境位于私人土地上，而下蓝色规划盆地内约50%的私人土地则被关键生境(图19)．
图19所示。下蓝色规划盆地关键栖息地的私人和公共面积，按构成复合关键栖息地地图的因素数量分组。复合关键生境图包括4个因素:稀有植被类型、敏感和稀有物种栖息地、高邻近物种丰富度和重要经济物种栖息地。下蓝色规划盆地大约50%的私人土地被关键栖息地占据。
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当前开发情景影响了924英亩(374.2公顷)的关键生境，而扩建情景的范围从最低的3373英亩(1366公顷)(密度减少，80)到最高的5188英亩(2101公顷)(发展权转让，25%)，分别增加了365%和561% (表5)．与“一切如旧”的完全扩建场景相比，密度降低(80)、集群开发和开发权转让(50)可能会减少影响，而密度降低(35)、Silverthorne三英里兼并和开发权转让(25)可能会增加影响。因为研究发展如何可能影响关键生境的特别重要的位置是很重要的，我们还计算了影响加权的因素数量(用面积乘以因素数量)。比率(与目前状况相比)从377%(集群开发)到621%(开发权转让，25)不等。这表明，面积将增加3-5倍，许多最重要的关键栖息地地区也将受到不成比例的影响。
一般来说，该盆地相对来说没有城市发展水平的碎片化。由于下蓝色规划盆地内的城市相对孤立且位置固定，不同情景所界定的关键生境与城市区域之间的平均距离(~ 3.7-3.8 km)差异不大(图20)．然而，假设房屋密度低至每16公顷(40英亩)1个单位的地区阻碍了物种在景观中的移动，则盆地基本上已支离破碎(图21)．1999年，从关键生境到发达地区的平均距离为2.3公里，但在大多数发展情景下，这一距离急剧下降至1公里以下。在转让发展权(50)和减少密度(80)两种发展模式下，关键生境的碎片化程度显著降低(1.9公里)，主要是因为盆地中部的大片地区不再碎片化(相比之下)图22而且图23)．我们无法为集群开发场景的碎片模式建模，因为如果没有站点级别的数据和进一步的假设，我们不容易在给定的包中建立开发部分的位置。我们假设，对于郊区密度假设，碎片化将低于密度减少(35)情景(即更高的平均距离)，因为新房屋不会分散在整个地块上。此外，在城市密度假设下，碎片化程度也将保持在较低水平，因为集群细分的大多数已开发部分的密度大约为1所房子/2公顷。然而，如果有充分的生物学理由假设市区和远郊之间的住房密度(例如1所房子/2公顷)会破坏景观，那么集群发展方案(与其他方案不同)可能会导致景观极其碎片化，平均距离低于任何其他方案。
图20。最大和最小扰动区影响之间的差异，为每个场景计算。下蓝色规划盆地的大部分区域由不同情景之间影响差异较小的区域组成，因此开发密度和模式对关键生境的影响差异相对较小。影响范围较大的地区(例如，50&*8211;100%)是高“杠杆点”，在这里，发展情景的选择可能会强烈影响未来发展对关键生境的影响。地图显示1999年发展模式下，重要生境地点与最近市区位置之间的距离。近距离(橙色)描述了相对接近城市地区的位置。
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图21。1999年发展计划由重要生境地点至最近的远郊地点的距离地图。与图20(城市发展)相比，下部蓝色规划盆地的更多区域以橙色和红色的“接近”颜色显示。
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图22。在密度减少(35)场景中，从关键栖息地位置到最近的远郊位置的距离地图。下蓝色规划盆地的绝大部分地区，特别是从左上到右下的河流走廊，因开发而严重破碎。
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图23所示。与图22相反，关键栖息地的碎片化程度降低了，这可以从密度降低(80)情景中距离最近的远郊位置的距离来描述。这幅图生动地显示了下蓝色规划盆地对假定的城市外发展碎片化效应的强烈敏感性。也就是说，在谷底有几个区域，红色值(2-4公里)分隔了更密集的位置。这些将提供有用的位置，以保持横跨(垂直于)下蓝色谷底的连通性。
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在更精细的尺度上，关键栖息地地图被用作过滤器，以识别未开发的地块，如果开发，可能会影响关键栖息地的区域。在Lower Blue Planning Basin，只有20%的可进一步开发的私人地块与关键栖息地相交，但这些可开发地块占据了规划盆地中90%的私人土地。也就是说，这是一种高杠杆情况，其中相对较少的决策(和决策者)将影响规划盆地的大部分。
我们使用了一个100米的干扰区来模拟不同发展密度和模式对关键生境的影响。与关键生境相交的近30%地块的发展密度和模式可能会导致地块受到高达50%的影响。有一个很强的阈值在20%左右，其中大部分(75%)的可开发区域发生了变化。为了根据不同的情景，确定影响差异较大的地块，并便于对不同的情景进行比较，我们计算了每个地块的影响范围(图24)．也就是说，我们用不同场景产生的最大效果值减去最小值。0表示所有情景对关键生境的影响相同。较大的范围(例如，50-100%)意味着发展的潜在影响存在较大差异，这取决于发展情景。对于下蓝色规划盆地的大部分地区，不同方案之间的差异很小，但一些孤立的地块范围很大，因此应进一步详细检查，以确定哪些方案更有益。一般来说，这些场景在广泛的范围内对目标关键位置是有用的，但在更细的范围内(每个地块)，其效用较低，需要进行站点级分析，以充分探索在不同位置和配置上定位开发的差异影响。
图24。最大和最小扰动区影响之间的差异，为每个包裹计算。
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发展对生物多样性的潜在影响也可以根据某些发展目标进行评估。如果发展目标是尽量减少对生物多样性的影响，那么集群式发展(特别是对已开发部分进行明智的布局)和降低密度(每80人一个)是最好的方向。然而，如果发展目标是最大限度地增加单位数量，同时最大限度地减少受影响的关键生境面积，那么修改农村(低密度)地区发展的方案是最有效的，要么通过集群发展减少发展的足迹，要么简单地减少不成比例地造成影响的单位数量(密度减少，80)。实际上，集群式发展方案是减少发展潜在影响的主要方法。然而，这项建议所基于的假设是，彻底的选址审查将确保集群式发展的已开发部分的选址能尽量减少对关键生境的影响。我们的研究没有考虑与“集群蔓延”相关的影响，例如农村道路上的交通增加(Daniels 1999)。
从许多可能产生最小影响的方案中吸取有益方面的综合方案如下所示。首先，应严格执行现有的限制单位总数的挫折和环境限制。其次，发展权转让计划将发展集中在已建立的服务区和远离栖息地的地区，这将降低影响，应该继续实施。第三，在精心规划的基础上进行集群发展，可以大大减少所需道路的里程，并最大限度地减少对栖息地的干扰。
评估和监测关键生境综合地图反映了利益相关者确定的生物多样性保护的广泛目标。这些目标，尤其是保护稀有植被和栖息地的目标，值得注意的是，它们与典型的私人土地利用规划工作不同，后者通常只是列出需要保护的物种(通常以魅力哺乳动物为主)。一个更具挑战性的方面是将监测方案纳入规划过程。Summit县野生动物工作组最近建议将实地监测纳入总体规划，但尚未制定实施方案。
我们在这里描述的框架提供了一种综合方法，向私人土地利用规划活动通报生物信息。在Summit县，这种方法在理解开发对野生动物和生物多样性的影响、评估与各种土地利用规划行动相关的不同影响以及为私人土地利用决策提供信息方面非常有用。同样重要的是，这种方法补充了当地专业生物学家和野生动物管理人员的实地经验和专业知识。更好地支持这些生物学家对于有效保护私有土地至关重要。
然而，要完全实现这种方法的细节，仍然存在许多挑战。我们在充分建模开发时遇到的一个问题是如何选择要开发的特定包。例如，如果合理猜测只有25%符合条件的地块会进行集群发展，那么应该选择哪些地块?我们不是随机选择可能要建造的地块，或者开发一个更复杂的模型来预测开发的概率，而是选择在所有适用的地块上应用场景的假设。对于集群开发场景，所有符合条件的包都被建模为集群。事实上，我们并不认为任何一项规划行动会影响所有符合条件的地块。相反，我们认为这种方法将更深入地了解每个场景的优点和缺点。
第二个困难是对某些场景建模需要指定站点级模式。例如，在集群开发中，开发的位置对于理解任何潜在影响都很重要。在可能的情况下，我们避免在站点级别进行建模假设。
第三个挑战是如何在地图上最好地描绘场景。我们选择在每个地块中使用随机定位的点(点阵图)来反映可以建造的单元数量。这使得用户可以轻松地在地图中看到不同的密度(例如，城镇和农村地区)，并轻松地比较不同场景之间的模式。此外，我们没有显示包的边界，以便在视觉上简化地图，并强调包之间的开发模式，而不是包内的模式。以这种方式绘制发展模式有助于公众了解发展的一般模式和影响，而不是加强只关注特定地块或某个人后院的自然倾向。
在本文中，我们较少关注发展对栖息地的绝对影响的精确测量，而更关注评估不同规划政策和工具可能导致的发展的相对影响的方法。我们更喜欢“…对正确问题的近似答案，而不是对错误问题的精确答案”(Holling 1997)。尽管了解发展对特定物种或群落的绝对影响是一个重要目标，但我们也必须认识到，尽管缺乏数据，了解有限，而且影响的特定物种性质，但采取行动的迫切需要。然而，我们还面临最后一个挑战:除了将已确定的现实可行的发展方案相互比较之外，我们还需要建立一个基线，以判断所有方案，以确定关键生境是否有足够多的完好无损，能够正常运作。除了确定最佳方案外，我们还需要判断每个方案是否对生态无害。规划中的传统基线反映了“正常业务”(在本例中，是完全构建场景)。我们的结果清楚地区分了那些将增加影响水平的情景和那些将减少新开发的影响的情景。然而，从生物学的角度来看，需要一个更有意义的基线来评估生态系统是否可能在未来的发展中保持完整。这是一项艰巨而关键的任务。
投机我们方法的两个方面特别严重地阻碍了保护生态学应用于私人土地的保护。首先，尽管利益相关者和科学同事敦促我们从碎片化的角度评估情景，我们也回应了我们认为是强有力的、有用的度量标准，但我们仍然对没有从功能角度捕捉碎片化的过于简化的度量保持谨慎。进一步为土地利用规划应用开发稳健的碎片化度量仍然是保护规划的优先事项。
其次，我们只提供了如何在规划过程中实施评估和监测的最基本细节，以反映适应性管理的思想。在私有土地上全面发展适应性管理的最大挑战之一是作为私有土地所有权基础的公平和可预测性的理念。也就是说，土地所有者通常要求规划过程是公平的、透明的和可预测的，这样就可以预见到可能妨碍土地使用修改的问题。然而，这种观点与自适应管理的迭代式“边做边学”过程截然相反。改变土地使用规则以反映更好的信息和更好的理解对科学家来说可能是合理的，但使规划过程难以预测。此外，从私人土地所有者那里获得监测稀有物种的权限也很困难，因为土地所有者担心这些信息将被用来限制他们未来的开发能力。相反，我们应该努力开发生物信息的新用途，而不是限制土地开发商的能力，而是帮助他们智能地设计细分和开发。我们必须抓住机会，通过智能设计来改善栖息地，而不是一味强调人类行为总是会而且必然会破坏自然环境的观念。
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这里提出的许多想法都是通过与Summit县规划部的Brian Lorch、Charmin Bogart、Mark Truckee、Rich Ferris和Trip McLaughlin以及科罗拉多州野生动物部的Tom Kroening和Pam Schnurr的讨论而发展起来的。作者还感谢George Wallace对早期草稿的有益评论，以及审稿人的有益建议。这项工作部分由科罗拉多户外运动、科罗拉多野生动物部门和自然保护协会的大卫·h·史密斯奖学金项目资助。
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