江西桃紅嶺國家級自然保護區梅花鹿生境適宜性評價

李 佳,李言闊,繆瀘君,謝光勇,袁芳凱

(江西師范大學生命科學學院, 南昌 330022)

江西桃紅嶺國家級自然保護區梅花鹿生境適宜性評價

李 佳,李言闊*,繆瀘君,謝光勇,袁芳凱

(江西師范大學生命科學學院, 南昌 330022)

華南梅花鹿(Cervusnippon)被IUCN列入瀕危物種,也是我國國家I級重點保護動物。目前種群僅分布于江西、浙江、安徽等狹窄的區域內,形成多個孤立種群,生境破碎和喪失被認為是限制梅花鹿種群增長的主要原因。于2011年3月至2013年3月采用樣線法和樣方法對桃紅嶺國家級自然保護區梅花鹿棲息地進行了野外調查,利用空間模擬方法,結合地理信息系統(GIS)技術的空間分析功能,以植被類型、坡度、坡向、海拔和人類干擾活動作為評價因子進行了生境適宜性評價。結果表明,桃紅嶺地區以森林為主,各類林地面積約9 488.15 hm2,占75.90%,植被類型分為落葉闊葉林、針葉林、常綠闊葉林、針闊混交林、竹林、灌叢、草叢和芭茅叢,面積分別為1664.57、1638.63、3438.21、1247.15、87.85、1143.88、60.92 hm2和206.94 hm2。在不考慮人類活動影響時,梅花鹿的適宜生境和次適宜生境面積分別是2233.99 hm2和2980.24 hm2,分別占保護區總面積的18.61%和24.83%；而考慮人類活動影響時,梅花鹿的適宜生境和次適宜生境面積分別是1224.04 hm2和2164.70 hm2,分別占保護區總面積的10.20%和18.04%。由于梅花鹿的生境受到居民點、主要道路、農田耕作、森林采伐等人類活動的強烈影響,導致大量適宜和次適宜生境喪失、隔離,景觀破碎度指數由0.4345增加到0.5898。以潛在可利用生境面積計算,保護區梅花鹿環境容納量為(568±160)只,而以實際可利用生境面積計算,則只能容納(368±105)只。適宜生境的喪失和破碎可能是限制桃紅嶺梅花鹿國家級自然保護區梅花鹿種群恢復的重要因素,在此基礎上,通過實際調查提出了管理措施。

梅花鹿；生境適宜性評價；桃紅嶺國家級自然保護區

棲息地是野生動物賴以生存的環境。生境分析與評價的目的是通過分析生物的生境需求及其與當地自然條件之間的匹配關系,明確其生境的分布范圍與特征[1]。近年來,地理信息系統(GIS)逐漸被廣泛應用到動物的生境選擇和生境評價研究中,成為分析動物生境適宜性及制定合理保護對策的重要工具。研究人員利用GIS技術結合生態學理論對瀕危物種棲息地適宜性評價開展了一系列研究,涉及馴鹿(Rangifertarandus)、阿爾卑斯野山羊(Caprapyrenaica)、孟加拉虎(Pantheratigris)、棕熊(Ursusarctos)、大熊貓(Ailuropodamelanopeuca)、普氏原羚(Procaproprzewalskii)、鵝喉羚(Gazellasubgutturosa)、黑麂(Muntiacuscrinifrons)等瀕危物種[2- 9]。

梅花鹿(Cervusnippon)屬偶蹄目(Artiodactyla)鹿科(Cervidae)鹿屬(Cervus),是東亞季風區特有鹿類,被世界自然保護聯盟(IUCN)列為瀕危物種,也是我國國家I級重點保護動物[10]。自20世紀90年代以來,研究人員對梅花鹿基礎生態學開展了一系列的研究工作,涉及種群結構[11- 12]、種群增長率[13]、食性[14- 15]、種群遺傳[16- 17]、生境選擇[18- 19]等領域。江西省桃紅嶺梅花鹿自然保護區內分布有全球最大的華南梅花鹿種群,數量約365只[20]。由于實行嚴格的封山育林政策,植被逐漸向當地的頂級群落演替,可能在很大程度上制約了梅花鹿的種群發展[21]。桃紅嶺保護區內的梅花鹿種群在1998年以前的年增長率達17.1%,而1998年至今,年增長率僅為0.9%[22]。近年來,保護區周邊社區經濟發展迅速,交通建設與資源開發進一步改變了梅花鹿的棲息地格局。在此背景下,本研究分析了桃紅嶺國家級自然保護區梅花鹿生境適宜性和破碎化現狀,以探究保護區封山育林政策和社區人類活動是否造成梅花鹿棲息地惡化,并進而影響到該種群的增長,以期為該種群的有效保護和科學管理提供科學依據。

1 研究地點

江西省桃紅嶺梅花鹿國家級自然保護區(29°42′—29°53′ N,116°32′—116°43′ E)位于長江中下游南岸,江西省最北沿彭澤縣的中部,其范圍涉及3鄉2鎮3場(圃),共10個行政村,96個村民小組,近2.24萬人口,以棉、水稻等農作物耕作為主。保護區東、北、西三面以公路為區界,各村小組均通有村級道路。保護區總面積12500 hm2,其中核心區2670 hm2,實驗區1830 hm2,緩沖區8 000 hm2。地貌為平緩起伏的低山丘陵,海拔多在100—500 m,最高峰貓鷹窩海拔536.6 m。氣候屬亞熱帶季風類型,日照充足,雨量充沛,年平均降水量1300 mm 左右,年平均氣溫為15.1 ℃,年均日照時數2043.6 h。保護區內植被根據群落外貌和結構特征可劃分為針葉林、常綠闊葉林、針闊混交林、落葉闊葉林、灌從、草叢、芭茅叢和竹林。主要喬木樹種有烏楣栲(Castanopsisjucunda)、馬尾松(Pinusmassoniana)、杉樹(Cunninghamialanceolate)、石櫟(Lithocarpusglaber)、化香(Platycaryastrobilacea)、樸樹(Celtissinensis)等。主要灌木和草本植物有美麗胡枝子(Lespedezabicolor)、鹽膚木(Rhuschinensis)、映山紅(Rhododendronsimsii)、白茅(Imperatacylindrica)、葛藤(Puerarialobata)、懸鉤子(Rubuspalmatus)、五節芒(Miscanthusfloridulus)等[23]。近年來,為改良梅花鹿棲息地環境,保護區已開展了國內首次火燒實驗,以及正在實行森林采伐等有效改良措施,森林采伐后,為方便運輸,在采伐跡地修設大量運柴道路,約36.07 km,主要分布在建山、鄧家山、聶家山、苗圃等地區。

2 研究方法

2.1 數據收集與處理

根據1 ∶5萬地形圖,隨機布設樣線,所設置樣帶覆蓋了桃紅嶺保護區主要的植被類型,在樣線上按水平距離每隔100 m機械布點的方法設置5 m×5 m的樣方,共設置樣線71條,樣線間距>1 km,樣線長>1.5 km,記錄每條樣線上觀察到的梅花鹿糞便、食痕、足跡和臥跡等新鮮活動痕跡,共記錄梅花鹿活動樣方313個,對照樣方769個。分別記錄梅花鹿活動點樣方與對照樣方的經緯度坐標與樣方內各生態因子觀測值。將生態因子分為3類：物理環境因素(A)、生物因素(B)和人類活動干擾因素(C)。利用Chi-square檢驗影響桃紅嶺梅花鹿生境選擇因子的差異性。數據用SPSS 19.0進行統計。

2.2 影響梅花鹿棲息地的因素

影響梅花鹿生境適宜性的因素可以分為三大類：物理環境因素、生物因素和人類活動干擾因素。

物理環境因素(A)：影響梅花鹿生境的物理環境因素包括坡度、坡向、海拔、氣候以及隱蔽條件等。本研究主要選取坡度(A1)、坡向(A2)和海拔(A3)3個因素作為梅花鹿的生境適宜性評價因子。

生物因素(B)：包括植被類型、郁閉度、覆蓋度、可食植物豐富度、天敵及競爭物種的分布等。植被類型是影響梅花鹿棲息地選擇的重要生態因子,它既可以反映梅花鹿食物資源的分布也可以反映隱蔽條件的特征。因此,本研究采用植被類型(B1)作為梅花鹿的生境適宜性評價因子。

人類活動干擾因素(C)：本文主要分析了4種類型的人類活動對梅花鹿生境的影響,即主要道路(C1)、居民點(C2)、農田(C3)以及森林采伐運柴道路(C4)。人類活動干擾計算方法如下(以主要道路為例)：對主要道路數字化,基于收集到的野外梅花鹿活動點數據,通過ARCGIS軟件中Distance工具計算各痕跡點到主要道路的距離。主要道路帶來的干擾將導致梅花鹿在距離主要道路近的區域活動頻率低,在距離道路遠的區域活動頻率高。然后根據梅花鹿活動頻率大小,利用ARCGIS軟件中的Buffer-wizard工具,將到主要道路的距離分為0—500、500—1000、1000—1500、>1500 m四個區間；使用同樣的方法將到居民點的距離分為0—500、500—1000、1000—1500、>1500 m；將到農田的距離分為0—400、400—800、800—1200、>1200 m；將到森林采伐運柴道路的距離分為0—200、200—400、400—600、>600 m。

2.3 空間模擬與評價模型

2.3.1 空間模擬方法

使用ARCGIS 9.3軟件進行梅花鹿棲息地適宜性評價。首先分析單一因素的適宜性特征；然后,根據影響因素的性質,綜合分析物理環境因素、生物環境因素的適宜性分布特征,得到保護區梅花鹿潛在棲息地分布特征,以及人類活動影響強度的空間分布特征；最后綜合物理環境、生物環境以及人類活動的影響,得到保護區梅花鹿棲息地適宜性的空間分布特征。

2.3.2 生境評價模型

將各單一因素分為適宜、次適宜、較不適宜、不適宜4個等級,給各單因素的適宜性特征分別賦值為4、3、2、1。評價人類活動強度是根據森林采伐運柴道路、居民點、農田以及主要道路的影響強度賦值,即強烈影響1、比較強烈影響2、有影響3、無影響4。計算公式為PJ1=A1+A2+A3+B1,PJ2=C1+C2+C3+C4,PJ1表示景觀適宜度指數(即潛在棲息地評價結果),PJ2表示人為干擾度指數,然后,根據PJ3=PJ1+PJ2,計算得出實際棲息地評價結果[24]。

2.4 植被與地理數據

本研究利用2010年桃紅嶺地區遙感影像,采用無監督分類和野外調查相結合的方法進行植被分類。由NASS下載精校DEM數據,利用ARCGIS 9.3從數字化地形圖中提取出研究地區海拔、坡度、坡向分布柵格圖,確定每個柵格圖層的分析柵格大小為50 m×50 m。對于人類干擾因子,利用ARCGIS軟件中Buffer-wizard工具分析產生不同等級的區域。

2.5 生境景觀格局指數分析與適宜生境環境容納量估算方法

運用FRAGSTAT 3.3分析與統計了桃紅嶺國家級自然保護區梅花鹿生境斑塊數、平均斑塊面積、斑塊密度、斑塊邊界密度、破碎度指數等反映景觀破碎化的指數。

參照Downs等方法[25],應用可利用生境面積來估算環境容納量K,計算公式：

3 結果

3.1 影響桃紅嶺梅花鹿棲息地選擇的因子其及評價賦值

3.1.1 影響梅花鹿棲息地選擇的自然景觀因子及景觀適宜性賦值

海拔、坡度、坡向和植被類型對梅花鹿的分布有著極顯著的影響(海拔：x2=183.96, df=3,P=0.000<0.001；坡度：x2=326.14, df=3,P=0.000<0.001；坡向：x2=45.41, df=2,P=0.000<0.001；植被類型：x2=336.38, df=3,P=0.000<0.001)。由于不同自然景觀因子(包括A和B)各區間發現梅花鹿活動痕跡的頻率不同,由此認為發現梅花鹿活動痕跡頻率高的區間為梅花鹿最喜愛的生境,即適合梅花鹿生存,頻率低的區間為梅花鹿回避的生境,即不適宜梅花鹿生存。結合各分類等級的累計頻次對景觀適宜性賦值,見表1。

表1 影響桃紅嶺梅花鹿生存的自然景觀因子的累計頻次及適宜性賦值

GF: Grass fallow; BFW: Bush fallow; DBLF: Deciduous broad leaved forests; CF: Coniferous forest; BEF: Broad-leaved evergreen forests; MBF: Mixed broadleaf-coniferous forests; BF: Bamboo forest; BP: BaMao plexus

3.1.2 影響梅花鹿棲息地選擇的人為干擾因子及影響強度賦值

本文從4個方面計算人類活動對梅花鹿生境的影響。結果表明,人類活動對梅花鹿生境選擇有顯著影響,即到森林采伐運柴道路距離(x2=186.18, df=3,P=0.000<0.001)、到主要道路距離(x2=266.61, df=3,P=0.000<0.001)、到居民點距離(x2=208.26, df=3,P=0.000<0.001)以及到農田距離(x2=206.87, df=3,P=0.000<0.001)。人為干擾將導致梅花鹿在距離人為干擾近的區域活動頻次低,距離人為干擾遠的區域活動頻次高,結合各分類等級累計頻次對人為干擾強度賦值,見表2。

表2 桃紅嶺地區人為活動的影響范圍及其賦值

3.2 桃紅嶺梅花鹿棲息地適宜性的總體評價

3.2.1 桃紅嶺地區土地利用與植被覆蓋特征

桃紅嶺地區植被以森林為主(圖1),各類林地面積達9 488.15 hm2,占保護區總面積的75.90%。落葉闊葉林、針葉林、常綠闊葉林、針闊混交林、竹林、灌叢、草叢和芭茅叢面積分別為1664.57、1638.63、3438.21、1247.15、87.85、1143.88、60.92 hm2和206.94 hm2(表3)。

表3 桃紅嶺自然保護區土地利用與森林覆蓋特征

圖1 桃紅嶺自然保護區植被類型分布圖Fig.1 The vegetation distribution in the Taohongling Nature Reserve

3.2.2 梅花鹿潛在的生境適宜性評價

根據表1的適宜性賦值,評價結果表明(圖2),不考慮人類活動影響,桃紅嶺國家級自然保護區梅花鹿潛在適宜生境面積為2 233.99 hm2,占保護區總面積的18.61%；次適宜生境面積為2 980.24 hm2,占24.83%；較不適宜生境4 563.93 hm2,占38.36%；不適宜生境面積為2 221.84 hm2,占18.51%(表4)。

3.2.3 人類活動對棲息地的影響

根據表1、2的準則,得到保護區內人類活動影響下梅花鹿生境適宜性特征(圖2)。由于人類活動的影響,梅花鹿生境適宜性發生了很大變化,適宜生境面積為1 224.04 hm2,占保護區總面積的10.20%；次適宜生境面積為2 164.70 hm2,占18.04%；較不適宜生境3 988.21 hm2,占33.24%；不適宜生境面積為4 623.05 hm2,占38.53%(表4)。

3.2.4 生境斑塊特征

在桃紅嶺地區,梅花鹿潛在可利用生境面積(包括適宜生境與次適宜生境)約占全部面積的43.45%；由于受到人類活動的影響,現在該地區梅花鹿實際可利用生境面積比例只占28.23%,生境的平均斑塊面積減少到2.67 hm2,斑塊密度0.107個/hm2,邊界密度0.280 m/hm2,實際生境景觀破碎度指數達到0.5898(表5)。

表4 梅花鹿的潛在棲息地與實際棲息地評價對照

圖2 桃紅嶺梅花鹿的實際棲息地評估和潛在棲息地評估Fig.2 Actual habitat evaluation and potential habitat evaluation of sika deer in Taohongling Nature Reserve

3.3 適宜生境環境容納量估計

目前沒有桃紅嶺梅花鹿巢域面積大小的報道,本研究參考日本丹沢山地區平均每只梅花鹿巢域面積需要11.2—20.2 hm2棲息地[26],以潛在可利用生境面積5 214.23 hm2計,保護區梅花鹿環境容納量為(568±160)只。由于人類活動對生境的干擾與破壞,以實際可利用生境面積3 388.74 hm2計,估計環境容納量為(368±105)只。

4 討論

4.1 梅花鹿生境適宜性的綜合評價

比較梅花鹿可利用的潛在生境面積與實際生境面積,可以發現,在人類活動影響下,保護區梅花鹿的生境適宜性變化很大。梅花鹿適宜、次適宜以及較不適宜的生境面積分別下降了8.41%、6.80%、4.79%。相應的,由于人類活動范圍的擴大,不適宜的生境總面積則由18.52%上升到38.53%(表4)。在實際調查中發現犁頭嶺、大神山地帶有梅花鹿活動的痕跡,且此處潛在的棲息地也適宜梅花鹿的生存(圖2),但是由于村莊、農田、道路等包圍,導致其與其它適宜生境斑塊分離,給梅花鹿的遷移造成阻礙,使得不同斑塊之間的梅花鹿很難進行基因交流,長此以往將降低該地區梅花鹿的遺傳多樣性。桃紅嶺地區景觀指數也由于人類活動增加了0.1553,表明該地區生境破碎化程度在增加。由此可見,人類活動是該保護區梅花鹿生境破壞與生境質量下降的一個重要因素。

4.2 棲息地的適宜性及空間分布

本研究發現,在桃紅嶺自然保護區,梅花鹿的許多適宜生境斑塊被較不適宜生境和不適宜生境隔離,形成孤立狀態,且空間分布上十分零散(圖2)。桃紅嶺地區梅花鹿潛在可利用生境面積為5 214.23 hm2,由于森林砍伐、道路交通、農田耕作、居民點等活動影響導致可利用生境面積喪失了1 825.49 hm2。目前尚存可利用生境面積3 388.74 hm2,也由于棲息地在空間上的破碎狀態不利于梅花鹿的遷移和擴散,有些小斑塊可能無法為梅花鹿所利用,而成為不適宜的棲息地?？梢?從棲息地的空間分布格局考慮,桃紅嶺自然保護區梅花鹿的棲息地破碎化狀況不容樂觀。人類活動的干擾對梅花鹿棲息地適宜性造成長遠而深刻的負面影響應引起人們的高度關注。

目前,在桃紅嶺自然保護區梅花鹿主要分布在海拔300 m以上、人為干擾較小的狹窄區域,且主要選擇草叢和灌叢兩種植被類型,美麗胡枝子(Lespedezaformosa)、葛藤(Puerarialobata)、何首烏(Crotalariaferrugiea)、狼尾草(Pennisetumalopecuroides)以及一些嫩莖葉及枝條類等(主要以灌叢類為主)是其喜食植物。隨著植被的演替,可食性植物資源越來越少,而且還面臨著與其它物種的資源競爭,如野豬(Susscrofa)、小麂(Muntiacusreeresi)等對空間和食物資源的爭奪。

4.3 環境容納量的影響

環境容納量的增加有利于野生動物種群維持一定水平的遺傳多樣性,并適應環境的隨機變化,是保證種群長期存活的積極因素。處于初級階段的草本灌叢生境是梅花鹿適宜的棲息地,然而,由于實行嚴格的封山育林政策,植被逐漸向頂級群落-闊葉林演替,已成為限制該區梅花鹿種群發展的原因之一。因此,對棲息地采取有計劃的火燒或植被矮化,擴大梅花鹿的適宜生境,增加梅花鹿食物資源,有利于增加保護區內的環境容納量。環境容納量的增加會引起種群數量增加,如果種群數量達到一定程度,其基因突變率和損失率相等,那么種群就可以在進化中適應環境的變化,長期存活下去。

5 建議

保護區成立30a以來,梅花鹿得到了有效的保護,雖然種群數量呈逐年上升趨勢,但梅花鹿的種群自然增長率呈現下降趨勢[22],離“長期保存有效種群大小應為500只”的標準還有一定的差距[27]。研究結果表明,人類活動是影響梅花鹿生境質量的關鍵因子。本研究對加強梅花鹿及其生境的保護有如下建議：

(1) 改善采伐方式

調查期間,經常發現在保護區的緩沖區與核心區相連地帶,利用挖機、油鋸等干擾極大的現代化工具,對植被進行矮化,不僅噪音很大,而且很容易造成水土流失,對棲息地的破壞極強。因此,不建議采用此等方式來改善梅花鹿的生境,而應利用柴刀等工具砍伐或有計劃的火燒核心區芭茅、小山竹、惡性雜草以及雜灌等來改良未被梅花鹿利用的生境。

(2) 開辟生境走廊

保護區中南部地帶(神仙洞-上白樹-蜜蜂尖),存在著大片的適宜生境,但由于通往這一帶的植被過度密集,惡性雜草、雜灌以及芭茅連綿,對梅花鹿的遷移產生了很大的困難,如果能夠建立連接核心區通往這一帶的生境走廊,使得梅花鹿可以利用中南部的生境資源,將大大拓展梅花鹿的生存空間。

(3) 打擊盜獵行為,控制野豬數量

走訪調查中發現,當地百姓經常會在自家莊稼地周圍放置夾子、電網等防范野豬的危害,這樣會嚴重地威脅到梅花鹿的安全。野豬已成為保護區內的優勢種群,從生態需求來講,它與梅花鹿有很多重疊,不斷擴大的野豬種群,壓縮了梅花鹿生存空間,對梅花鹿的種群發展產生了消極影響?；诖?在科學研究的基礎上,提出合理的管理方法,制定捕殺的數量要求,使其控制在環境可容納的范圍內,進而維護野豬種群和梅花鹿種群的生態平衡。同時,還應加強保護區周邊居民的保護意識。

(4) 充分注意人類活動對梅花鹿生境的影響

目前,通往保護區生態監測站的水泥路已修建完成,再加上茶園已開發利用,有大批前來欣賞梅花鹿、采茶、拜廟的游客,給梅花鹿的生存帶來了很大的威脅,可能會使梅花鹿的棲息地面積進一步縮小。因此,筆者呼吁,在經濟建設與資源開發中必須充分注意人類活動對梅花鹿生境的影響,盡可能避免與減少人類活動的不利影響。

[1] Xiao Y, Ouyang Z Y, Zhu C Q, Zhao J Z, He G J, Wang X K. An assessment of giant panda habitat in Minshan, Sichuan, China. Acta Ecologica Sinca, 2004, 24(7): 1373- 1379.

[2] Hins C, Ouellet J P, Dussault C, St-Laurent M H. Habitat selection by forest-dwelling caribou in managed boreal forest of eastern Canada; Evidence of a landscape configuration effect. Forest and Management, 2009, 257(2): 636- 643.

[3] Acevedo P, Cassinello J, Hortal J, Gortázar C. Invasive exotic aoudad (AmmotragusIervia) as a major threat to native Iberian ibex (Caprapyrenaica): a habitat suitability model approach. Diversity and Distribution, 2007, 13(5): 587- 597.

[4] Kanagarj R, Wiegand T, Kramer-Schadt S, Anwar M, Goyal S P. Assessing habitat suitability for tiger in the fragmented Terai Arc Landscape of India and Nepal. Ecography, 2011, 34(6): 970- 981.

[5] Martian J, Revilla E, Quenette P Y, Naves J, Allaine D, Swenson J E. Brown bear habitat suitability in the Pyrenees: transferability across sites and linking scales to make the most of scarce date. Journal of Applied Ecology, 2012, 49(3): 621- 631.

[6] Wang Y, Zhao P X. Habitat assessment of giant panda in Qingmuchuan Nature reserve, Shaanxi Province of Northwest China. Chinese Journal of Applied Ecology, 2012, 23(1): 206- 212.

[7] Wang X L, Li D Q, Wu B, Yang H X. Habitat suitability assessment of Prezewalski′ gazelle in the Hudong-Ketu area, Qinghai China. Biodiversity Science, 2005, 13(3): 213- 220.

[8] Li Y, Xu W X, Yang W K, Qiao J F, Liu W, Xia C J. Habitat suitability assessment ofGazellasubgutturosain Kalamaili Mountain Nature Reserve. Acta Theriologica Sinica, 2010, 30(1): 11- 20.

[9] Bao Y X, Zheng X, Ge B M. An assessment and protective strategy of black muntjac (Muntiacuscrinifrons) habitat in Zhejiang Province. Acta Ecologica Since, 2006, 26(8): 2425- 2431.

[10] Wang S. China Red Date Book of Endangered Animals: Mammal. Beijing: Science Press, 1998: 266- 269.

[11] Guo Y S, Zheng H Z. On the geological distribution, taxonomic status of species and evolutionary history of sika deer in China. Acta Theriologica Sinica, 2000, 20(3): 168- 179.

[12] Yu J A, Lu Q B, Liu C G, Zhou Q, Zhang S Y. Study on population quantity and distribution ofCervusNipponKopschiin Qinglinagfeng National Natural Reserve. Journal of Zhejiang Forest Science, 2006, 26(5): 1- 4.

[13] Guo Y S, Zheng H Z. Life table and the rate of natural increase in Sichuan sika deer. Acta Theriologica Sinica, 2005, 25(2): 150- 155.

[14] You W Y, Dong L J, Yu J A, Lu Z Q, Zhang S Y, Zhou Q. Characteristics of food resources in Winter forCervusNipponKopschi in Qingliangfeng. Journal of Zhejiang Forest Science, 2007, 27(4): 13- 16.

[15] Gou Y S. Study on the food habits of Sichuan Sika deer (CervusNipponSichuanicus). Journal of Sichuan Teachers College: Natural Science, 2001, 22(2): 112- 119.

[16] Liu H, Yang G, Wei F W, Li M, Hu J Z. Sequence variability of the mitochondrial DNA control region and population genetic structure of sika deer (Cervusnippon) in China. Acta Zoologica Sinica, 2003, 49(1): 53- 60.

[17] Li M, Wang X M, Sheng H L, Tamate H, Masuda R, Nagata J, Otaishi N. Mitochondrial DNA divergence and phylogeny of four species of deer of theGenuscervus. Acta Zoologica Sinica, 1999, 45(1): 99- 105.

[18] Fu Y Q, Hu J C, Gou Y S, Zhu H B, Liu W H, Wang Y S. Habitat use of sika deer in Spring at Taohongling Natural Reserve. Chinese Journal of Zoology, 2006, 41(4): 60- 63.

[19] Ma J F, Zhang E D, Zhang S Y, Weng D M. Preliminary analysis on the habitat use by the sika deer in Qinglingfeng national natural reserve in Autumn. Chinese Journal of Zoology, 2004, 39(5): 35- 39.

[20] Jiang Z G, Xu X R, Liu W H, Li C L, Li C W, Lu X L, Xiao J P, Li Y K, Tang S H, Ping X G, Li F, Luo Z H, Fang H X, Xu B, Zhang J H, Chen W J, Gao Y M, Wu J D, Wu W G, Wang L B, Wu Y F, Zhu H B, Wang C, Dai J, Ying X, Wang J Q, Liu Z, Chen J, Li L L, Chen D Q, Zhang X W, Cui S P, Li J, Yuan F K, Zhang B B, Zhu JH, Gao H Z, Li H B, Chen Y L, Chen Y J, Lin Z H, Wang Y, Zhang C, Zhou Q H. Population status of South China Sika Deer in Taohongling national nature reserve. Chinese Journal of Wildlife, 2012, 33(6): 305- 308.

[21] Jiang Z G. Biodiversity and Sika Deer survey in the Taohongling National Nature Reserve, Jiangxi, China. Beijing: Tsinghua University Press, 2009.

[22] Liu W H, Yu B. The population dynamics and conservation strategies of Sika Deer at Taohongling natural reserve. Jiangxi Science, 2010, 28(4): 458- 460.

[23] Management office of Taohongling Nature Reserve. Sika Deer in Taohongling Nature Reserve in Jinagxi. Beijing: China Forestry Press, 2000.

[24] Liu X H. 3S Technology and habitat assessment on Chinese Wildlife. Beijing: China Forestry Press, 2011: 230- 233.

[25] Downs J A, Gates R J, Murray A T. Estimating carrying capacity for sandhill cranes using habitat suitability and spatial optimization models. Ecological Modeling, 2008, 21(2/4): 284- 292.

[26] Borkowski J, Furubayashi K. Home range size and habitat use in radio-collared female sika deer at high altitudes in the Tanzawa Mountains, