微斑块生境生态系统景观区
图8.5。中官能团的空间尺度淡水系统．
N2-fixers / S-transformers
此外，尽管领域之间的术语有所不同，但分组的功能有一定程度的一致性。
在土壤、淡水和/或沉积物环境中可能出现一组15种常见功能群，代表了各种各样的主要分类群(表8.1)。每个功能类群包括不同数量的物种，从一个物种到相对物种丰富的系统发育支(Brussaard et al. 1997)。组成这些功能群的物种的响应特征决定了一个功能群对扰动的总体脆弱性，也影响了这种脆弱性的规模。例如，具有短代时间、高繁殖力和高生长率的物种通常具有生态耐受性和广泛分布，它们的特征是成功的殖民者(Sakai et al. 2001)。
作为一个介于土壤和海洋沉积物之间的操作空间尺度的例子，这些功能群的空间尺度可以从微观层面到景观层面再到淡水区域(图8.5)。图8.5显示了我们假设的泛型函数集的操作范围。该范围与图8.1b中给出的物理系统组件(级别1至8)有关。例如，宏观工程师可以影响到景观尺度的系统，正如海狸在河流筑坝、改变下游和横向流动模式以及物质运动中的活动所清楚表明的那样。生物涡轮器可以有一个小的补丁/栖息地规模效应，如鲑鱼的繁殖行为
表8.2。生活史特征:范畴的定义和范围。
特征
州可能
小(1-3)*，中(4-6)*，大(7-8)*。小时，天，月，年。
差，中等，好。根据繁殖体可以传播的典型距离进行评估。差=米，好=公里。
裂变，萌芽，无性繁殖，有性配子。低，中，高，非常高。繁殖力包括子代/单位时间或子代/个体。低=个位数年-1，高=数千年-1。现在,没有。
是的,没有。例如，与成虫生活在不同栖息地的昆虫幼虫，以及由不动的成虫产生的浮游幼虫。
低、中、高。这是一个总结性的特征，反映了一个生物为了应对干扰或压力而改变基质或栖息地的能力。
*数字指图8.1a-8.1c中的空间尺度类别。
**如果有休眠，这些就不一样了。
大小
寿命/
产生间隔*扩散能力
繁殖模式繁殖力
兼性休眠分开的生命阶段
生态适应性强，使红鱼能在底层产卵。此外，还可能发生更大规模的影响，如湿地中的麝鼠或河马。淡水系统的开放性使得捕食者和病原体可以在比预期的更大的范围内活动，而食腐动物则倾向于在与碎屑斑块相关的斑块到栖息地的水平上活动。尽管溪流中的初级生产者规模相当小，但大型湖泊中的浮游植物在整个生态系统中发挥作用。微工程在淡水系统中以藻垫为例在沙漠溪流，微生物/生物膜稳定细沉积物，甚至由黑蝇幼虫过滤细颗粒，产生更大尺寸的粪便颗粒，这导致变化粒径分布并影响细颗粒物的下游运动(Giller & Malmqvist 1998)。虽然蓝绿藻垫的固氮作用可以发生在生境尺度上，但微生物分解者的活动通常在小尺度上。
土壤、淡水和海洋物种的生物响应特征可分为8种类型:大小、潜在寿命、voltinism、扩散能力、繁殖模式(如有性、无性、兼性无性)、繁殖力、表型可塑性(如兼性休眠和空间分离生命阶段的发生)和生态灵活性(或响应的容忍度/振幅)。这些响应特征可以根据相应的功能组进行缩放(表8.2)。一个障碍是，除了一些脊椎动物、高等植物和一些无脊椎动物以外，大多数物种的生活史特征知之甚少(例如，Brown 1986对昆虫;Grime等人1988年为植物;Lavelle和西班牙2001土壤无脊椎动物)。此外，许多种群的表型可塑性(如兼性休眠和空间分离的生命阶段的出现)以及这种可塑性的触发范围似乎比先前预期的更广泛(Lavelle 1983;Negovetic & Jokela 2001;Jennions & Telford 2002;Mitchell & Carvalho 2002;Peckarsky et al. 2002)。 This is particularly relevant to the delivery of ecosystem services. For example, phenotypic plasticity is a biological characteristic of successful invaders, just as invasive ant species may be characterized by the formation of supercolonies that lack distinct behavioral boundaries and are, therefore, able to dominate entire habitats (Holway et al. 2002).
目前对北美杂草、入侵植物和外来鱼类的风险评估方案是基于对物种特征的了解(例如，Kolar & Lodge 2002)，保护工作也是如此(Côte & Reynolds 2002)，尽管对土壤和沉积物生物的类似方法仅限于极少数情况(Blackshaw 1997;McLean & Parkinson 2000)。最近，Wilby和Thomas(2002)提出，基本的生物学见解可以“更准确地预测物种损失对生态系统服务提供的影响”，但这些仅适用于有限数量的土壤或水生生物(Lavelle & Spain 2001)。一些类群具有广泛的生物学特性，例如，“凋落物转换器”的功能类群可以包括高代谢、高繁殖力和短寿命的物种(例如，大多数微节肢动物，包括象角虫)，以及低繁殖力和长寿命的物种，大多数需要一年以上才能完成其生命周期(例如，大多数Oribatida;Walter & Proctor 1999)。昆虫根系食草动物，同样，在生活史性状上是可变的，并可能根据非生物和生物条件显示变异(Brown & Gange 1990)。对于微生物来说，除了繁殖属性外，很少有人关注其生活史特征。有关土壤的更多信息生态系统工程师以及它们对土壤过程的功能影响。最近，人们开始关注它们所产生的生物成因结构的结构和组成，以及它们在大尺度上的时间演变和对土壤性质的影响(Le Bayon & Binet 1999;Decaëns et al. 2001)。特定微生物群落产生特征有机特征(基于近红外光谱)，这些特征已被表征为土壤中功能影响的可能多样性(Hedde, Decaëns, Jimenez, and Lavelle, unpub。数据)。
表8.3列出了我们对最关键的一组生态系统服务的评估，分别列出了供应服务、支持服务和文化服务，以及负责提供每种服务的功能组。对于列出的服务，可以识别导致服务漏洞的特征和所需的特征级别。表8.4给出了淡水系统中养分循环的一个例子。
表8.3。参与提供生态系统服务的功能群体。
参与的职能小组
服务
淡水
海洋
土壤
供应
动物食品生产8,12,11
植物粮食产量7,8
其他生物制品无
生化药剂/药品/模型7
淡水产量1,9,10,4
清洁海水- A
燃料/能源7
无生命的材料
运输7,15支援
C隔离1,7微量气体/大气成分6土壤和沉积物形成+结构5,14,15养分循环1,3,6,9,10,11生物防治
解毒/废物处理1,6,9,10,11
洪水/侵蚀控制7,15气候调节/raybet雷竞技最新
大气成分3,4,6
氧化还原1,6营养支持
栖息地供应/避难所/景观互连+结构5,7,14,15
文化
审美/娱乐7、8、12
2、12、14、15
2、12、14、15
2、12、14、15
二世,12、13、14、15
二世,12、13、14、15
二世,12、13、14、15
1, 14、15
空间生物
空间 |
生物 |
特征 |
想要的 |
|
干预 |
干预 |
功能 |
贡献 |
特征 |
规模水平 |
规模水平 |
集团 |
对脆弱性 |
水平 |
1 - 6 5 - 6 |
1 - 4 4 |
1、3、6 |
直流 |
7 |
英孚 |
通才 |
|||
9、10、11 |
LS |
5 - 6 |
||
直流 |
6 - 7 |
|||
页 |
没有 |
|||
英孚 |
通才 |
|||
F |
4 - 6 |
生态系统服务管理的启示
基于我们之前确定的空间和生物模式的八个一般水平(图8.1a、b和c)，我们已经能够考虑各种生态系统服务最脆弱的尺度，我们可以在什么尺度上进行干预管理，以及哪些功能组对各种服务最重要。然后，我们可以评估物种的哪些反应特征(表8.2)对其脆弱性贡献最大，以及克服/抵抗这种脆弱性所需的特征水平是什么。虽然这目前是一个概念性的练习，但一旦我们有了关于特定脆弱性级别和关键特征的更客观的数据，它确实为开发管理工具提供了可能性。作为识别导致淡水领域特定服务脆弱性的生物/生态特征的方法的一个例子，我们使用了营养循环的生态系统服务。目前，理想的性状水平只是“最佳猜测”，直到研究严格测试了性状、生态系统的功能以及服务的提供和稳定性之间的联系。这种方法为制订更好的管理做法提供了良好的基础，并为将生物多样性的考虑更直接地与生态服务的管理联系起来提供了一种方法。
我们总结了从分析中得出的一些清晰的模式。我们认为，这些模式为考虑土壤和沉积物管理干预的适当规模提供了有用的基础，重点关注所涉及的关键生物多样性要素:
1.土壤和沉积物中的生物多样性允许创建自组织系统(SOSs)，通过一组明确定义的相互作用的生物和它们所创造和/或居住的特定定义的栖息地来识别。随着规模的增加，SOSs相互嵌套。
2.从微生境到整个生物圈，SOSs在大约16个数量级的8个不同水平上参与生态系统服务的调节和/或提供。这些sss中的每一个都有一个可定义的对干扰的缓冲能力。
3.sss中的所有物种都参与了服务的提供，它们贡献了某些功能特征，并能以足够的响应特征抵抗干扰。
4.土壤和沉积物提供的生态系统服务更脆弱，因为它们是在有限的尺度上提供的(缓冲区数量较少)，并且因为有限的尺度将过程与其传递分开。
5.因此，成功的保护和恢复需要若干具体步骤:
•确定维持服务运行的流程的规模;
•确定对服务至关重要的功能组以及组成功能组的物种;
•列出让这些物种适应干扰的反应特征;
•将干扰限制在可接受的水平(保护)或在新重建的生态系统中重新引入具有可接受特征水平的物种。
文献引用
艾伦，t.f.h.和T.B.斯塔尔，1982年。层次结构。生态复杂性的展望。
芝加哥，伊利诺伊州:芝加哥大学出版社。奥斯汀，m.c.， S. Widdicombe和N. Villano-Pitacco。1998.生物干扰对小底生线虫群落多样性和结构的影响。海洋生态进展，174:233-246。Bissonette, J.A.， 1997。尺度敏感的生态属性:历史背景、当前意义。见:野生动物和景观生态:模式和规模的影响，由J.A. Bissonette编辑，第3-31页。纽约，Springer-Verlag。布莱克肖，R.P 1997。 Life cycle of the earthworm predator Artioposthia triangulata
(Dendy)在北爱尔兰。土壤生物学与生物化学29:24 - 249。布兰查特，E.， A. Albrecht, J. Alegre, A. Duboisset, B. Pashanasi, P . Lavelle和L. brusu -saard。1999.的影响蚯蚓土壤结构和物理性质。见:热带农业生态系统中的蚯蚓管理，由P. Lavelle, L. Brussaard和P. Hendrix编辑，第139-162页。沃灵福德，英国，CAB国际。布拉班特，1991。Le sol des forêts喀麦隆的克莱尔。巴黎,ORSTOM-MESIRES。布朗马克，C和洛杉矶。汉森》1998。生物学湖泊和池塘．牛津，牛津大学出版社。
布朗，V.K. 1986。生命周期策略与植物演替。见:昆虫生命周期的进化，由F. Taylor和R. Karban编辑，第105-124页。纽约，SpringerVerlag。
棕色、VK。， A.C. Gange, 1990。地下食草昆虫。生态学研究进展20:1-58。
布鲁萨，L.， V.M. Behan-Pelletier, D.E. Bignell, VK。布朗，W.迪登，P.福尔加拉特，C.弗拉戈索，D.W.弗兰克曼，VVS.R。古普塔，T.服托里，D.L.霍克斯沃斯，C.克洛帕塔克，P .拉维尔，D.W.马洛克，J.鲁塞克，B.索德斯特罗姆，J. m .蒂杰和R.A.弗吉尼亚。1997。土壤生物多样性与生态系统功能。中26:563 - 570。
肖维尔，A.， M.格里马尔迪，E.巴罗斯，E.布兰查特，T. Desjardins, M. Sarrazin和P. Lavelle, 1999。亚马逊蚯蚓引起的牧草退化。389:32-33性质。
切斯沃思，1992年。风化作用的系统。见《风化、土壤和古土壤》，由i.p. Martini和W. Chesworth编辑，第19-40页。阿姆斯特丹,爱思唯尔。
Côté， i.m.和J.D.雷诺兹，2002年。预测生态学来拯救?科学298:1181 - 1182。
Decaëns, T.， J.H. Galvis，和E. Amezquita, 2001。生态工程师在哥伦比亚热带稀树草原的土壤表面创建的结构的特性。Comptes Rendus De l' Académie科学，Série III, 324:465-478。
德·鲁伊特，p.c.， J.A.凡·维恩，J.C.摩尔，L.布鲁萨德和H.W.亨特，1993。土壤食物网中氮矿化的计算植物土壤157:263-273。
迪亚兹，S.和M.卡比多，2001。万岁différence:植物功能多样性对生态系统过程至关重要。树木生态与进化:646-655
尤厄尔，K.C. 1997年。湿地改善水质。见:《大自然的服务:社会对自然生态系统的依赖》，G.C. Daily编辑，第329-344页。华盛顿特区，岛屿出版社。
费德，h.m.， J.S.奈都，S.C.朱伊特，J.M.哈米迪，W.R.约翰逊和T.E.惠特利奇。1994。楚科奇海东北部:底栖生物与环境的相互作用。海洋生态进展系列111:171-190。雷竞技csgo
c.a.弗里斯，W.J.利斯，C.E.沃伦和M.D.赫尔利，1986。溪流栖息地分类的层次框架:在流域背景下观看溪流。环境管理10:199-214。
w·s·法伊夫、bi·克朗伯格、o·h·列奥纳多斯和n·奥洛伦费米1983。全球构造与农业:地球化学视角。农业，生态系统与环境:383-399。
吉勒，p.s.， H. Hillebrand, U. Berninger, M.O. Gessner, S.J. Hawkins, P. Inchausti, C. Inglis, H. Leslie, B. Malmqvist, M.T. Monaghan, P. j . Morin和G. O'Mullan。2004.生物多样性对生态系统功能的影响:新问题及其实验检验水生环境．Oikos 104:423 - 436。
吉勒，P.S.和B.马尔姆奎斯特，1998。小溪和河流的生物学。牛津，牛津大学出版社。
j·p·格里姆，j·g·霍奇森和r·亨特，1988。比较植物生态学英国常见物种的功能研究。伦敦，昂温·海曼报道。
霍尔，1994。物理干扰与海洋底栖生物群落:松散沉积物中的生命。海洋学与海洋生物学年度评论32:179-239。
服部，R.和T.服部，1993。土壤团聚体是细菌-原生动物生物群的微观世界。Geoderma 56:493 - 501。
霍金斯，s.j.， J.R.艾伦，S.布雷，1999。恢复温带海洋和沿海生态系统:推动自然。水生保护-海洋和淡水生态系统9:23-46。
霍金斯，s.j.， J.R.艾伦，下午罗斯和m·j·詹纳，2002年。海洋和沿海生态系统。见:生态修复手册。第二卷，实践中的恢复，由M.R. Perrow和A.J. Davy编辑，第121-148页。剑桥，英国，剑桥大学出版社。
希尔德鲁，a.g.和P.S.吉勒，1994。溪流底栖生物的斑块性、物种间的相互作用和干扰。见:《水生生态学:规模、模式与过程》，I!Giller, A. Hildrew, D. Raffaelli，第21-62页。牛津，布莱克威尔科学公司。
霍威，d.a.， L. Lach, A.V苏亚雷斯，D.V Tsutsui和T.J. Case, 2002。蚂蚁入侵的原因和后果。生态学与系统学年鉴33:181-233。
詹金森，d.s.和J.H.雷纳，1977。洛桑的一些经典实验中土壤有机质的周转。土壤科学123:298-305。
詹宁斯，S.和M.J.凯泽，1998。渔业对海洋生态系统的影响。海洋生物学进展34:203-314。
詹尼恩斯，医学博士，S.R.特尔福德，2002。具有不同捕食者群落的短尾短吻鱼种群的生活史表型。生态学报(柏林)132:44-50。
M.琼森，O.腾格尔，B.马mqvist和F. Guerold, 2002。模拟扰动后的物种损失:评估对过程速率的影响。伦敦皇家学会学报，b辑生物科学269:1047-1052。
Jonsson M.和B. Malmqvist. 2000。生态系统过程速率随着动物物种丰富度的增加而增加:来自食叶、水生物种的证据。Oikos 89:519 - 523。
科拉尔，c.s.， D.M.洛奇，2002。北美外来鱼类的生态预测和风险评估。科学298:1233 - 1236。
拉维尔，P 1983。蚯蚓群落结构。在:蚯蚓生态学:从达尔文到Vermiculture，由J.E.萨切尔编辑，第449-466页。伦敦，查普曼&霍尔公司。
拉维尔，P. 1997。动物活动和土壤过程:决定生态系统功能的适应策略。生态学研究进展27:93-132。
拉维尔，P. 2002。土壤功能域。生态学研究17:441-450。
拉维尔，P.， E.布兰查特，A.马丁，S.马丁，I.巴洛伊斯，F.图坦，A.西班牙，R.谢弗，1993。陆地生态系统分解的层次模型:在中国土壤中的应用潮湿的热带地区．《25:130 - 150。
拉维尔P.， C.拉托，D.特里戈，J.I.巴罗伊斯，1995。土壤的互惠性和生物多样性。植物与土壤170:23-33。
拉维尔，P.和A.V西班牙，2001。土壤生态。阿姆斯特丹:Kluwer科学出版物。
拉沃里尔，S.麦金太尔，J.兰德斯伯格和T.福布斯，1997。植物功能分类:从一般功能群到对干扰反应的特定功能群。生态学与进化趋势12:474-478。
勒·巴戎，r.c.和F.比奈，1999。降雨对蚯蚓体侵蚀的影响及径流磷转移。土壤生物学与肥力30:7-13。
Leps, J.， V.K. Brown, T.A. Diaz Len, D. Gormsen, K. Hedlund, J. Kailova, G.W. Korthals, S.R. Mortimer, C. Rodriguez-Barrueco, J. Roy, I. Santa Regina, C. van Dijk和W.H. van der Putten. 2001。将植物群落功能中的机会效应与其他多样性效应分开。Oikos 92:123 - 134。
马mqvist, B.和S. Rundle, 2002。跑步的威胁水生态系统世界的。环境保护29:134-153。
Martius, C.， H. Tiessen和P.L.G. Vlek，编辑。2001.热带土壤有机质管理:范围和限制。多德雷赫特，荷兰，Kluwer学术出版社。
1989年5月。生态学中的组织层次。见:《生态概念:生态学对理解自然世界的贡献》，J.M. Cherret主编，第339-363页。纽约，布莱克威尔科学出版社。McLean, M.A和D. Parkinson, 2000。八角石斛蚯蚓对松树微真菌群落影响的现场证据森林地面．土壤生物化学32:351 -360。Meentemeyer, V.和E.O. Box, 1987。景观研究中的尺度效应。见:景观异质性在干扰传播中的作用，M.G.特纳编辑，第1334页。纽约，施普林格Verlag。千年生态系统评估。2003。生态系统与人类福祉:A
评估框架。华盛顿特区，岛屿出版社。米切尔，s.e.， G.R.卡瓦略，2002。“信息化学品”和剥削性竞争对人口的比较影响:使用大水蚤的实证检验。淡水生物学47:45 59-471。Negovetic, S.和J. Jokela. 2001。淡水蜗牛的生活史变异、表型可塑性和亚种群结构。生态82:2805 - 2815。尼米，g.j.， P德沃尔，N.德滕贝克，D.泰勒，A.利马，J.帕斯特，J. D.扬特，R.J.内曼。1990。水生系统从干扰中恢复的案例研究综述。 Environmental Management 14:571-587. Parry, D.M., L.A. Nickell, M.A. Kendall, M.T. Burrows, D.A. Pilgrim, and M.B. Jones. 2002. Comparison of abundance and spatial distribution of burrowing巨型动物通过潜水员和遥控车辆的观察。海洋生态进展系列
244:89 - 93。
b.l.佩卡斯基，A.R.麦金托什，B.W.泰勒和J.达尔，2002。捕食者化学物质诱导蜉蝣生活史特征的变化:全流操纵。生态83:612 - 618。
佩里，1995年。跨尺度的自组织系统。《生态学与进化趋势》
10:241 - 245。
瑞德，s.c.， R.W. Crites和E.J. Middlebrooks, 1995。废物管理和处理的自然系统，第2版。纽约麦格劳-希尔公司酒井，a.k.， F.W.阿伦多夫，J.S.霍尔特，D.M.洛奇，J.莫洛夫斯基，K.A. With, S.鲍曼，R.J.卡宾，J.E.科恩，N.C.埃尔斯特兰德，D.E.麦考利，P.奥尼尔，I.M.帕克，J.M.汤普森和S.G.威勒。2001。入侵物种的种群生物学。生态学与系统学32:305-332。萨米恩托，L.和P.伯特纳，2002。高热带安第斯地区不同休耕时间土壤碳氮动态:肥力恢复的指示。应用土壤生态学19:79-89。
史密斯，c.r.， M.C.奥斯汀，G.布歇，C.海普，P.A.哈钦斯，G.M.金，I.小池，P.J.D.兰姆黑德，P.斯内尔格罗夫，2000。全球变化和生物多样性在沉积物-水界面上的联系。生物科学50:1108 - 1120。斯内尔格罗夫，p.v.r.， M.C.奥斯汀，G.布歇，C.海普，P.A.哈钦斯，G.M.金，I.小池，P.J.D.兰姆黑德和C.R.史密斯，2000。将海洋沉积物-水界面上下的生物多样性联系起来。生物科学50:1076 - 1088。斯威夫特，m.j.， O.W.希尔，J.M.安德森，1979。陆地生态系统的分解。
牛津，布莱克威尔科学出版社。画眉，s.f.，和PK，代顿，2002。拖网和疏浚对海洋底栖动物栖息地的干扰:对海洋生物多样性的影响。生态学与系统学评论33:449-473。
厄本，d.l.， R.V O'Neill和H.H. Shugart Jr. 1987。景观生态学:等级视角可以帮助科学家理解空间格局。生物科学37:119 - 127。
文森，m.r.和C.P.霍金斯，1998。溪流昆虫的生物多样性:局部、流域和区域尺度的变异。昆虫学年评43:271-293。
沃尔特，d.e.，和H.C.普罗科特，1999。螨虫:生态学、进化与行为。悉尼，新南威尔士大学出版社，沃灵福德，英国，CABI。
沃德，1989年。蝗虫生态系统的四维性质。北美底栖动物学会杂志8:2-8。
威尔比，A.和M.B.托马斯，2002。天敌多样性和虫害控制:害虫出现的模式农业集约化．生态学通讯5:353-360。
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