可持續(xù)環(huán)境與發(fā)展規(guī)劃的途徑及其有效性

　　生態(tài)最優(yōu)化途徑和經(jīng)濟(jì)最大效益途徑都基于理性模式，依賴于完全的信息并相信基于科學(xué)知識(shí)，人們能制定一個(gè)最好方案。而最小—最大值約束途徑的一個(gè)共同點(diǎn)是追求回避最壞結(jié)果的出現(xiàn)，而不是追求最佳狀態(tài)。最小—最大值的概念取之于搏弈論中的最重要原理，即最小—最大值原理[2、3]，它用來說明競(jìng)爭(zhēng)雙方為保障各自最低利益所應(yīng)采取的戰(zhàn)略。最小—最大值是一種平衡點(diǎn)，這一原理提倡對(duì)政策與策略進(jìn)行多角度的或雙向的選擇，這種選擇實(shí)質(zhì)上是一種反復(fù)辯護(hù)的過程，本文所取之義就是在保障自身最低安全水平條件下，允許對(duì)方尋求最大利益的一種戰(zhàn)略。

　　2 最大—最優(yōu)化途徑

　　2.1 經(jīng)濟(jì)最大效益途徑

　　在經(jīng)濟(jì)最大效益途徑中，貨幣價(jià)值被用來計(jì)量自然資產(chǎn)和人造資產(chǎn)，基本指標(biāo)是成本效益。它根據(jù)成本—效益模式，分析和追求環(huán)境資源保護(hù)與利用的最大社會(huì)效益，允許以人造資產(chǎn)來取代被消耗的環(huán)境資產(chǎn)。如果這樣，只要最大地獲取自然資本與人為資本的總和，我們的后代就可以得到最大的利益，也就是說當(dāng)代人的經(jīng)濟(jì)活動(dòng)肯定可以使后代人的生活更好而不是更差。這一途徑在環(huán)境的可持續(xù)性利用中的有效性已引起越來越多學(xué)者的懷疑和反對(duì)[4、5]。理由包括：

　　(1) 它用貨幣價(jià)值來衡量環(huán)境資產(chǎn)的成本或效益可能導(dǎo)致“定量偏差”(quantitativebi-as), 因?yàn)楣纼r(jià)大多基于人的偏好，即“支付意愿”(williness to pay)。一個(gè)合理的環(huán)境計(jì)價(jià)必須依賴于完全的信息背景，但這種背景往往是不存在的。今日的雜草也許正是明日的癌癥良藥?！?/p>

　　(2) 它假設(shè)自然資產(chǎn)是可以用人為資產(chǎn)來取代的。這樣一來，所謂的可持續(xù)性就被誤以為可以通過維護(hù)最大的人為資產(chǎn)和自然資產(chǎn)之和來實(shí)現(xiàn)，而不是通過保護(hù)環(huán)境資產(chǎn)來取得。

　　(3) 它把效益作為人類代際之間以及人與其它物種之間環(huán)境資產(chǎn)分配的唯一決定指標(biāo)。但實(shí)際上，成本—效益分析模型只能反映當(dāng)代人的此時(shí)此地的偏好，而不是下一代人的、更不是其它物種的偏好。 　　所以，以經(jīng)濟(jì)最優(yōu)化和經(jīng)濟(jì)效益指標(biāo)無法指導(dǎo)可持續(xù)環(huán)境與發(fā)展的規(guī)劃。

　　2.2 生態(tài)最適途徑

　　生態(tài)最適途徑基于資源的適宜性和可行性分析，包括地質(zhì)、水文、土壤和植被等等的分析。規(guī)劃的目標(biāo)是尋求土地利用和人類活動(dòng)的生態(tài)最適性。通過景觀規(guī)劃師 I. McHarg 的“自然設(shè)計(jì)”(design with nature)[6], 這一途徑被系統(tǒng)化而成為本世紀(jì)規(guī)劃史在方法論上的一個(gè)重大發(fā)展。McHarg 把該方法總結(jié)為“所有系統(tǒng)都追求生存與成功。這種狀態(tài)可以描述為負(fù)熵—適應(yīng)—健康。其對(duì)立面則是正熵—不適應(yīng)—病態(tài)。要達(dá)到第一種狀態(tài)，系統(tǒng)需要找到最適的環(huán)境，使環(huán)境適應(yīng)自己，也使自己適應(yīng)于環(huán)境”[7]。景觀規(guī)劃的目標(biāo)是尋求一個(gè)生態(tài)最適的土地和資源利用狀態(tài)。這時(shí)，對(duì)景觀的每一種利用都反映景觀本身的內(nèi)在價(jià)值，而這種內(nèi)在價(jià)值可以通過對(duì)所在地進(jìn)行系統(tǒng)的科學(xué)分析來發(fā)掘。正如 McHarg 所相信的“我們可以因此判別生態(tài)系統(tǒng)、機(jī)體和土地利用的合適環(huán)境。環(huán)境在本質(zhì)上越適合于它們，適應(yīng)過程所做的功就越小。這種適合是一種創(chuàng)造，這是一種最大效益—最小成本的途徑”[6]。在這里，我們可以看出生態(tài)最適途徑與經(jīng)濟(jì)最大效益途徑在本質(zhì)上遵循同樣的理性思維。

　　生態(tài)最適模式在景觀及環(huán)境規(guī)劃界產(chǎn)生了極大的影響，并廣為應(yīng)用。但其弱點(diǎn)也很明顯。它被作為自然決定論和技術(shù)崇拜論的模式而遭到許多學(xué)者的嚴(yán)厲批評(píng)。Litton 和 Kieiger[8]認(rèn)為，這一模式對(duì)解決問題并無益處反而有誤導(dǎo)之嫌。

　　經(jīng)濟(jì)最優(yōu)化和生態(tài)最適化模型都相信人類的知識(shí)可以為人類尋求一條明確無誤的、最佳的行動(dòng)路線，認(rèn)為這正是規(guī)劃所要遵循的。完全的信息和系統(tǒng)的科學(xué)研究是取得這一目標(biāo)充分必要的條件。這一規(guī)劃的理性模式早已受到人們的懷疑[9、10]。人類的知識(shí)往往有其不完善性和不確定性。有人甚至認(rèn)為知識(shí)尚不能完全告訴我們應(yīng)該做什么[11]。這種觀點(diǎn)得到 Simon 的認(rèn)知學(xué)研究的支持[12]。他認(rèn)為人們?cè)诮鉀Q復(fù)雜問題時(shí)存在著許多局限性。沒有一個(gè)決策過程完全符合理性的原則。人類并不需要完全的信息和同時(shí)考慮所有可能方案后再作決策。人類并不追求最優(yōu)，而是追求滿意的、并且基本上是可行的途徑。

　　盡管經(jīng)濟(jì)最優(yōu)化和生態(tài)最適化都遵循理性模式，而實(shí)際上兩者所導(dǎo)致的結(jié)果是不能兼容的[13]，經(jīng)濟(jì)上的最優(yōu)化途徑并不是生態(tài)上的最適途徑，在許多情況下甚至是相矛盾的。由于對(duì)這種矛盾的認(rèn)識(shí)，人們提出眾多的通過限制經(jīng)濟(jì)發(fā)展來保證生態(tài)過程和環(huán)境健康的途徑。

　　3 最小—最大約束途徑

　　3.1 對(duì)經(jīng)濟(jì)過程的限制

　　最低安全標(biāo)準(zhǔn) (Safe Minimum Standard, 簡(jiǎn)稱 SMS) 是經(jīng)濟(jì)學(xué)家提出的眾多關(guān)于限制經(jīng)濟(jì)活動(dòng)和發(fā)展的概念之一。最早由 Ciriacy-Wantrup [14]提出，用來解決瀕危物種的保護(hù)問題。這一概念試圖闡明怎樣避免經(jīng)濟(jì)發(fā)展所帶來的最壞狀態(tài)，如物種的滅絕。這種最糟狀態(tài)是不可逆的，而其社會(huì)損失又是不可確定的。SMS 認(rèn)為物種是一種可再生的資源，但其可再生性只存在于一定閾限之內(nèi)。一旦超出這一閾限，資源的進(jìn)一步利用就造成不可逆的后果，導(dǎo)致人類可利用資源庫(kù)的枯竭。由于社會(huì)和自然的不確定性，這種不可逆的后果是不可知的。防止這種災(zāi)難后果或最壞后果的一個(gè)辦法是采用最低安全標(biāo)準(zhǔn)。利用這一標(biāo)準(zhǔn)，使足夠的棲息地得以保護(hù)。SMS 實(shí)際上來源于搏弈論的最小—最大值原理 [ 2、3]。

　　假設(shè)社會(huì)必須在兩種可能的選擇中取其一：一是建水壩，從而獲得電力，但導(dǎo)致瀕危物種的滅絕；二是根據(jù) SMS，不建水壩，從而保存了瀕危物，但喪失了電力。再假設(shè)，可以獲得的電力價(jià)值為 X；而瀕危物種對(duì)未來的價(jià)值有兩種可能性：可能性一，價(jià)值為 0；可能性二，價(jià)值巨大，為 Y。這樣，兩種政策選擇與瀕危物種價(jià)值的兩種可能性構(gòu)成最大社會(huì)損失（表 2)

表 2　不同政策選擇的社會(huì)損失矩陣
Table 2　Societal loss matrix for different policy options

　　由表 2 可以看出，在采取建壩政策時(shí)，最大的社會(huì)損失發(fā)生在瀕危生物對(duì)未來具有巨大價(jià)值 Y 的情況下，此時(shí)的損失為 Y；在采取 SMS 的不建壩政策時(shí)，最大的社會(huì)損失出現(xiàn)在瀕危生物對(duì)未來并無價(jià)值的情況下，此時(shí)的損失為 X。最終選擇哪一個(gè)政策，取決于 Y 與 X 的大小比較。如果 X 這一最小—最大值原理沒有把利益的代際之間的分配考慮進(jìn)去，也缺乏可變通性。對(duì)此 Bishop[15]提出了一條改進(jìn)原則：除非社會(huì)利益的損失大到無法接受，SMS 都應(yīng)該被選擇。至于多大的損失被認(rèn)為是“不可接受的大”的問題，不僅僅應(yīng)從經(jīng)濟(jì)上來分析，還應(yīng)從倫理上來分析當(dāng)代人會(huì)愿意承受多大的損失而不去向后代強(qiáng)加某種不確定的環(huán)境陰影。有人認(rèn)為，SMS 概念可以直接應(yīng)用于所有可再生資源的保護(hù)和利用規(guī)劃問題。因?yàn)樗试S現(xiàn)代人有限制地使用自然資源，同時(shí)能保護(hù)它們?yōu)楹蟠碛?。SMS 也能間接減少不可再生資源的利用而鼓勵(lì)資源的節(jié)制利用[4]。

　　除 SMS 和最小—最大值原理外，學(xué)者們也提出了其它類似概念，如“可持續(xù)限制”(Sus-tainable Constraints, 簡(jiǎn)稱 CS),“預(yù)警原則”(Precautionary Principle, 即 PP) 等 [4、5、16]。這些概念都強(qiáng)調(diào)節(jié)制地使用自然資源而給后代預(yù)留以備不測(cè)，防止“最壞”事件或“很高損失”的發(fā)生。

　　但這種最小—最大值途徑應(yīng)用于規(guī)劃中同樣產(chǎn)生一系列問題。第一：關(guān)于“最壞事件”，在規(guī)劃過程中，只能是根據(jù)不完全信息來判斷的。最壞事件不可能是已知的或可預(yù)見的一系列后果之極壞狀態(tài)，也不可能是想象中的最壞事件。所以，它往往不分青紅皂白地被作為任何政策的借口，來處理環(huán)境損失不可知時(shí)的情況，結(jié)果使政策本身失去可辯護(hù)性。第二是關(guān)于“很高”的社會(huì)損失。無論是 SMS 或是其它相似概念，都不能明確什么是“很高”的社會(huì)損失[16]。SMS、PP 等發(fā)展限制概念在發(fā)達(dá)國(guó)家中的小范圍景觀或環(huán)境改變時(shí)看來有意義，爭(zhēng)議的只不過是新建一個(gè)度假區(qū)還是增設(shè)一塊保護(hù)地的問題。但在發(fā)展中國(guó)家則困難得多，在那里，為了生存而開墾一片自然地也許會(huì)帶來非常高的社會(huì)損失（包括稀有物種和棲息地的消失)，但是不開墾這片自然地帶來的損失也同樣是非常高昂的，因?yàn)樗P(guān)系到居民的生存和溫飽。

　　3.1.2 發(fā)展閾限概念

　　發(fā)展閾限的概念自 Malisz 在 60 年代提出后進(jìn)一步由 Kozlowski 等人發(fā)展完善[17～19]。該分析方法最早用于城市規(guī)劃，特別是居民區(qū)的規(guī)劃，是針對(duì)開發(fā)過程中受到的客觀環(huán)境制約這一現(xiàn)象提出的。這些限制導(dǎo)致開發(fā)過程的間斷，表現(xiàn)為開發(fā)速度的減緩，甚至停頓?？朔@些制約需要額外的成本，即閾值成本，俗稱“門檻費(fèi)”。這些“門檻費(fèi)”通常很高，它們不僅僅是一般投資費(fèi)用，同時(shí)也是社會(huì)和生態(tài)代價(jià)。

　　在某一地域內(nèi)的一系列閾限中，有一些是關(guān)鍵閾限，比其它閾限強(qiáng)加給開發(fā)過程的限制要大得多?？朔@些關(guān)鍵閾限面臨異常的困難，需要異常高的額外成本，并有可能為開發(fā)戰(zhàn)略的形成起關(guān)鍵作用。在現(xiàn)有技術(shù)條件下無法克服或只能通過換取地理環(huán)境的不可逆轉(zhuǎn)的損失來克服的閾限，被稱為頂級(jí)（或邊界）閾限。這些閾限標(biāo)志著城市發(fā)展和土地開發(fā)的“最終”位置、規(guī)模、類型和時(shí)間限制[18]。

　　閾限分析方法有幾方面的局限性。首先，它基本上是一種定量化方法，多種開發(fā)方案都折算成單一的衡量指標(biāo)，即閾限費(fèi)用。盡管該方法聲稱也考慮社會(huì)和生態(tài)效益，實(shí)際上它只落實(shí)到經(jīng)濟(jì)成本問題。在房地產(chǎn)開發(fā)方案中，效益指標(biāo)由每一種開發(fā)方案中的閾限費(fèi)用除以住房單元數(shù)來求得。其次，閾限分析方法的適用范圍也非常局限，主要只適用于住宅區(qū)的開發(fā)，而對(duì)其城市發(fā)展問題只起到間接的參考作用。

　　3.2 生態(tài)約束途徑

　　3.2.1 承載力

　　承載力 (Carrying Capacity，即 CC) 是用以限制發(fā)展的一個(gè)最常用概念。CC 最早在生態(tài)學(xué)中用以衡量某一特定地域維持某一物種最大個(gè)體數(shù)目的潛力[20], 現(xiàn)在則廣泛用于說明環(huán)境或生態(tài)系統(tǒng)承受發(fā)展和特定活動(dòng)能力的限度。它被定義為“一個(gè)生態(tài)系統(tǒng)在維持生命機(jī)體的再生能力、適應(yīng)能力和更新能力的前提下，承受有機(jī)體數(shù)量的限度”[21]。CC 意味著我們應(yīng)該在對(duì)環(huán)境造成的總的沖擊與我們所估計(jì)的地球環(huán)境承受能力之間留有足夠的安全余地，因?yàn)楸M管我們知道環(huán)境存在著某種頂極的界限，但我們并不知道什么時(shí)候我們會(huì)越過這種界限。

　　正象可持續(xù)性概念一樣，承載力也是非常難以定義的。它必須同時(shí)考慮資源、基礎(chǔ)設(shè)施和生產(chǎn)活動(dòng)，另外還要考慮社會(huì)對(duì)生活質(zhì)量的偏好。在區(qū)域環(huán)境規(guī)劃和管理中，CC 一般包括 4 個(gè)方面的內(nèi)容[22]：①生產(chǎn)過程賴以進(jìn)行的資源；②人們對(duì)生活水平的期望，包括物質(zhì)需求和服務(wù)需求；③生產(chǎn)原材料和生活用品分配方式及提供服務(wù)的基礎(chǔ)設(shè)施；④環(huán)境對(duì)生產(chǎn)和消費(fèi)過程中產(chǎn)生的廢物的同化能力。

　　CC 概念應(yīng)用較多的是自然公園游人容量的控制[23、24]。在這些應(yīng)用中，承載力的定義包含兩層意義：一是社會(huì)承載力，涉及到游人對(duì)其體驗(yàn)的滿意程度；二是自然承載力，它與自然本身的環(huán)境和生物過程有關(guān)，并與自然地的保護(hù)相聯(lián)系。前者可以根據(jù)對(duì)公園使用者的抽樣調(diào)查來確定；而后者則通過某些方法來測(cè)定，如簡(jiǎn)單的專家評(píng)定，復(fù)雜的模擬、遙感技術(shù)和長(zhǎng)期的定點(diǎn)觀察。只有當(dāng) CC 能真正被定義之后，其在環(huán)境與發(fā)展中的應(yīng)用才有意義。然而，定義 CC 的方法遠(yuǎn)未成熟，定義 CC 必須依賴于建立某些限制因素與增長(zhǎng)因素之間的定量關(guān)系，而這種關(guān)系是很難確定的，這正是 CC 研究很難有成效的主要原因[25]。CC 在大多數(shù)情況下并不是某一地域的內(nèi)在的某種數(shù)值，環(huán)境能承受的沖擊在很大程序上取決于環(huán)境管理者對(duì)環(huán)境維護(hù)的目標(biāo)，所以，有多少觀點(diǎn)就可能有多少種承載力的定義。因此，Hardin[26]提出了文化承載力 (Cultural Carrying Capacity) 的概念。

　　3.2.2 頂極環(huán)境閾限

　　頂極環(huán)境閾限 (Ultimate Environmental Thresholds 簡(jiǎn)稱 UETs) 是上述城市與經(jīng)濟(jì)發(fā)展規(guī)劃中的閾限分析方法的最新發(fā)展和延伸，用以討論環(huán)境和生態(tài)系統(tǒng)的再生能力及其對(duì)發(fā)展的種種限制。在自然資源與環(huán)境強(qiáng)加在發(fā)展過程的閾限中，有一些限制是絕對(duì)的、最終的，即頂極閾限。Kozlowski 對(duì) UETs 的定義是“一種壓力極限，超過這一極限，特定的生態(tài)系統(tǒng)將難以回復(fù)到原有的條件和平衡。某種旅游或其它開發(fā)活動(dòng)一旦超越這種極限后，一系列的連鎖反應(yīng)導(dǎo)致整個(gè)生態(tài)系統(tǒng)或其重要局部的不可逆的破壞”[18]。

　　UETs 是開發(fā)過程的最終環(huán)境邊界，它們?cè)跒殚_發(fā)過程確定生態(tài)上健康的“答案空間”(Solution Space) 上有關(guān)鍵的意義，每一層次的規(guī)劃都在這種“答案空間”中尋求開發(fā)的途徑和方案。這種“答案空間”被認(rèn)為是對(duì)定義“承載力”的一個(gè)貢獻(xiàn)。規(guī)劃應(yīng)在保護(hù)自然的同時(shí)指導(dǎo)甚至促進(jìn)社會(huì)經(jīng)濟(jì)的發(fā)展。這一矛盾可以通過把規(guī)劃過程分解成兩個(gè)相互獨(dú)立的階段來解決：即限制性的和促進(jìn)性的[19]。在限制性階段中，優(yōu)先權(quán)應(yīng)歸于生態(tài)和資源的保護(hù)，而在促進(jìn)階段中，規(guī)劃應(yīng)注重在“答案空間”中探索各種開發(fā)的可能性方案，而這些可能性方案的邊界是由規(guī)劃的限制階段所決定的。

　　UETs 從環(huán)境的 4 個(gè)方面來定義“答案空間”：地域邊界、定性邊界、定量邊界和時(shí)間性邊界，由此來確定特定開發(fā)項(xiàng)目的區(qū)位、規(guī)模、類型和時(shí)間?？梢酝ㄟ^分析開發(fā)活動(dòng)形式與自然資源的關(guān)系并結(jié)合對(duì)主要環(huán)境因素的評(píng)價(jià)，來確定 UETs，這種環(huán)境評(píng)價(jià)包括下列各方面：①特有度 (Degrees of Uniqueness), 即一種環(huán)境元素或成分在某一空間范圍內(nèi)出現(xiàn)的頻度；②變異度 (Degrees of Transformation)，即環(huán)境元素或成分偏離原先自然狀態(tài)的程度；③耐受度 (Degreesof Resistance)，即忍耐不良沖擊的能力和受破壞后的自我恢復(fù)能力；④生物學(xué)價(jià)值 (BiologicalSignificance)。

　　UETs 方法雖有許多啟發(fā)意義，但也存在著一些局限。其中的一個(gè)重要局限是由于不確定因素的存在。UETs 的定義基于對(duì)發(fā)展形式與其對(duì)環(huán)境沖擊之間的關(guān)系的分析，以及對(duì)環(huán)境因素的評(píng)價(jià)。但這種分析和評(píng)價(jià)所依賴的信息通常是不易得到的。UETs 方法的主要目標(biāo)是為開發(fā)規(guī)劃定義一個(gè)生態(tài)上健康的“答案空間”。超過這一空間，自然資源的保護(hù)應(yīng)具有優(yōu)先權(quán)。但當(dāng)人類自身的生存與其它物種的生存同樣面臨著威脅時(shí)，UETs 方法就顯得無能為力。也就是說，當(dāng)人類生存的“答案空間”與物種生存的“答案空間”重疊并相互排斥時(shí)，誰應(yīng)有優(yōu)先權(quán)呢？這是在發(fā)展中國(guó)家的環(huán)境與資源規(guī)劃中必須面臨的問題。

　　UETs 方法最早從旅游開發(fā)活動(dòng)中總結(jié)出來。在那種情況下，人類生存不是一個(gè)問題，而且，旅游活動(dòng)帶來的生態(tài)破壞相對(duì)來說較易解決。但在其它情況下，特別是發(fā)展中國(guó)家和地區(qū)，應(yīng)用 UETs 有許多因難。

　　3.3 安全格局途徑

　　在分析以上各種可持續(xù)規(guī)劃途徑，比較其利弊的基礎(chǔ)上，筆者曾提出安全格局 (Security Pattern，簡(jiǎn)稱 SP) 概念[27～29]。與城市和經(jīng)濟(jì)發(fā)展過程的閾限一樣，生態(tài)過程也存在著一系列閾限或安全層次，但是這些閾限對(duì)整體生態(tài)過程和環(huán)境來說都不是頂極的或是絕對(duì)的。它們是維護(hù)與控制生態(tài)過程的關(guān)鍵性的量或時(shí)空格局，如生物保護(hù)中體現(xiàn)在不同安全水平上的保護(hù)對(duì)象的種群數(shù)量、保護(hù)地的面積、保護(hù)地的數(shù)目以及與保護(hù)地之間的距離等閾限[30～33]。與這些生態(tài)閾限相對(duì)應(yīng)，景觀中存在著一些關(guān)鍵性的局部、點(diǎn)及位置關(guān)系，構(gòu)成某種潛在空間格局。這種格局被稱為景觀生態(tài)安全格局，它們對(duì)維護(hù)和控制某種生態(tài)過程有著關(guān)鍵性的作用。同樣，景觀中也存在對(duì)維持其它過程起關(guān)鍵作用的安全格局[1]，包括：農(nóng)業(yè)安全格局，它由農(nóng)田保護(hù)地的面積、保護(hù)地的數(shù)目以及與保護(hù)地之間的關(guān)系等構(gòu)成，并與人口和社會(huì)安全水平相對(duì)應(yīng)，使農(nóng)業(yè)生產(chǎn)過程得以維持在相應(yīng)的安全水平上；視覺安全格局，它們由對(duì)視知覺有關(guān)鍵影響的局部、點(diǎn)及位置關(guān)系所構(gòu)成，使環(huán)境的視知覺過程得以維護(hù)在某一水平上；文化安全格局，它們由對(duì)鄉(xiāng)土文化有關(guān)鍵影響的局部、點(diǎn)及位置關(guān)系所構(gòu)成，使地方精神與鄉(xiāng)土文化過程得以維護(hù)，等等。

　　基于安全格局的定義、識(shí)別和應(yīng)用的規(guī)劃方法稱為安全格局途徑。安全格局途徑認(rèn)為生態(tài)過程和其它過程對(duì)經(jīng)濟(jì)發(fā)展和環(huán)境改變所帶來的沖擊的忍受能力是有閾限的，但不承認(rèn)最終邊界的存在。同樣，經(jīng)濟(jì)發(fā)展過程對(duì)環(huán)境與資源的依賴也是不均勻的，或是階梯狀的。安全格局是各方利益代表為維護(hù)各種過程進(jìn)行辯護(hù)和交易的有效戰(zhàn)略，它在盡量避免犧牲他人利益的同時(shí)，努力使自身利益得到最有效的維護(hù)。不論最終的發(fā)展與環(huán)境規(guī)劃決策和共識(shí)在哪一種安全水平上達(dá)成，安全格局途徑都使經(jīng)濟(jì)發(fā)展和環(huán)境保護(hù)在相應(yīng)的安全水平上達(dá)到高效。同時(shí)，安全格局把對(duì)應(yīng)于不同安全水平的閾限值轉(zhuǎn)變?yōu)榫唧w的空間維量，成為可操作的城市規(guī)劃、景觀規(guī)劃、環(huán)境及生態(tài)規(guī)劃設(shè)計(jì)的語言，因此具有可操性。作為一種新的規(guī)劃方法論，它有以下幾個(gè)方面的特點(diǎn)：

　　(1) 安全是有等級(jí)層次的和相對(duì)的，不同水平上的安全格局可以使生態(tài)或其它過程維護(hù)在不同的健康和安全水平上。
　　(2) 安全格局可以根據(jù)過程的動(dòng)態(tài)和趨勢(shì)來定義，而過程的動(dòng)態(tài)和趨勢(shì)是可以通過趨勢(shì)表面來表達(dá)的。所以，根據(jù)趨勢(shì)表面的空間特性可以判別對(duì)控制過程具有戰(zhàn)略意義的局部、點(diǎn)和空間聯(lián)系，即安全格局。 　　(3) 多層次的安全格局是維護(hù)生態(tài)或其它過程的層層防線，為規(guī)劃和決策過程提供辯護(hù)依據(jù)，為環(huán)境和發(fā)展提供可操作的空間戰(zhàn)略。

　　4 討論

　　作為總結(jié)，可以作以下幾點(diǎn)討論：

　　(1) 無論是以經(jīng)濟(jì)最優(yōu)或是以生態(tài)最適為目標(biāo)的可持續(xù)規(guī)劃都是非常困難的，甚至是不可能的。也就是說規(guī)劃不可能是絕對(duì)的、唯一的，既非經(jīng)濟(jì)決定論的，也非環(huán)境決定論的。規(guī)劃是多樣化的、可替代的和可選擇的，即規(guī)劃應(yīng)是可辯護(hù)的。

　　(2) 環(huán)境會(huì)對(duì)發(fā)展強(qiáng)加某種“最終”的或是“絕對(duì)”的限制，對(duì)此規(guī)劃必須遵循。但是，這種限制或邊界是很難定義的，或是難以接受的，它在規(guī)劃中缺乏實(shí)際的可操作性。

　　(3) 在規(guī)劃所依賴的許多經(jīng)典概念和模式受到懷疑和摒棄之后，規(guī)劃方法論也面臨著嚴(yán)峻的挑戰(zhàn)。這就需要探討和發(fā)展面向 21 世紀(jì)的可持續(xù)環(huán)境與發(fā)展規(guī)劃的新概念和模式，使可持續(xù)規(guī)劃更為有效。安全格局途徑正是在這一方面的一個(gè)嘗試，它是否具有生命力還有賴于廣泛的實(shí)踐檢驗(yàn)。

參考文獻(xiàn)
1 YU Kong-jian. Security Patterns in Landscape Planning: With a Case in South China.Doctoral Thesis, Har- vard University, 1995
2 Von Newmann J, Morgenstern O. Theory of Games and Economic Behavior. Princeton: Princeton Univer- sity, 1947
3 Luce R D，Raiffa H. Games and Decisions: Introduction and Critical Survey. NewYork: John Willey & Sons Inc, 1957
4 Foy G. Economic sustainability and the preservation of environmental assets. Environmental Management, 1990,14(6):771-778
5 Pearce D W. The great environmental values debate. Environment Planning, 1994,26:1329-1338
6 McHarg I. Design With Nature(l992 edition). New York: John Wiley & Sons Inc, 1969
7 McHarg I. Human ecological planning at Pennsylvania. Landscape Planning, 1981(8):109-120
8 Litton R B Jr, Kieiger M. (A Review on) Design with nature. Journal of the American Institute of Planners, 1971,37(1):50-52
9 Faludi A. A Decision-centered View of Environmental Planning. Pergamon Press, 1987
10 Alexander E R. Approaches to Planning: Introducing Current Planning Theories, Concepts and Issues. Gordon and Breach Science Publishers, 1986
11 Davidoff P. Advocacy and pluralism in planning. Journal of the American Institute of Planners, 1965,31:331-338
12 Simon H A. Models of Man, Social and Rational. New York: Wiley, 1957
13 Pearce D W. An incompatibility in planning for a steady state and planning for maximum economic welfare. Environment and Planning, 1973,5:267-271
14 Ciriacy-Wantrup S V. Resource Conservation: Economics and Policies. Berkeley, 1968
15 Bishop R C. Endangered species and uncertainty: the economics of a safe minimum standard. American Journal of Agricultural Economics, 1978,60:10-18
16 Perrings C. Reserved rationality and the precautionary principle: Technological change, time and uncertain- ty in environmental decision making. Ecological Economics: The Science and Management of Sustainability. New York: Columbia University Press, 1991.154-166
17 United Nations Threshold Analysis Handbook. New York: Department of Economic and Social Affairs, UN, 1977
18 Kozlowski J. Threshold Approach in Urban, Regional and Environmental Planning: Theory and Practice. St. Lucia, (Queenland，Australia): University of Queenland Press, 1986
19 Kozlowski J, Hill G. Towards Planning for Sustainable Development: A Guide for the Ultimate Environmen- tal Threshold (UET) Method. Vermont (USA): Avebery, Asggate Publishing Company, 1993
20 dum E P. Fundamentals of Ecology. Saunders: Philadelphia, PA, 1971
21 IUCN/UNEP/WWF. Caring for the Earth — A Strategy for Sustainable Living. Switzerland: Gland, 1991
22 Bishop A B, Fullerton H H et al. Carrying Capacity in Regional Environmental Management. Washington D. C: Office of Research and Development, U.S Environmental Protection Agency, 1974
23 Held R B, Brickler S et al. A Study to Develop Criteria for Determining. The Carrying Capacity of Areas Within the National Park System. Department of Recreation and Watershed Resources, Colorado State University, 1969
24 Kuss F R, Morgan J M. Estimating the physical carrying capacity of recreation areas: A case study for the application of universal soil loss equation. Journal of Soil and Water Conservation, 1980,35(2):87-89
25 Otolano L. Environmental Planning and Decision Making. New York: John Wiley & Sons, 1984
26 Hardin G. Cultural carrying capacity: A biological approach to human problem. Bioscience, 1986,36:599-606
27 YU Kong-jian. Ecological security patterns in landscape and GIS application. Geographical Information Sciences, 1995,1(2):1-17
28 YU Kong-jian. Security patterns and surface model in landscape planning. Landscape and Urban Planning, 1996,36(5):1-17
29 YU Kong-jian. Ecologists, farmers, tourists -GIS support planning of Red Stone Park, China. In: Craglia M, Couclelis H. Geographic Information Research: Bridging the Atlantics. Tayor & Francis, 1997,480-494
30 MacArthur R H, Wilson E O. The Theory of Island Biogeography. Princeton: Princeton University Press, 1967
31 Harris L D. The Fragmented Forest: Island Biogeography Theory and Preservation of Biotic Diversity. Chicago: University of Chicago Press, 1984
32 Frankel O H, Soule M E. Conservation and Evolution. Cambridge University Press, 1981
33 Forman R T T. Land Mosaics: The Ecology of Landscapes and Regions. Cambridge University Press, 1995