基于物種分布的森林生態(tài)系統(tǒng)類型自然保護區(qū)功能區(qū)劃評價
——以河南連康山國家級自然保護區(qū)為例

華俊欽,石江艷,李建強,楊 海,徐基良,*

1 北京林業(yè)大學生態(tài)與自然保護學院, 北京 100083 2 河南連康山國家級自然保護區(qū)管理局, 信陽 465550

如何維持和提高生物多樣性一直是全球關注的話題[1],其中建立自然保護區(qū)是保護生物多樣性最有效的方式之一[2-3]。自然保護區(qū)作為一個地區(qū)的物種資源儲備基地[4],可以保護不同棲息地類型中的物種、群落和生態(tài)系統(tǒng),還維持著所在區(qū)域的物質(zhì)循環(huán)和能量流動過程[5]。自然保護區(qū)功能區(qū)劃是緩沖威脅并減緩保護與發(fā)展矛盾的有效手段[4],是保護區(qū)科學管理的重要環(huán)節(jié)[5]。研究表明,科學的自然保護區(qū)功能區(qū)劃能更好地發(fā)揮自然保護區(qū)保護生物多樣性的功能[1]。

我國自然保護區(qū)功能區(qū)劃主要采用國際“人與生物圈”計劃的“三區(qū)”分模式,即核心區(qū)、緩沖區(qū)和實驗區(qū)[6]。然而,早期建立的自然保護區(qū),受其自然資源本底數(shù)據(jù)不足及技術條件落后的限制,其功能區(qū)劃常存在較大的主觀隨意性。同時,保護區(qū)及周邊社區(qū)經(jīng)濟發(fā)展、土地利用類型改變[7-8],可能導致物種遷移[1],使得保護區(qū)內(nèi)社區(qū)發(fā)展與野生動物保護之間的矛盾日益凸顯[9],嚴重影響了自然保護區(qū)在保護區(qū)域生物多樣性中的作用。因此,自然保護區(qū)功能區(qū)應該根據(jù)特定的保護對象分布狀況及生存需求,并結(jié)合人為干擾和各自然環(huán)境的分布現(xiàn)狀來劃分。

野生動、植物類型自然保護區(qū)保護對象明確,功能區(qū)劃相對簡單,森林生態(tài)系統(tǒng)類型保護區(qū)的保護對象除典型的森林生態(tài)系統(tǒng)外,國家重點保護的野生動、植物種及其棲息地也可能是森林生態(tài)系統(tǒng)類型保護區(qū)的重點保護對象[10],因此這一類型自然保護區(qū)進行功能區(qū)劃分時應兼顧各種保護對象的需求。然而,由于保護目標較多,森林生態(tài)系統(tǒng)類型保護區(qū)功能區(qū)劃可能存在諸多問題[11]。為探索森林生態(tài)系統(tǒng)類型自然保護區(qū)功能區(qū)劃中可能存在的問題的解決方法,本文在河南連康山國家級自然保護區(qū)開展研究。該保護區(qū)是森林生態(tài)系統(tǒng)類型的自然保護區(qū)[10],主要保護對象為北亞熱帶森林生態(tài)系統(tǒng)及白冠長尾雉等珍稀野生動物,而后者剛被列入CITES附錄II[12]。長期監(jiān)測表明該保護區(qū)內(nèi)白冠長尾雉種群數(shù)量在下降,而周春發(fā)等人[13]指出這可能是由于不合理的功能區(qū)劃降低了保護區(qū)對白冠長尾雉種群及其棲息地的保護效果。

