文章信息

总结

保护以本地物种为主的森林片段以及植物学调查和分类学研究的投资，使新加坡这个热带城市国家得以重新发现在全国范围内灭绝的植物类群，并发现新的本地植物记录。本研究比较了 2009 年、2022 年的国家植物名录和国家红色数据手册（第三版即将出版），列举了过去 14 年中重新发现和新发现的本地维管植物分类群。我们研究了这些分类群是来自分类学专家对已有标本的重新测定，还是来自野外调查的新发现，以及它们是否来自特定地点和植被类型，是否被某些生命形式和科类过多地代表，以及是否主要受到威胁。2009 年之后，记录了 173 项重新发现和 155 项新记录，其中包括 22 项科学新记录和 5 项特有记录。大多数重新发现的物种都是在实地调查中新收集到的，但大多数新记录都是对原有标本的重新测定。以本地物种为主的森林片区是首次收集新记录或首次重新收集发现的最重要地点。在重新发现和新记录中，乔木和攀缘植物占有很大比例。与它们相比，附生植物的代表性明显不足。在推定的国家灭绝植物区系中占一定比例。大多数重新发现的物种和新记录在全国范围内属于极度濒危物种，但在地区和全球范围内则未被评估。研究结果表明，稀有本地植物物种的持续存在是有希望的，同时也为城市中的植物保护提供了机会。关键词：核对表, 特有性, 灭绝, 植物区系, 新加坡植物区系, 植物保护, 红色数据手册, 城市环境

引言

城市通常被视为 "生物沙漠"（Spotswoodet al.，2021）。它们给保护工作带来了挑战，并被视为新型生态系统（Hobbs et al., 2006），由装饰性绿地和城市基础设施中的小植被片段组成的景观基质和城市基础设施（Grimm et al., 2008）。根据土地使用历史和物种的生态特征，城市可能会带来大量的物种灭绝债务（即使物种的大部分自然栖息地已经丧失，它们也可能需要一段时间才能灭绝，而且可能以较低的数量和较低的适应性持续存在）（Planchuelo et al., 2020）。虽然由于栖息地的丧失和破碎化，城市中本地生物多样性的密度大大降低，但保留下来的自然栖息地碎片仍然可以成为本地动植物的重要避难所（Soanes & Lentini, 2019; Spotswood et al., 2021）。在人类改造过的地貌中，以本地物种为主的小型栖息地残留物的保护价值已得到证实，表明这些残留的栖息地可能比我们想象的更具恢复力，而且并非所有小型种群都会迅速灭绝（Riva& Fahrig,2022;Volenec & Dobson，2020;Wintle et al.，2019）。所有这些都为采取保护行动提供了机会，以减少城市中物种的损失，例如保护和恢复以本地物种为主的残存栖息地、重新连接栖息地碎片、建立城市绿地作为补充性新栖息地，以及制定物种恢复计划（Aronson et al.，2017；Soanes& Lentini，2019；Wang et al.，2022）。为了支持这项工作，迫切需要对于分类学研究的投资并加强实地生物多样性调查，否则就无法解决现存的物种有哪些以及如何最好地保护这些物种等基本问题（Pimm，2020；Wilson，2017）。有一些城市积极采取了此类行动。新加坡是一个城市国家，自 1819 年作为英国殖民地成立以来，经历了许多生态转变，随后又经历了农业扩张和城市化（Corlett，1992）。如今，热带低地原始森林和次生雨林仅占国土面积的 21.5%，红树林和沿海森林仅占国土面积的 0.91%（Yee et al.，2011）。这些森林大多以碎片形式存在于主要岛屿和近海岛屿上（Yee et al.，2011）。在武吉知马（Bukit Timah）和中央集水自然保护区（BTNR 和 CCNR）中以本地物种为主的森林最为广泛，在主岛上总面积达 2018 公顷。为了增加栖息地的可用性并抵消边缘效应，过去十年中建立了由废弃果园和种植园再生的次生林组成的缓冲公园（Er, 2018）。此外，还在道路两旁建立了由多层种植组成的自然走廊，以确保全岛森林遗迹之间的生态连通性（图 1），这也是将新加坡打造成 "自然之城 "愿景的一部分（Er, 2021）。与这一愿景相辅相成的是对新加坡和该地区植物多样性分类研究的投资，包括启动新加坡植物群项目（Middleton，2019）。此外，还委托对森林遗迹进行全面的植物学调查。因此，在过去十年的时间里，许多被认为在国内已经灭绝的植物物种被重新发现，同时新加坡也发现了新的植物记录，并对七种特有物种进行了新的描述（Er et al.，2022）。考虑到新加坡可能是世界上植物收集最密集的热带国家（Middleton et al., 2019），随着最近的重新发现，新加坡被认为灭绝的本地维管植物物种比例已从 31.1%（Tan et al.，2008）下调至 24.1%（Middleton et al., 出版中）。本文回顾了过去 14 年（2009 年 11 月至 2023 年 7 月）在新加坡森林片区进行的分类学研究和植物学调查中重新发现的被认为已在新加坡灭绝的本地（维管束）植物类群，以及发现的新本地记录，包括新的特有物种。我们对这些（重新）发现的植物区系进行研究，以深入了解以下问题：(1) 这些植物群主要来自分类学专家对先前存在的未识别或错误识别标本的重新确定，还是来自野外调查的新采集？(2) 这些标本是否是在某些年份根据整理的实地调查结果获得的？(3) 是否从某些地点和植被类型中记录了这些标本，从而指明了今后调查的目标？(4) 某些生命形式和植物科类在这些地方的分布是否过多？(5) 是否有一些因素可以特异性地预测重新发现？(6) 重新发现和新记录是否主要是稀有和濒危类群，如其国家、区域和全球保护状况所示？图 1 新加坡的自然保护区、自然公园网络（包括自然区、自然公园以及公园连接点和小径）和自然走廊。

方法

2.1 数据收集通过新加坡植物志项目（Middleton，2019）和第三版新加坡红色数据手册（Middleton et al., 出版中）中需要做的一些工作，Lindsay等人编制并出版了一份更新的全国核对表和书目，其中包括所有原生、归化和临时栽培的红叶植物和维管植物及其保护状况 (2022 年；见其中关于原生和非原生状态类别的定义）。该报告列举了新加坡 2388 个原生（包括 11 个特有）、476 个归化或偶然归化以及 101 个隐秘维管束植物分类群。在此之前，新加坡最后一份维管植物名录由 Chong 等人（2009）出版。出版了新加坡红色数据手册第二版（Davison et al.，2008）。自 Lindsay (2022）以来，又有更多的新发现和新记录被记录下来（Ng,Yong,& Lim, 2022 年；Niissalo et al.,2023 年；Thomas et al., 2023年），并纳入《新加坡红色数据手册》（第三版），以更新新加坡所有本地植物物种的保护状况（Middleton et al.，出版中）。我们将 Chong（2009 ）与 Lindsay（2022 ）以及《新加坡红色数据手册》（第三版；Middleton et al.，出版中）中所列维管束植物分类群的状况（包括具体等级）进行了比较。Chonget （2012）认为在Chonget （2009）中被 "错误地列为 "灭绝的分类群被排除在外，因为这是笔误，而不是真正的重新发现。新的原生记录是指 2009 年在新加坡未被发现的分类群，但所有证据都表明这些分类群本应出现在该国的原始植被中，现在新增的分类群要么来自新的野外采集（2009 年之后），要么来自最近对先前存在的未识别或错误识别标本的重新确定，包括对先前错误应用名称的更正。通过重新确定已有标本而产生的新本地记录可能包括已在全国或全球灭绝的类群。由于目前没有足够的证据排除这些类群为原生类群，因此也编制了隐生类群的新记录，但这些记录不包括在定量分析中（仅有 10 个分类群，见数据 S1）。对于每条再发现和新记录，我们将首次发表的年份视为（重新）发现的第一条记录（这是因为首次采集的年份可能难以使用或解释，特别是有些分类群在采集时没有被正确识别）。我们根据 Chong (2009），并辅以个人观察、根据 Middleton et al.(出版中）的国家保护状况，以及国际植物园保护协会（BGCI，2023）搜索数据库中的地区和全球保护状况。对于仅从新的野外采集物中（重新）发现的类群，我们根据 Yee（2016）的研究记录了首次（重新）采集的地点和植被类型。 2.2 统计分析我们使用皮尔逊卡方检验比较了植物和植被之间的相关性。表 1 预测新加坡已灭绝植物类群是否会被重新发现的可能因素及其假设机制。*考虑的植物群包括马来亚植物群、马来亚树木植物群、马来西亚半岛植物群、新加坡植物群以及沙巴和沙捞越树木植物群。木本/非木本（二元）植物，如乔木和灌木。灌木等木本植物可能更容易遇到、进入和观察，而且通常比草本植物更容易研究。因此，这些植物不太可能被忽视，也更有可能在全国范围内真正灭绝，从而减少了重新发现的机会。通过新的野外采集或通过对已有标本进行分类学重新确定而重新发现和新记录的比例。我们还比较了不同生命形式和植物科的再发现比例和新记录比例，与推定的全国灭绝植物区系和新加坡本地植物区系总数进行了比较。在样本量较小的情况下（即分析的或然率表中每单元小于 10 个分类群），我们使用了费雪精确检验法。我们测试了可能与重新发现的分类群有关的因素。将再发现作为二元响应变量，预测因子如表 1 所示，利用二项误差分布和 logit 链接函数拟合了广义线性模型（GLMs）。此外，还以相同的预测因子作为固定效应，以植物科作为分类随机效应，拟合了广义线性混合模型（GLMMs），以考虑物种在统计上的非独立性，物种是具有共同进化史的系统发育单元（Felsenstein，1985）。我们还测试了基于系统发育树控制的模型，但发现与简单地将科作为随机效应控制相比，拟合度的提高可以忽略不计。分析是在 R 统计编程环境（R Core Team, 2023）中使用函数"glm "和 "glmer "进行的。 建立了一个全局（完整）模型，并使用 "疏浚"函数来识别具有最简洁预测因子组合的模型。模型通过 Akaike Information小样本量标准校正（AICc）和最佳支持模型被认为是 ΔAICc <2的模型（Burnham et al.，2011）。

结果

3.1 新加坡植物的重新发现和发现情况过去 14 年（2009 年 11 月至 2023 年 7 月；图 2a 和数据 S1），新加坡共有 173 项重新发现和 155 项新的本地记录。重新发现包括 11 个亚种分类群，而新记录包括 10 个亚种分类群。大多数重新发现都是通过野外调查新采集的标本（90.8%），而不是由分类学专家对以前存在的未识别或错误识别的标本进行再确定；另一方面，更多的新记录来自对已有标本的重新鉴定（56.8%），而不是新的野外采集(图2a；X2=85.3，df =1，p <.001）。表 1 预测新加坡已灭绝植物类群是否会被重新发现的可能因素及其假设机制。*考虑的植物群包括马来亚植物群、马来亚树木植物群、马来西亚半岛植物群、新加坡植物群以及沙巴和沙捞越树木植物群。

在新的本地记录中，有 22 个分类群在新加坡被发现时还是科学界的新物种（以原型发表的日期为准；数据 S1 和图 3）。其中 16 个分类群是通过对已有标本的重新鉴定而确定的，这凸显了分类学专业知识在识别和描述新分类群方面的关键作用。在这 22 个分类群中，有 14 个分类群是从新加坡采集的模式材料中首次描述的。根据目前的知识，5 个新的本地记录是新加坡特有的，其中一个（Neonauclea kranjiensis）已经在全球灭绝。从重新发现和新记录的分类群的分布范围来看，并没有明显的生物地理模式，这些分类群的分布范围从新加坡或新加坡和马来西亚半岛，延伸到苏门答腊岛和婆罗洲等周边地区，贯穿整个马来西亚半岛、东南亚，以及从非洲或印度和华南到澳大利亚和太平洋地区（见数据 S1）。图 2 过去 14 年中新加坡植物的重新发现和新本地记录的统计摘要。(a) 2009 年 11 月至 2023 年 7 月期间新加坡植物的重新发现和新记录，这些记录来自新的野外采集、分类工作以及对原有标本的重新测定。(b) 自 1880 年以来新加坡记录的植物物种累计数量。黑线基于 Kristensen.的数据（2020；见图 2a）。而红线显示的是 2009 年之后新记录的分类群，以本研究中汇编的首次发表年份为基础。(c) 2009 年之后每年发表的重新发现和新记录的数量。(d) 野外调查新记录分类群的首次（重新）发现地点。BTNR，武吉知马自然保护区；CCNR，中央集水自然保护区（不包括 NSSF）；LNR，拉布拉多自然保护区；NSSF，尼顺沼泽森林；SBG 雨林，新加坡植物园雨林片区；SBWR，双溪布洛湿地保护区。Kristensen的一项研究（2020）预测，新加坡发现的本地植物物种数量尚未达到平衡。事实上，当我们绘制本研究中汇编的 2009 年至 2023 年 7 月期间新增分类群的累计数量时，我们发现该数量仍在稳步增长（图 2b）。平均每年重新发现约 12 个物种。根据首次公布的年份来考察重新发现和新记录的数量，2012年、2018年和2022年出现了高峰（图2c）。2012 年的再发现高峰主要是由于 Chong（2012）发表了基于 2009 年至 2012 年采集的标本的再发现。2018 年出现了再发现和新记录的高峰，其中约一半可归因于综合野外调查整理结果的发表（如 Chong et al.，2018；Hoet al.，2018；Khoo et al.，2018；Lim et al.，2018），另一半可归因于《新加坡植物志》的先行出版物、主要是对已有标本的重新测定（例如，Seah& Wong,2018;Turner, 2018; Wong & Mahyuni, 2018）。