摘要
栖息地的丧失是对全球生物多样性的主要威胁，但关于栖息地破碎化“本身”的重要性（即，对于给定数量的栖息地丧失，栖息地的空间配置发生了改变），引发了有争议的辩论。基于景观规模调查的回顾，Fahrig（2017；对栖息地破碎化本身的生态响应。《生态学、进化论和系统学年度评论》48:1-23）报告称，生物多样性对栖息地破碎化的反应“本身”往往是积极的，而不是消极的，并得出结论，普遍认为负面破碎化效应是一种“**想法”。我们表明，Fahrig的结论是从现有证据的一个狭窄且可能有偏见的子集中得出的，这些证据忽略了栖息地配置变化负面影响的大部分观测、实验和理论证据。因此，我们认为，应谨慎解读法赫里格的结论，因为它们可能会被政策制定者和管理者误解，我们提供了六个理由，说明为什么不应将其应用于保护决策。调和科学上的分歧，并更有效地为保护提供信息，将需要超越统计和相关方法的研究。这包括更谨慎地使用数据和概念模型，适当地划分栖息地丧失和空间配置变化的直接和间接影响，并更清楚地区分任何变化的机制。将这些问题纳入其中将提供更大的机械理解和更大的预测力，以解决栖息地丧失和碎片化带来的保护问题。
1.简介
土地利用变化正在影响全球的生物多样性（Newbold等人，2015）。毫无疑问，近几十年来，原生植被的范围和状况急剧下降，以至于大多数物种现在生活在支离破碎的退化栖息地，受到周围人为基质不断增加的威胁（Haddad等人，2015；Pfeifer等人，2017）。分散景观中的保护威胁评估一再强调，生物多样性下降有多种原因，它们以复杂且往往是协同的方式起作用（例如，Cote等人，2016；Laurance和Useche，2009年）。
因此，令人惊讶的是，有人声称，栖息地的丧失，而不是剩余栖息地的配置，足以解释土地清理对生物多样性丧失的影响，而栖息地破碎化的影响（即，对于给定数量的栖息地丧失，栖息地的空间配置发生了改变）往往是“微弱的”或“不存在的”（Fahrig，2003，第508页）。其论点是，栖息地丧失的影响是压倒性的，栖息地破碎化造成的影响的复杂性，如斑块面积的减少、连通性的减少或边缘效应的增加，不需要解释大多数景观中生物多样性变化的模式。这些主张对集中精力理解栖息地丧失对栖息地破碎化的影响产生了重大影响（见Hadley和Betts，2016年的摘要），很明显，栖息地丧失对生物多样性有严重影响（例如，Brooks等人，2002年；Schipper等人，2008年），正如Fahrig（2003）所强调的那样。然而，大量证据与栖息地破碎化效应较弱或不存在的说法背道而驰。栖息地破碎化的模式和过程不仅被证明对生物多样性有实质性和持久的影响（例如，Haddad等人，2015），而且栖息地丧失的空间配置也被证明会影响栖息地丧失的影响如何延伸到剩余的栖息地（Barlow等人，2016；Pfeifer等人，2017）。
碎片化并不重要的观点之所以出现，主要是因为试图将栖息地丧失的“独立”影响与栖息地碎片化区分开来的统计模型往往显示出栖息地丧失的更大影响（Fahrig，2003）。如果栖息地丧失和破碎化的过程在概念上和经验上是独立的，并且由此产生的栖息地数量和配置的空间模式可以被视为统计上独立的，那么这些模型将是有效的（Koper等人，2007；Smith等人，2009年）。然而，其他人认为，栖息地的丧失和破碎化经常**在一起，因此必需明确测试而不是假设由此产生的模式的统计独立性（Didham等人，2012）。事实上，世界上大多数地区的景观在栖息地数量和配置之间表现出非常高的共线性（例如，Cushman等人，2008；刘等人，2016）。由于这些现实世界的模式，Ruffell等人（2016）认为，这种共线性的因果基础应该明确纳入统计模型，*合乎逻辑的是，通过划分栖息地丧失通过改变栖息地配置的中介效应影响生态反应的直接和间接机制。
尽管在哲学和分析观点上存在明显的差异，需要指出的是，这两种观点在区分栖息地数量和配置的影响方面有着共同的基本动机：允许对生物多样性丧失*重要的因素更具针对性和成本效益地使用稀缺的保护资源（Fahrig，2003；Ruffell等人，2016）。毕竟，与栖息地配置的变化相比，保护策略的有效性可能会有所不同（Villard和Metzger，2014）。因此，“损失与碎片化”问题已成为景观生态学和保护研究的主要焦点（Hadley和Betts，2016）。
然而，现在，Fahrig（2017）在一篇研究综述中提出了一个新的主张，该综述试图将栖息地破碎化“本身”的影响与栖息地丧失区分开来。Fahrig得出的结论是，大量证据在很大程度上支持栖息地破碎化“本身”对生物多样性的积极影响，而生境破碎化对生物多样度的负面影响是一种“**思想”——这一概念一再被驳斥，但不知何故仍然存在（Quiggen，2010）。Fahrig随后为其他所谓的“**”思想撒下了一张大网：大斑块比几个面积相似的小块包含更多的物种，边缘效应通常是负面的，栖息地破碎化降低了连通性，与多面手相比，栖息地专家对栖息地破碎性的负面反应更强，栖息地破碎化的负面影响在热带地区和栖息地数量较低的情况下更强（表1）。
这些断言如果得到支持，将会引人注目，原因有二。首先，它们与关于栖息地配置效应不同组成部分的主流实证和理论研究背道而驰（例如，Haddad et al.，2015；Tilman和Lehman，1997），这表明生态研究界陷入了共识，对栖息地破碎化的积极影响视而不见。其次，它们对世界支离破碎的生态系统的管理具有重大影响。
鉴于这些问题的重要性，我们重新评估了Fahrig的评估。首先，我们讨论了为什么Fahrig使用的审查程序可能会对调查结果产生偏见，并导致不必要的结论。其次，我们讨论了相互矛盾的观点的起源，说明有足够的经验证据和理论为Fahrig（2017）中没有承认的栖息地破碎化的负面影响的想法奠定了基础（见表1的非详尽摘要列表）。第三，我们讨论了为什么这些结论不应该应用于碎片景观的保护。*后，我们强调了达成共识的领域，以帮助推进对栖息地破碎化影响的概念理解和应用相关性。
2.关于碎片效应的审查和结论
在过去的二十年里，几篇综述和荟萃分析表明，栖息地破碎化的不同空间成分的影响，如栖息地边缘或隔离，对生态响应具有不利或可变的影响（Debinski和Holt，2000；Ewers和Didham，2006年；Fletcher Jr.等人，2016；FletcherJr.et al.，2007；Gilbert Norton et al.，2010；Haddad et al.，2015；Pfeifer et al.，2017；Ries et al.，2004；Ries等人，2017）。然而，在其中一些综述中，并没有试图区分空间配置改变（Fahrig的“栖息地破碎化本身”）与栖息地丧失的相对影响。
Fahrig（2017）试图通过“全面搜索记录对栖息地破碎化的统计显著反应的研究”来填补这一重要空白（第6页）。Fahrig筛选了5000多篇文章，但其中只有118篇（381篇显著反应）符合纳入的9个标准。值得注意的标准包括仅使用景观尺度研究（其中景观位置和大小由研究者定义），因此忽略了斑块尺度研究。栖息地破碎化与栖息地丧失通过以下三种方式之一进行分离：通过对景观的实验操作，通过旨在区分因栖息地数量而引起的变化的统计分析，以及通过使用Fahrig所说的“SLOSS”设计（其中使用作为景观中栖息地数量函数的物种积累曲线来比较单个大斑块或几个小斑块之间物种丰富度的变化；Quinn和Harrison，1988）。Fahrig还只包括那些可以概括为具有简单积极或消极影响的栖息地破碎化的研究，而非线性影响（如驼峰形关系）和其他复杂影响（如群落组成的变化、规模依赖性影响）不包括在内。推断来自原始研究的作者报告的“显著”，而不是使用正式的荟萃分析，所有结论都是基于报告的反应而不是研究摘要（即，单个研究中的反应变量是独立抽样单位）。结果仅取自表格和数字；正文被忽略了。
Fahrig发现，该综述中使用的76%的显著碎片效应是积极的。在这种情况下，“积极影响”是指响应变量（如丰度、丰富度、移动成功率）随着栖息地破碎化指标（如斑块数量、平均斑块大小、边缘密度等）值的增加而增加的情况。Fahrig（2017，第18页）随后得出结论，认为栖息地破碎化通常会产生负面影响的普遍观点是“**思想”，以及其他几个以保护为重点的结论（表1），例如小斑块的保护价值不应低于大斑块内同等面积的保护价值。
3.这些结论有根据吗？
Fahrig（2017）的结果令人惊讶，但该综述的主要结论来自一小部分文献，并没有提供可靠的证据或足够的背景来将碎片化的负面影响视为“**”思想。我们重点讨论了造成这种情况的三个关键原因：1）搜索术语和审查标准导致了关键文献的遗漏；2） 计票方法的使用可能会对调查结果的相对权重产生偏见；以及3）在Fahrig的评论之前，没有证据表明文献中反复、广泛地驳斥了负面的栖息地破碎化效应。
首先，Fahrig（2017）使用的搜索术语和审查标准导致遗漏了大量关于栖息地破碎化效应的相关文献。唯一用于明确捕捉栖息地破碎化的搜索术语是“破碎化本身”，而不是一个更通用的术语，如“碎片化”或“碎片*”的通配符搜索。根据2018年4月18日的科学网搜索，使用Fahrig搜索短语的点击量为1926次，而使用“碎片”的同一搜索产生了141148次点击，“碎片*”产生了525066次点击。显然，并不是所有这些后点击都反映了对栖息地破碎化的调查，而是仅仅关注“破碎化本身”，这是Fahrig（2003）推广的一个短语，大大缩小了所考虑文章的范围，并可能导致对关于破碎化及其影响的文章进行有偏见的选择。因此，错过了一些严格的景观尺度实验，这些实验显示了碎片化的显著负面影响（例如，Gonzalez等人，1998年）。此外，Fahrig只考虑了景观规模的调查。这种调查对于解释栖息地破碎化效应的普遍性是有用的，但还不够，因为有许多严格的斑块规模调查与所解决的问题高度相关。例如，萨凡纳河走廊实验提供了一个大规模的、长期的、以斑块为重点的实验，其中斑块要么与走廊相连（不太分散），要么与走廊不相连（更分散），同时控制总体栖息地数量（Haddad et al.，2017）。根据对171个响应变量（来自41篇文章）的分析，使用与Fahrig（2017；注意，这种方法有局限性——见下文）中所述相同的计票方法，走廊的积极影响是负面影响的4.7倍，为栖息地破碎化的至少一个组成部分的负面影响提供了强有力的实验证据（Haddad等人，2015）。一项对走廊大规模观察性研究的荟萃分析发现了非常相似的影响（Gilbert Norton et al.，2010）。这些工作均未包含在审查中（见Fahrig的附录，2017）。纳入这一实验将使报告的负面反应数量几乎翻了一番（n = 91），可能导致不同的结论。
该标准还支持特定的研究设计，这些设计在检测栖息地破碎化影响的能力方面提供了相对较弱的推断。大多数调查（72%；381份回复中有273份）来自观察性研究，这些研究使用了统计技术，首先划分出与栖息地丧失相关的所有方差，然后将栖息地破碎化解释为模型中留下的剩余方差。然而，景观越分散，在观测研究中从先前连续的景观中采样的空间范围就越大（例如，参见Fahrig，2017中的图1、图2、图4和图5），因此，随着栖息地碎片化的增加，更多物种的趋势可能与采样区域的更大空间范围内在地混淆。由于Tobler的第*一地理定律（Tobler，1970），不断增加的空间范围对于比较来说是有问题的，该定律强调，近距离的环境条件比远距离的环境条件更相似，因此，无论栖息地的丧失和碎片化影响如何，不断扩大的范围无疑都会捕捉到更大的环境异质性。此外，这些统计技术被反复证明在区分栖息地破碎化效应和将大多数相互关联的方差隐含地归因于栖息地丧失的影响方面是有限的（Koper等人，2007；Ruffell等人，2016；Smith等人，2009年）。用于测试“独立”效应的统计方法中的这种偏差可能反映了作者的初始假设，而不是影响生物多样性的过程。
关于数据分析和解释标准的一个相关限制是使用SLOSS分析，在对斑块从小到大和从大到小进行排序时，对物种积累曲线进行比较。然后，这些曲线通常用“饱和指数”进行总结，该指数反映了对于给定数量的栖息地，物种数量是否随着栖息地细分而趋于增加（Quinn和Harrison，1988）。通过这种方法，Fahrig发现，当从小到大进行**时，所有60项调查都有更快的物种积累，这是一种相当显著的模式，表明碎片化的积极影响（表1）。然而，由于几个根本原因，这种做法受到了批评。首先，它没有提供一个“重要”的衡量标准（Mac Nally和Lake，1999），尽管Fahrig表示该审查只包括“重要”回应。其次，也是更重要的一点，这种通用方法已被证明在各种情况下会导致偏向于几个小储量（Ramsey，1989）。例如，Mac Nally和Lake（1999）使用了在几个小斑块与单个大斑块中更大物种积累的情况下物种发生的机制模型。它们说明了基于物种积累曲线的结论，如Fahrig使用的结论，如何倾向于得出碎片化的积极影响，即使模拟群落偏好较大斑块的机制模型比假设偏好较小斑块更符合经验数据。Mac Nally和Lake（1999）得出结论，“它[从小到大vs从大到小的**]是一种有严重缺陷的技术，对群岛和斑块系统中多样性生成的性质提供了虚假的暗示……SL[单一-大]-优势可能很常见，使用Quinn和Harrison的简单图形方法无法轻易检测到”。
其次，众所周知，计票方法在跨研究进行推断方面存在局限性，因为存在偏见，统计能力低，并且无法提供相关信息来适当总结一组研究的结果（Gurevitch等人，2018；Koricheva等人，2013年）。Fahrig的结果是基于“统计显著”反应的简单计数，而不是承认效应大小和样本量的估计效应大小，因此忽略了研究设计中的变化。因此，一项包括少数景观但许多测量响应变量的研究在综述中比一项包括许多景观但关注少数响应变量的更稳健抽样设计的研究更有分量。例如，Fahrig（2017）中强调的两篇文章包括Radford和Bennett（2007），他们使用24个景观报告了19个显著响应，以及Smith等人（2011），他们报告了2951个景观的3个显著响应。在这种情况下，Radford和Bennett（2007）有可能在结论中提供6倍以上的权重，尽管其样本量小于Smith等人的1%。（2011）。
第三，即使搜索术语和纳入标准是有效的，对栖息地破碎化的积极和消极反应的混合发现也不满足“**”概念的标准——随着时间的推移，这个概念已经被反复驳斥，但仍然存在（Quiggen，2010）。Fahrig（2017）得出的正碎片效应比负碎片效应更常见的结论代表了一种新的说法；此前没有重复的综合研究表明类似的主张足以表明这是一个“**”的想法。甚至Fahrig的汇编也表明，24%的回复是负面的，这表明基于审查标准的负面影响并不罕见。重要的是，Fahrig没有提供任何明确的数据或证据来支持其他几个相关的“**”想法（表1），例如边缘效应或连通性，这些断言与几十年来关于这些主题的经验证据形成了鲜明对比（Haddad et al.，2015；Ries et al.，2004）。例如，Fahrig认为边缘效应通常是负面的想法是错误的，但没有提供任何数据来支持这一论点，而Pfeifer等人（2017）从全球收集的数据中清楚地表明，边缘效应是高度可变的，*受保护的物种往往会受到栖息地边缘的负面影响。
*后，我们强调，在短时间的研究中，可能会错过对碎片化的关键反应，例如Fahrig（2017）中综述的许多研究。与栖息地数量不同，栖息地的丧失和破碎化明确地反映了栖息地随着时间的推移而丧失和破碎的时间过程。然而，研究人员经常利用空间代替时间，专注于栖息地的模式来推断丧失和碎片化如何影响生物多样性。环境变化的时间影响可能因各种原因而产生，例如影响的时间滞后和灭绝
*后，我们强调，在短时间的研究中，可能会错过对碎片化的关键反应，例如Fahrig（2017）中综述的许多研究。与栖息地数量不同，栖息地的丧失和破碎化明确地反映了栖息地随着时间的推移而丧失和破碎的时间过程。然而，研究人员经常利用空间代替时间，专注于栖息地的模式来推断丧失和碎片化如何影响生物多样性。环境变化的时间影响可能因多种原因而产生，如影响的时间滞后和灭绝债务（Hylander和Ehrlen，2013；杰克逊和萨克斯，2010年）。例如，栖息地边缘的形成所产生的许多影响需要时间才能显现出来，例如边缘附近经常发生的树木**导致的植被结构变化（Laurance等人，2006年）。长期实验和观测研究表明，随着时间的推移，碎片化对生物多样性的延迟影响（例如，Haddad等人，2015）。因此，正如Fahrig（2017）所强调的，当前的栖息地数量和配置可能不是栖息地丧失和破碎化持续影响的良好预测指标。碎片化的时间效应具有强大的理论和经验基础，应在可能的情况下进行评估（Haila，2002）。
4.观点冲突的根源
Fahrig（2017）提出了大多数其他研究人员错误地认为栖息地破碎化具有负面影响的几个原因。Fahrig提出的一点（第2页，第18页）是，与栖息地破碎化相关的早期概念工作混淆了栖息地斑块与栖息地数量（例如，den Boer，1968；麦克阿瑟和威尔逊，1967年）。集合种群和元群落理论几十年来的进步清楚地表明，栖息地破碎化的影响会增加灭绝率和降低定植率，导致种群持续存在的可能性降低和多样性降低（例如，Adler和Nuernberger，1994；Hill和Caswell，1999；Thompson等人，2017；Tilman和Lehman，1997）。在某些情况下，据预测，群落层面栖息地破碎化的积极影响源于物种不同资源需求驱动的β多样性的增加，以及更为分散的栖息地通常包含更大的空间范围和先前连续景观的环境异质性这一事实（Chisholm et al.，2018；Lasky和Keitt，2013；Rosch et al.，2015）然而，即使在这种情况下，模型预测，当栖息地数量达到较低水平时，这种积极影响预计也会逆转（Rybicki和Hanski，2013）。这一庞大的理论体系大多强调，栖息地破碎化通常被预测会对生物多样性产生负面影响，而不仅仅是栖息地数量的下降。
Fahrig强调的第二点是，对于景观尺度的推断，存在不适当的斑块尺度模式外推。Fahrig认为，碎片效应必需在景观尺度上进行测试。忽视斑块规模效应的理由似乎有三个方面。首先，Fahrig（Fahrig，2003，Fahreg，2017）认为栖息地破碎化是一种景观尺度的现象，因此斑块尺度的研究并不相关。虽然栖息地破碎化通常（但并不总是）发生在景观尺度上，但生物多样性反应的机制实际上可能发生在斑块尺度的变化中，如边缘效应、生物行为的变化或当地物种的相互作用（Banks-Leite et al.，2010；Fletcher Jr.，2006；Hadley等人，2014）。因此，斑块规模的研究可以为栖息地破碎化影响生物多样性的机制提供重要的见解。其次，斑块隔离指标通常与周围景观中的栖息地数量相关，因此Fahrig认为，栖息地数量的解释是首要的，因此隔离效应实际上是栖息地数量效应。第三，斑块大小效应被认为是栖息地数量效应，因为“较小的斑块比较大的斑块有更少的栖息地”（第3页）。这些论点意味着任何空间尺度都可以用来定义“景观”，从而使栖息地数量在“景观”中的首要地位可以被援引，而不是斑块规模效应。这两种推理都有问题，无法将栖息地丧失或空间配置的影响归结为其根本机制原因（Didham et al.，2012），并忽略了斑块指标不仅与栖息地数量相关，而且与栖息地空间配置的各个方面高度交叉相关的事实（Cushman et al.，2008）。
可以说，由于Fahrig，2013，Fahrig（2017）认为“栖息地数量”是生物多样性变化的主要预测因素，对土地清理和栖息地破碎化的影响很少见，因此应该可以推断，潜在的机制与景观中的栖息地可用性直接相关，而与生物的潜在扩散限制无关，或者它们到达后在当地生存的能力。为了解释栖息地数量效应，Fahrig（2013）完全专注于中性的“样本面积效应”论点（Haddad et al.，2017）。然而，从其核心来看，隔离效应通过破坏成功的扩散与栖息地破碎化有关。栖息地配置和基质的空间特征已被反复证明对迁徙、扩散和基因流动至关重要（例如，Cushman等人，2012；Fletcher Jr.等人，2014；Gonzalez等人，1998；Ricketts，2001），因此对迁徙的实证研究在机制上并不支持隔离效应仅是栖息地数量效应的观点。即使栖息地数量可以在没有明确纳入碎片化措施的情况下从统计上解释反应，但如果其影响的真正潜在机制途径的关键部分是通过增强连通性和扩散，那么这些结论也是误导性的。此外，简单地将斑块大小效应减少为栖息地数量效应与几十年来对边缘和斑块大小效应的研究不一致，其中有无可争议的证据表明，斑块内的栖息地适宜性可能因配置变量（如与边缘的距离）而在空间上发生变化。边缘效应可以是积极的，也可以是消极的（Pfeifer等人，2017），并且可以驱动突发的补丁级别的结果（Banks-Leite等人，2010；Ewers等人，2007），特别是在多个边缘以越来越小的碎片相互作用的情况下（Fletcher Jr.，2005）。通过物种相互作用网络的随机变化轨迹，也可能出现复杂而不可预测的生态结果，这些结果以孤立的小片段形式出现，很难理解“景观中的栖息地数量”如何与这些影响机制**起来。在缺乏Fahrig（2017）提出的替代机制的情况下，我们认为，机制理解需要承认栖息地的数量和配置在从局部到斑块再到景观的空间尺度上运行（Didham等人，2012；Pardini等人，2010年）。
5.对现实世界中的管理和保护的影响
我们认为，大多数关于栖息地破碎化的科学的总体目标是从机制上更深入地了解为什么会出现栖息地配置效应，它们如何调节栖息地丧失和生物多样性下降之间的关系，以及如何减轻栖息地丧失和相关土地利用变化的影响（例如，通过保护走廊）。忽视或削弱空间配置效应作为机械理解的核心部分的重要性，会给景观管理和保护带来重大风险。在这里，我们简要概述了Fahrig（2017）关于栖息地破碎化影响的结论不应用于指导管理的六个原因。
首先，Fahrig认为，保护生物学家错误地强调栖息地破碎化而非栖息地丧失是生物多样性下降的*重要原因，而事实上只有栖息地丧失才会产生实质性影响。然而，这一结论的出现只是因为隐含的假设，即多个预测因子可以被视为守恒的“独立”，事实上，在保护决策者负责做出现实世界选择的现实世界景观中，栖息地数量和配置随时间的变化几乎总是共线的（Didham et al.，2012；维拉德和梅茨格，2014）。
其次，Fahrig强调，更分散的栖息地在比例上具有更大的优势，而栖息地分散的这些主要积极影响的结论往往归因于边缘效应。边缘确实会对物种产生积极或消极的影响（Pfeifer等人，2017；里斯等人，2004年）；然而，积极的边缘效应通常对保护和管理有几个实际的（通常是负面的）后果。与边缘相关的物种通常是多面手或入侵物种（Banks-Leite等人，2010；Pfeifer等人，2017）。碎片化景观的边缘增加也会增加一系列负面压力的风险，如牲畜入侵、野火、伐木和人类与野生动物的冲突（例如，Echeverria等人，2007年；Goswami等人，2014年），这也会促进栖息地的进一步丧失（Laurance等人，2009年）。
第三，大约四分之一（24.4%）的Fahrig研究结果集中在物种丰富度上，很少考虑物种身份。物种丰富度有助于总结生态模式，但可以掩盖与保护高度相关的成分变化。例如，Fahrig（2017）纳入了Blake和Karr（1984）的研究结果，认为这是对碎片化的积极反应，与单个大碎片相比，在几个小碎片中发现了更多的鸟类。然而，Blake和Karr（1984）强调，两类主要保护物种（长途迁徙物种和森林内部物种）的丰富度随着破碎化而降低，这两种负面反应没有包括在Fahrig的总结中（另见Alstad等人，2016；Banks-Leite等人，2012年）。
第四，Fahrig认为，审查结论可能有助于应用景观管理中的土地共享与保留辩论（Fischer et al.，2014），通过支持在单个大片森林（假设反映土地保留）上保护由几个小片段（假设反映地方共享）组成的分散网络。这一结论是没有根据的，因为土地共享/节约辩论强调生产产量和社会生态相互作用是现实世界中这些问题的组成部分（Fischer et al.，2014），单独考虑栖息地丧失和碎片化影响时，这两者都不包括在内。
第五，审查的重点仅限于栖息地与非栖息地的二分法，假设功能相关的栖息地得到了适当的量化，并且在所考虑的应对措施中，整个景观的质量相对相似。对于许多物种来说，非栖息地矩阵也可能提供资源，而一般的栖息地划分可能会掩盖栖息地碎片化效应的变化（Betts等人，2014）。因此，景观可以被归类为更分散的景观，尽管从物种的角度来看，它们实际上可能不那么分散。例如，许多积极的边缘反应可以用假定的“非栖息地”来解释，即实际上为物种提供资源（Ries等人，2004）。因此，栖息地破碎化的积极影响预计会对不专门从事特定栖息地类型物种的物种产生，而这些物种通常不受保护。
第六，也许对决策者来说也是*重要的一点，Fahrig（2017）倾向于错误地将统计结论和生态学结论混为一谈。在整个审查的大部分时间里，Fahrig关注的是积极或消极反应的统计方向。从保护的角度来看，这不应与定性意义上的“积极结果”混淆，其中一些积极影响，如栖息地破碎化的外来物种数量的增加，将被视为保护的“消极结果”。鉴于Fahrig确实简要承认了这一问题（第18页），令人担忧的是，审查得出的结论是（第19页），“没有理由将较低的保护价值分配给小斑块，而不是分配给大斑块内的同等区域，这意味着恰恰相反”。
Is habitat fragmentation good for biodiversity?