目前,廣義線性混合模型(Generalized linear mixed model)[14]、隨機森林模型(Random forest model)[15]和最大熵模型(MaxEnt model)[16]等物種分布模型是分析物種適宜棲息地分布常用的方法。其中,MaxEnt模型僅需要“出現(xiàn)點”數(shù)據(jù),避免了“不存在點”數(shù)據(jù)獲取的誤差而導致模型預測結(jié)果的偏差[17],如今其越來越多地應用于物種適宜棲息地評估與預測[18- 19]。因此,本研究使用MaxEnt模型分析這些物種的適宜棲息地,旨在基于河南連康山國家級自然保護區(qū)內(nèi)白冠長尾雉及存在種間相互作用物種的分布現(xiàn)狀和人為干擾現(xiàn)狀,對該保護區(qū)保護白冠長尾雉的有效性進行評價,提出該自然保護區(qū)功能區(qū)劃優(yōu)化方案,為其它保護地提高對保護目標的保護有效性提供方法。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域

河南連康山國家級自然保護區(qū)(114°15′—114°55′ N; 31°31′—31°40′ E)位于河南省南部新縣境內(nèi)(圖1),地處大別山北麓鄂豫兩省交界處,總面積105.80 km2。區(qū)內(nèi)地勢總特征為南高北低,由南向北從中低山系漸變?yōu)榈蜕角鹆陞^(qū),相對高差100—700 m,主峰海拔805 m。保護區(qū)屬北亞熱帶向暖溫帶過渡的季風濕潤區(qū),年平均氣溫15.1℃,極端最低氣溫-17.3℃,極端最高氣溫42.5℃。年平降水量1248 mm,多集中在夏季;年平均無霜期243.7d[20]。

1.2 試驗方案

根據(jù)2001—2002年、2011—2012年樣線調(diào)查[13]及前期預調(diào)查結(jié)果,結(jié)合白冠長尾雉活動規(guī)律[21],2016年12月—2018年12月在連康山國家級自然保護區(qū)內(nèi)布設紅外相機30臺,相鄰紅外相機間距不小于400 m[13],拍攝模式為24 h連續(xù)拍攝,每次觸發(fā)后拍攝3張照片和10 s的視頻,觸發(fā)間隔30 s。每3個月對所有紅外相機進行統(tǒng)一的電池和內(nèi)存卡更換。2017年3月—5月,在該自然保護區(qū)內(nèi)運用樣線法補充調(diào)查(圖1)。分析全部的紅外相機和樣線調(diào)查數(shù)據(jù),獲取各種動物的分布點。

為全面評估保護區(qū)對白冠長尾雉的保護有效性,本研究分析白冠長尾雉及其潛在捕食者貉(Nyctereutesprocyonoides)和豬獾(Arctonyxcollaris)、競爭物種勺雞(Pucrasiamacrolopha)以及互利物種小麂(Muntiacusreevesi)在保護區(qū)內(nèi)的分布。

圖1 連康山國家級自然保護區(qū)及所布設紅外相機和樣線位置示意圖Fig.1 Location of Henan Liankangshan National Nature Reserve and the positions of the transects and camera traps

1.3 環(huán)境數(shù)據(jù)收集與處理

根據(jù)前期相關野生動物棲息地選擇研究結(jié)果[8,22-25],本研究選取坡度、坡向、海拔、距居民區(qū)距離、距道路距離、距水源地距離以及植被類型等環(huán)境變量來預測以上野生動物在保護區(qū)內(nèi)的分布。由于研究區(qū)域面積較小,實驗期間研究區(qū)域年際間氣候差異不明顯,因此本研究未考慮氣候條件對該區(qū)域野生動物分布的影響。

環(huán)境數(shù)據(jù)包括地形、植被和土地利用類型數(shù)據(jù)。地形數(shù)據(jù)來自2018年阿拉斯加雷達數(shù)據(jù)庫(https://vertex.daac.asf.alaska.edu),空間分辨率12.5 m,使用ArcGIS 10.4中的重采樣(Resample)工具獲得10 m分辨率的DEM數(shù)據(jù)。10 m分辨率的植被類型數(shù)據(jù)由研究人員根據(jù)保護區(qū)提供的植被圖和地形圖并結(jié)合實地踏查后矢量化獲得。土地利用類型數(shù)據(jù)從美國阿拉斯加衛(wèi)星設備數(shù)據(jù)庫(https://sonas.asf.alaska.edu)下載10 m分辨率的衛(wèi)星影像解譯獲取,衛(wèi)星影像解譯由相關專業(yè)人員協(xié)助完成。使用ENVI 4.8軟件依次提取該自然保護區(qū)內(nèi)道路、房屋、河流湖泊、耕地等土地利用數(shù)據(jù)圖層,使用在樣線調(diào)查和安裝紅外相機過程中GPS記錄到的保護區(qū)內(nèi)部分主要道路位置、全部的保護站點和部分村莊位置、部分河流水域位置和部分耕地位置信息對衛(wèi)星影像解譯結(jié)果進行驗證和校準。將校準后的解譯數(shù)據(jù)導入ArcGIS 10.4軟件中。

通過查閱文獻的方法,確定不同類型的人為干擾的影響范圍[26],分析連康山國家級自然保護區(qū)內(nèi)人為干擾分布現(xiàn)狀。在ArcGIS 10.4軟件中對環(huán)境數(shù)據(jù)進行處理,運用空間分析工具(Spatial analyst tool)的表面分析模塊(Surface analyst)提取坡度和坡向的柵格數(shù)據(jù);運用空間分析工具的距離模塊(Distance)中的歐式距離(Euclidean distance)提取道路、居民區(qū)和水源的柵格數(shù)據(jù);運用轉(zhuǎn)換工具(Conversion tool) 中的轉(zhuǎn)為柵格模塊(To raster)將植被類型的矢量數(shù)據(jù)轉(zhuǎn)為柵格數(shù)據(jù),運用轉(zhuǎn)換工具中由柵格轉(zhuǎn)出模塊(From raster)將所有柵格圖層轉(zhuǎn)為ASCII格式。

1.4 動物棲息地預測與保護價值劃分

將5種野生動物的分布點作為其存在點(Presence point),為避免空間自相關性,對每種地棲性動物存在點按400 m進行篩選[12],將每種動物的存在點經(jīng)緯度坐標導入Excel表中,轉(zhuǎn)換成ASCII格式。將所有ASCII格式數(shù)據(jù)導入最大熵模型(MaxEnt model),75%的存在點數(shù)據(jù)用于模型擬合,25%的存在點數(shù)據(jù)用于模型驗證。模型運行15次,每次均生成概率為0—1的分布圖,以基于ROC (Receiver operating characteristic) 曲線的AUC (Area under roc curve)值評估模型的效果[27]。

選取特異度和靈敏度之和的最大值(Maximum test sensitivity plus specificity)作為閾值(Threshold)[15]劃分5種野生動物的適宜棲息地。運用空間分析工具中的重分類模塊(Reclassify),將模型預測的5種動物的適宜棲息地按照閾值劃分為適宜分布區(qū)和非適宜分布區(qū),并分別對適宜分布區(qū)和非適宜分布區(qū)進行賦值(Value,以下簡稱為“V”)。按照野生動物的保護級別,將國家級重點保護野生動物[28]和“三有”保護動物[29]的適宜分布區(qū)和非適宜分布區(qū)分別賦值為4和1以及2和1。在空間分析工具下的地圖代數(shù)模塊(Map algebra)中運用柵格計算器(Raster calculator)對5種動物的適宜分布區(qū)進行疊加,得到保護區(qū)內(nèi)每個柵格的得分,根據(jù)疊加結(jié)果,定義得分0—7的區(qū)域為低保護價值區(qū)域,得分7以上的區(qū)域為高保護價值區(qū)域,獲得該保護區(qū)基于野生動物適宜棲息地的保護價值分布圖。

1.5 保護區(qū)人為干擾現(xiàn)狀分析

本研究選擇道路、居民區(qū)和耕地分布作為衡量干擾程度的指標[30]。相關研究表明人為干擾對野生動物的威脅過程是由干擾源向外輻射形成的,不同等級、不同類型的干擾源對野生動物的影響范圍也存在差異[26]。根據(jù)研究區(qū)域衛(wèi)星影像圖矢量化獲得人為干擾源,將保護區(qū)分成若干個10 m×10 m的柵格,根據(jù)不同干擾源的影響范圍,每個柵格內(nèi)人為干擾強度指數(shù)計算公式如下[31]：

HWij為第i個柵格內(nèi)第j個居民點干擾域的賦值權重,RWij為第i個柵格內(nèi)第j個道路干擾域的權重賦值,CWij第i個柵格內(nèi)第j塊耕地的權重賦值,HTIi為第i個柵格內(nèi)人為活動強度指數(shù),一般認為HTIi<0.2則該區(qū)域人為干擾強度較低[26]。不同類型干擾源和干擾域范圍和賦值權重見表1。

1.6 保護效果評價

根據(jù)該自然保護區(qū)保護價值分布與人為干擾強度分布,分別計算核心區(qū)、緩沖區(qū)和實驗區(qū)內(nèi)高保護價值區(qū)域面積和高人為干擾強度區(qū)域面積,并將保護價值分布圖與人為干擾強度分布圖進行疊加,確定高保護價值與人為干擾的重疊區(qū)域位置和面積,通過這些指標對保護區(qū)現(xiàn)有功能區(qū)劃對白冠長尾雉及相關物種的保護效果進行評價。

表1 人為干擾類型和賦值權重[26]

2 研究結(jié)果

2.1 環(huán)境因子重要性排序與模型預測效果評價

MaxEnt模型分析結(jié)果表明(表2),植被類型是影響白冠長尾雉、勺雞和貉最重要的棲息地因子,距水源地距離是影響小麂和豬獾分布最重要的棲息地因子。5個物種預測模型的AUC值均大于0.8(表2和圖3),模型預測效果良好[27]。

2.2 白冠長尾雉及相關物種適宜棲息地分布

根據(jù)該保護區(qū)白冠長尾雉等5種地棲性野生動物的適宜棲息地分布圖(圖2),勺雞主要分布在保護區(qū)中心地帶的核心區(qū),而白冠長尾雉、小麂等4種野生動物在核心區(qū)、緩沖區(qū)和實驗區(qū)均有分布。該保護區(qū)內(nèi)白冠長尾雉、勺雞、貉、小麂和豬獾的適宜棲息地面積分別為22.11 km2、3.51 km2、18.00 km2、16.13 km2和23.46 km2(表3)。

2.3 保護區(qū)現(xiàn)有功能區(qū)劃對野生動物棲息地保護有效性評價

該保護區(qū)內(nèi)高保護價值區(qū)域(圖4)面積為33.84 km2,占保護區(qū)總面積的31.98%,其中核心區(qū)、緩沖區(qū)和實驗區(qū)的適宜棲息地面積分別為20.06 km2、4.06 km2和9.72 km2,分別占保護區(qū)總面積的18.96%、3.84%和9.19%。核心區(qū)內(nèi)高保護價值區(qū)域面積比例偏低,而實驗區(qū)比例偏高。

保護區(qū)人為干擾強度大的區(qū)域面積為19.13 km2,占保護區(qū)總面積的18.08%,其中核心區(qū)、緩沖區(qū)和實驗區(qū)人為干擾強度大的區(qū)域面積分別為0.79 km2、3.55 km2和14.79 km2,分別占保護區(qū)總面積的0.75%、3.36%和13.98%。連康山國家級自然保護區(qū)人為干擾強烈的區(qū)域主要集中在保護區(qū)的東南部的新縣縣城和羚羊山周邊地區(qū),這些地區(qū)分布有213省道、大廣高速公路和京九鐵路,是重要的運輸線路。保護區(qū)內(nèi)保護價值高且人為干擾強度大的區(qū)域面積為2.48 km2,占保護區(qū)總面積的2.33%。

表2 基于MaxEnt模型的5個物種棲息地因子重要性排序和AUC值

表3 連康山國家級自然保護區(qū)5種野生動物適宜分布區(qū)面積

圖2 MaxEnt模型預測效果的ROC曲線Fig.2 ROC curve for evaluation in MaxEnt model

2.4 優(yōu)化方案

連康山國家級自然保護區(qū)現(xiàn)有功能區(qū)劃與白冠長尾雉及相關物種分布不匹配,人為干擾嚴重,且高保護價值區(qū)域與人為干擾強度大的區(qū)域存在一定程度的重疊。為提高該保護區(qū)對白冠長尾雉的保護有效性,結(jié)合《關于建立以國家公園為主體的自然保護地體系的指導意見》[32],在不減少保護區(qū)面積的前提下,針對保護目標白冠長尾雉種群現(xiàn)狀提出不同的優(yōu)化方案,方案1：從加強白冠長尾雉及相關物種保護的角度,將保護價值高(V>7)的區(qū)域完全納入核心保護區(qū)進行管理,核心保護區(qū)外圍1 km范圍劃定為一般控制區(qū);方案2：從降低人為干擾和加強白冠長尾雉及相關物種保護的角度,將保護價值高(V>7)、人為干擾低(HTIi<0.2)的區(qū)域,劃定為核心保護區(qū),在核心保護區(qū)外圍1 km范圍劃入一般控制區(qū),對保護價值不高和人為干擾嚴重的區(qū)域進行剔除,對保護價值高和人為干擾強度弱的區(qū)域進行保留。

將保護區(qū)外1.5 km范圍納入備選區(qū)域(備選區(qū)域面積與現(xiàn)有保護區(qū)面積幾乎相等),計算備選區(qū)域人為干擾強度,目的是使優(yōu)化后保護區(qū)所在位置基本保持不變,同時能夠提升保護區(qū)保護白冠長尾雉及相關物種的有效性。

圖3 基于MaxEnt模型的5種野生動物適宜棲息地分布圖Fig.3 Distribution of suitable habitats for 5 species based on MaxEnt Model

圖4 連康山國家級自然保護區(qū)野生動物與人為干擾分布圖 Fig.4 Distribution of wildlife and human disturbance in Liankangshan National Nature Reserve

2.5 保護優(yōu)化成效預測

為評估兩種優(yōu)化方案對保護白冠長尾雉及相關物種適宜棲息地的優(yōu)化成效,將兩種優(yōu)化方案與保護區(qū)現(xiàn)狀進行對比。連康山國家級自然保護區(qū)現(xiàn)有面積為105.80 km2,其中核心區(qū)、緩沖區(qū)和實驗區(qū)面積分別為47.00 km2、15.20 km2和43.60 km2?；趦煞N優(yōu)化方案,優(yōu)化后保護區(qū)總面積分別增加了7.87%和0.05%,核心保護區(qū)面積分別占優(yōu)化后保護區(qū)總面積的43.39%和43.36%。

方案1：該方案將原保護區(qū)內(nèi)野生動物集中分布區(qū)完全納入核心保護區(qū)進行嚴格管理,并在核心保護區(qū)外圍建立一般控制區(qū)(圖5)。優(yōu)化后核心保護區(qū)面積為49.52 km2,其中高保價值區(qū)域面積為33.47 km2,占保護區(qū)核心區(qū)面積的67.59%;人為干擾強度大的區(qū)域面積為5.12 km2,占優(yōu)化后核心保護區(qū)面積的10.34%。該方案核心保護區(qū)覆蓋5種野生動物適宜分布區(qū)域,提高了該自然保護區(qū)野生動物保護有效性,白冠長尾雉和勺雞的適宜棲息地全部被納入核心保護區(qū),但是核心保護區(qū)的部分地區(qū)仍會受到人為干擾的潛在影響(圖5)。

方案2：該方案權衡了人為干擾與野生動物分布重疊區(qū)域的取舍問題,對人為干擾強度大且有野生動物集中分布的區(qū)域規(guī)劃到一般控制區(qū)予以適當?shù)谋Ｗo,優(yōu)化后核心保護區(qū)面積為46.10 km2,其中高保護價值區(qū)域面積為30.75 km2,占優(yōu)化后核心保護區(qū)面積的66.70%,核心保護區(qū)內(nèi)無人為干擾強度大的區(qū)域(圖6)。

與保護區(qū)現(xiàn)有功能區(qū)劃相比,兩種方案優(yōu)化后自然保護區(qū)面積增大(圖7),核心保護區(qū)內(nèi)高保護價值區(qū)域面積占比明顯增加,方案1中核心保護區(qū)內(nèi)人為干擾面積增大,方案2中核心保護區(qū)內(nèi)無人為干擾強度大的區(qū)域(圖8)。基于2種方案優(yōu)化后的保護區(qū)內(nèi)人為干擾強度大的區(qū)域面積由之前的19.13 km2分別減少到19.03 km2和12.72 km2。

3 討論

物種分布模型(Species distribution model)越來越多的被用來研究野生動植物保護[15, 33]、生物熱點地區(qū)識別[34]和保護空缺分析[35],其中MaxEnt模型是一種常被使用的物種分布模型,該模型是利用物種分布數(shù)據(jù)(物種出現(xiàn)點)與環(huán)境數(shù)據(jù)依據(jù)特定算法以概率的形式估計物種對環(huán)境因素的偏好的常用分析方法之一,模型結(jié)果可解釋為物種在不同生境中出現(xiàn)的概率或生境適宜度等[18]。然而一些研究表明,物種分布模型都會存在一些缺陷,導致研究結(jié)果高估或低估了真實狀況,其中研究數(shù)據(jù)的準確性和精度是制約物種分布模型發(fā)展的重要因素之一[36]。隨著調(diào)查手段的進步和3S技術的發(fā)展,研究者可以使用精確的野生動物分布數(shù)據(jù)和環(huán)境數(shù)據(jù)預測野生動物適宜棲息地,極大的避免因?qū)嶒灁?shù)據(jù)的精度導致的研究誤差。因此,本研究選取高分辨率(10 m×10 m)的棲息地因子數(shù)據(jù),通過樣線調(diào)查和安裝紅外相機獲得野生動物分布點,選擇MaxEnt模型預測白冠長尾雉及相關物種在保護區(qū)內(nèi)的分布,預測結(jié)果可反映5種野生動物在保護區(qū)內(nèi)的分布現(xiàn)狀。

人為干擾是影響白冠長尾雉分布的重要因素之一[37],大量的研究證明白冠長尾雉的分布區(qū)急劇減少,種群數(shù)量持續(xù)降低,道路修建和人類居民區(qū)擴張是導致白冠長尾雉瀕危的重要原因[38]。在連康山國家級自然保護區(qū)內(nèi)白冠長尾雉及相關物種的適宜分布區(qū)內(nèi)同樣面臨人為干擾的潛在威脅,這與周春發(fā)[13]等人的研究結(jié)果一致。本研究還發(fā)現(xiàn)在連康山國家級自然保護區(qū)內(nèi)白冠長尾雉及相關物種適宜棲息地分布比較分散,而人為干擾強度大的區(qū)域主要集中在保護區(qū)的東南部。在人為干擾強度大的區(qū)域,白冠長尾雉及相關物種可能在食物短缺的季節(jié)去農(nóng)田覓食[24],導致社區(qū)居民的經(jīng)濟損失;另一方面,這些區(qū)域交通繁忙,噪音、污染和道路致死等因素影響這些野生動物的生存[38]。因此,這些區(qū)域已經(jīng)不能高效發(fā)揮保護區(qū)保護白冠長尾雉的作用。

根據(jù)保護區(qū)內(nèi)5種野生動物和人為干擾分布現(xiàn)狀,本研究建議將原核心區(qū)、緩沖區(qū)和實驗區(qū)中野生動物集中分布區(qū)納入核心保護區(qū)進行管理,將原核心區(qū)、緩沖區(qū)和實驗區(qū)內(nèi)野生動物不適宜分布區(qū)劃入一般控制區(qū),以提高自然保護區(qū)保護白冠長尾雉的有效性。根據(jù)物種分布和人為干擾情況,設計兩種不同的優(yōu)化策略,參考保護區(qū)現(xiàn)有功能區(qū)劃,并根據(jù)實際情況對保護區(qū)三區(qū)邊界進行重新劃定。依據(jù)自然保護區(qū)保護目標的現(xiàn)狀,有針對性的選擇不同的優(yōu)化策略。以河南連康山國家級自然保護區(qū)為例,若短期內(nèi),白冠長尾雉種群數(shù)量急劇下降,出于搶救性保護的目的,可采用方案1基于加強白冠長尾雉及相關物種保護的角度,進行保護區(qū)功能區(qū)劃的優(yōu)化,將珍稀瀕危野生動物分布區(qū)完全劃入核心區(qū)進行嚴格管理,針對人為干擾大的區(qū)域可以采取生態(tài)移民的方式遷出原住民[39-40]。若白冠長尾雉種群數(shù)量趨于平穩(wěn)或在緩慢上升,為避免因為人為活動帶來的放牧、游憩和偷獵等干擾行為影響白冠長尾雉種群恢復和擴散,可采用方案2基于降低人為干擾和加強白冠長尾雉及相關物種保護的角度,將保護區(qū)核心區(qū)人為干擾強度大的區(qū)域完全調(diào)出,將其劃歸一般控制區(qū)予以適當保護,調(diào)整后既不會減少有效的保護面積,還極大的緩解保護區(qū)的管理壓力。

圖5 基于優(yōu)化方案1的保護區(qū)功能區(qū)劃圖Fig.5 Functional zoning based on scheme 1

圖6 基于優(yōu)化方案2的保護區(qū)功能區(qū)劃圖Fig.6 Functional zoning based on scheme 2

圖7 基于兩種方案的保護區(qū)各功能區(qū)面積對比Fig.7 Comparison of functional area base on two schemes

圖8 基于兩種方案的優(yōu)化效果對比Fig.8 Comparison of optimization effects based on two schemes

自然保護區(qū)功能區(qū)劃優(yōu)化不僅與該地區(qū)野生動物分布有密切關系,還與動物遷徙[41]、珍稀植物分布[33]、保護目標的生態(tài)服務價值[18]等諸多因素息息相關,將野生動植物分布與生態(tài)系統(tǒng)中能量流動過程相結(jié)合的自然保護區(qū)功能區(qū)劃優(yōu)化整合將是未來的研究方向。優(yōu)化方案既要考慮到加強對野生動植物種和生態(tài)系統(tǒng)的保護,也要全面的考慮降低自然保護區(qū)保護成效的因素。本研究受數(shù)據(jù)資料限制,選取白冠長尾雉及其存在種間相互作用物種的分布作為該保護區(qū)野生動物分布現(xiàn)狀,僅考慮道路、居民區(qū)和耕地這三項人為干擾因素對自然保護區(qū)保護成效的影響,沒有考慮保護區(qū)內(nèi)珍稀保護植物的分布。因此,建議今后在類似研究中,可加入更多物種、選擇不同尺度分析自然保護區(qū)不同區(qū)域的保護價值,在干擾因素方面可考慮森林覆蓋率、外來物種入侵、城市化速率、農(nóng)業(yè)擴張以及政策效應等不利因素帶來的影響,建立更加合理的保護區(qū)功能區(qū)劃優(yōu)化體系。