2022 年的重新发现高峰期主要是 Lindsay（2022）发表的文章，这些文章是基于更近期标本的重新发现，如为BTNR本地维管植物基因组测序项目（Niissalo & Choo，2021）收集的标本，以及分类学专家为新加坡植物群项目重新确定标本的重新发现。确定重新发现和新记录的首次采集地点可以建议进一步调查的地点（图 2d）。同样的地点对再发现和新记录都很重要：采集数量最多的是 BTNR 的低地原始雨林片段（44 次再发现，22 条新记录），其次是新加坡仅存的大片淡水沼泽森林 Nee Soon Swamp Forest（NSSF；43 次再发现，17 条新记录），以及由原始和原生混合组成的 CCNR 的其余部分（不包括 NSSF）。以物种为主的次生林（41 项重新发现，13 项新记录）。其他地点包括由海岸和红树林片段组成的近海岛屿和以本地物种为主的次生林，以及包括自然公园和走廊在内的其他次生林片段。图 3 新加坡新发现的一些植物类群，以及发现时科学界新发现的一些植物类群。(a)Canthiumerarobusta，(b)Utanianervosa，(c)Hanguananeglecta，(d)Hanguanarubinea，(e)Nerviliasingaporensis，(f) Ventilagoferruginea, (g) Gynochthodes praetermissa,(h) Zingiber singapurense. Photo credits: a–b, e–h:X.Y. Ng; c–d: R. Lim.在重新发现的记录中，乔木和攀缘植物几乎同样是代表性最强的生命形式，其次是地下草本植物和附生植物；而在新记录中，乔木的代表性最强，其次是攀缘植物、地下草本植物和灌木（图 4）。重新发现和新记录的比例代表每种生命形式所代表的生物数量都有明显差异（X2 = 10.5, df = 4, p < .05），附生植物在重新发现的物种中所占比例明显更高（采用Bonferroni 回归法进行配对事后检验，p < .05），而乔木（包括棕榈）、地面草本（包括海草）和灌木（包括竹子）在新发现的物种中所占比例更高，但并不显著。每种生命形式的再发现比例与推定的全国灭绝植物区系相比有明显差异（X2 =61.0,df = 4, p < .001；图 4）。图 4 按生命形式划分的再发现和新记录比例与推定的全国灭绝植物区系和新加坡本地植物区系总数的比较（经 Bonferroni 校正的事后检验，p < .001），附生植物的比例明显偏低（p < .001）。每种生命形式所代表的新记录比例与本地植物区系总数有显著差异（X2 =12.7, df=4,p< .05；图 4），其中新纪录中登山者的比例明显更高(经 Bonferroni 校正的成对事后检验，P < .05）。在重新发现的植物中，代表性最高的两个科（图 5）分别是兰科（26 个类群，其中 24 个类群来自新的野外采集）和茜草科（13 个类群，其中 10 个类群来自新的野外采集）。与推定的全国灭绝植物区系相比，兰科植物在再发现中的再发现率明显偏低（X2 =9.30，df=1，p<.01）。在新记录中，代表性最强的科属（图 5）是茜草科（18 个类群，均来自重新测定的已有标本）、兰科（8 个类群，其中 5 个来自新的野外采集）、大戟科（8 个类群，其中 7 个来自重新测定的已有标本）和葵科（8 个类群，其中 6 个来自新的野外采集）。茜草科（X2=6.86,df=1, p<.01）和大戟科（费雪精确检验，p < .05）在新记录中的比例明显高于本地植物区系总数。

图 4 按生命形式划分的重新发现和新记录比例与推定的全国灭绝物种和新加坡本地植物区系总数的比较。

3.2重新发现植物分类群的预测因素在为预测重新发现的植物分类群而测试的模型中，以科为随机效应的 GLMM 比不以科为随机效应的 GLMM 得到更好的支持（AICc值较低）。只有一个模型的支持率最高，而且只有木本和攀援/（半）附生习性之间的交互项有显著影响，这表明重新发现的分类群更有可能是木本的，攀援/（半）附生的可能性略高，但同时是木本和攀援/（半）附生的可能性明显更高（图 6）。然而，该模型的解释力较低，边际方差（R2m=.035）和条件方差（R2c =.097）较低。3.3 重新发现和新记录的保护状况大多数重新发现和新记录的分类群（分别为 94.2% 和 62.6%）被评估为国家极危物种（图 7；Middleton et al.，出版中）。然而，考虑到它们的地区和全球保护状况，这些分类群中的大多数都没有被评估，因为它们在其分布范围内的知名度可能还不够高（数据 S1）。

图 5 在代表性最高的科中，重新发现和新记录的比例与推定的全国灭绝和新加坡本地植物区系总数的比例。

讨论

尽管新加坡的环境高度城市化，植物区系的历史记载也很丰富，但植物的发现显然还没有平息、在 14 年中，有 173 项重新发现和 155 项新的原生记录。Hum-phreys（2019）汇编了三十年来对推定全球灭绝物种的重新发现情况，估计重新发现率为每年16个物种。在此，我们报告了推定全国灭绝类群的平均重新发现率为每年 12 个物种。我们的研究结果凸显了全面植物调查和分类研究对于植物（重新）发现的极端重要性，欧洲（如 Abeli et al.，2021）和全球（Vorontsova et al.，2021）的类似研究也指出了这一点。4.1 按生命形式和科属划分的植物重更新发现与发现树木和攀援植物在重新发现和新记录中的代表性如此之高，是一个令人惊讶的发现，尤其是因为树木通常被认为研究得更好，更不容易被忽视（例如，Humphreys et al.，2019）。造成这种情况的一个可能原因是，由于先前存在的标本材料缺乏良好的诊断特征，以前对其中一些分类群的识别出现了错误（Goodwin et al.，2015）。在东南亚的季节性低地雨林中，许多植物的繁殖周期超过一年，许多大树和树冠攀援物种的繁殖材料往往不易获得。再加上它们的高度，如果没有分类学专家的关注，就很难收集到有代表性的标本并进行正确的鉴定。在进行详细研究之前，近缘物种往往会被忽视（Bacon et al.，2022）。例如，大戟科（Euphorbiaceae）中关系密切的树种最近才通过艰苦的分类学研究被确认为两个新记录（Blumeodendron）和一个新记录（Endosper-mum）（van Welzen et al.，2020）。有些树种可能极为罕见，因此未被发现，例如 Margaritaria indica，2014 年首次在新加坡发现，已知在其分布区内数量极少（Low et al.，2014）；Neonauclea kranjiensis，2018 年首次描述，来自 1894 年在新加坡采集的单一标本，现已灭绝，在世界其他任何地方均未发现（Seah & Wong，2018）。在新加坡的草本植物中也发现了一些隐蔽物种。在 Hanguana属中，有 7 个物种已从以前称为“Hanguana malayana "的物种群中区分出 7个物种，其中 5 个物种是新加坡的新原生记录，2 个物种是特有物种（Leong-Sˇkornicˇková & Boyce, 2015；Niissalo& Leong-Sˇkornicˇková，2017）。分子和形态学证据被用于支持描述陆生兰花的一个新物种—Nervilia singaporensis（Niissalo et al.，2020），该物种长期以来一直被误用名称。尽管如此，我们还是发现，与草本植物（如地面草本植物和附生植物）在本地植物区系总数和推定的全国灭绝植物区系中所占比例相比，草本植物（如地面草本植物和附生植物）在重新发现的物种和新记录中所占比例较低。特别是兰科尽管是重新发现类群最多的科，但与它在推定全国灭绝类群中所占的大比例相比，在重新发现类群中所占比例仍然明显偏低。进一步的野外调查和分类工作可能会使这些植物群有更多的重新发现，不过，就兰科植物而言，由于过去栖息地的丧失和过度采伐，许多兰花也有可能在全国范围内真正灭绝（Turner et al.，1994）。

图 6 木本和攀援/（半）附生习性及其交互作用对重新发现概率的预测影响。垂直线为置信区间。

图 7 过去 14 年中新加坡重新发现和新记录的国家保护状况（根据 Middleton，出版中）。

4.2 重新发现植物分类群的预测因素结果表明，既是木本植物又是攀援/（半）附生植物的植物被重新发现的几率略高于缺乏其中任何一种特征的植物。我们的假设是，木本攀援植物或（半）附生植物通常难以接近，也不常繁殖，但这些因素显然可能提高而不是降低了重新发现的几率，因为这些植物可能被忽视了，而且/或者最近有更多的专家关注它们。 例如，Jasminanthes maingayi 是一种罕见的木本攀援植物，120 年后被重新发现，当时一棵树的倒塌使一株植物从林冠上掉了下来，从而使开花材料得以采集和鉴定（Yeoh et al.，2013 ）。同样，木本藤本植物 Uncaria 属的两个物种也是在 130 多年后重新被发现的，当时它们开了花，而且我们做了大量工作从离地面 10 米以上的地方采集材料（Ng, Lua et al.，2022 ）。尽管如此，我们测试的统计模型在预测重新发现的分类群方面的解释力非常低。这表明，生命形式的差异只能解释重新发现灭绝物种概率的一小部分，重新发现是由我们没有测试的其他因素驱动的，或者可能只是很大程度上归因于偶然性（例如，上文所述的Jasminanthes maingayi的发现）。此外，植物科在国家或地区植物志中被收录的数量也没有显著影响，但这可能是因为重新发现的分类群中有近一半来自尚未在任何国家或地区植物志中被收录的科。4.3 从植物（重新）发现到保护我们的研究结果表明，即使是在一个已经进行过密集采集和勘探的小城邦，继续开展野外调查对于发现热带植物也非常重要。我们的研究结果还强调了城市基质中残余森林片段的价值。受保护的原始森林地点被证明尤为重要，对 BTNR 和 NSSF 进行的有针对性的全面调查的整理结果导致了重新发现和新记录的激增。在年轻的再生次生林和缓冲公园中的少量（重新）发现表明，即使是这种高度混乱的片段也能支持一些稀有的本地物种（例如，Neo et al.，2014）。在发现新的原生记录方面，重新确定已有标本的分类工作甚至比新的野外采集工作更为重要。在 22 个新记录中，有 16 个也是科学界的新记录，它们是通过已有的标本而不是新的野外采集物描述出来的。这些发现加强了 Bebber（2010）的研究结果。该研究表明，在 1970 年至 2010 年间描述的 3219 个物种数据集中，绝大多数 84% 的新物种都是基于已有标本而非新的野外采集。植物科在重新发现和新记录中的代表性进一步表明了分类工作与植物发现之间的积极关系。在重新发现和新记录中最具代表性的科中，茜草科已在出版的《新加坡植物志》（Wong et al., 2019）,这凸显了投资于分类学研究和保持当地植物区系专业知识的重要性，因为拥有大量在职专家就是“植物学家效应"（Moerman &Estabrook,2006）。建立和保持当地的专业知识也很重要（Ahrends et al.，2011），据预测，未来的物种发现和描述更有可能来自居民而非非居民分类学家（Liu et al.，2023）。由于大多数（重新）发现的植物分类群被评估为国家极度濒危物种（Middleton et al.，出版中），显然需要采取保护行动。此外，这些分类群中的大多数都缺乏地区和全球保护评估，这表明人们对它们在新加坡以外地区所受威胁程度的了解还存在差距。新加坡特有类群尤其需要开展物种恢复工作，因为其中大多数类群只有极少数个体为人所知，可能会造成物种灭绝（Niissalo et al.，2017；Tilman et al.，1994）。例如，目前已知的地方性生姜Zingiber singapurense种群已被发现具有高度孑遗性，容易近亲繁殖，不太可能长期存在（Niissaloet al.，2018）。出于这些原因，新加坡国家公园管理局启动了一项国家物种恢复计划，工作人员根据该计划对特有和受国家威胁的分类群进行监测，以更好地了解其种群数量和动态，并积极收集繁殖材料，以培育这些分类群，用于异地保护、研究和将来重新引入自然栖息地（Lim et al.，2019）。在某些情况下，城市可能是我们保护植物物种的最后机会（Soanes &Lentini, 2019）。新加坡的案例研究表明，在保留原始森林片段用于物种保护、维护其他绿地的生态连通性以及持续投资于全面植物调查和分类研究的城市中，植物的再发现和新发现仍然是可能的。将调查和研究（由训练有素的专业人员和公民科学家进行）与保护工作和物种恢复计划结合起来，可以支持稀有本地植物物种的持续存在，并为城市保护提供机会。

期刊：Plants People Planet

文章标题：

A botanical oasis rather than a biological desert: Rediscoveries, new species and new records in a tropical city

作者信息：

Louise Neo, Kwek Yan Chong,Stuart Lindsay,David J. Middleton,Puay Yok Tan,Kenneth Boon Hwee Er

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文内图片及封面图片来源原文

海南热带滨海城市是城市生物多样性研究的理想场所

1，热带城市是绿洲不是荒漠。在城市范围内开展生物多样性调查是一项有趣的工作，它不仅需要在实验室进行标本的分类和分析，还需要进行野外调查，实时补充新发现的植物样本和新的记录。这是一份强调团队协作的工作，需要与不同背景的同学和专家合作，共同完成调查任务。同时还需要极大的耐心和细致，在野外寻找和识别物种这需要我们时刻保持专注和精确。

2，城市生物多样性调查让我们对自然界有更深刻的认识。我们近距离地见证了生物多样性的丰富和脆弱，这让我们更加珍惜我们共有的地球，并激发了对环境保护的热情。现有的标本和数据记录只是纸张上的数字，自然界的植物物种是鲜活的，它直面地告诉我们它们的存在、生活方式与栖息地情况，是否处于濒危状态？是否需要我们保护？所以野外调查能让我们更加清晰地认识城市植物多样性。

3，海南热带滨海城市是城市生物多样性研究的理想场所。近几年国家大力推进海南自贸港建设，带动了海南经济发展和旅游业，大量的城市扩张影响了城市绿地变化，因此在海南开展城市生态多样性调查尤为重要。海南属于热带季风气候、地形多样、是中国生物多样性最丰富的地区之一，其中拥有许多特有和濒危物种。在海南开展城市生物多样性研究需要对18个市县进行调查，明确18个市县中的本土、特有、外来和濒危物种，建立植物名录，明确18个市县植物多样性的分布格局和驱动因素，进而推动对海南生物多样性的保护工作。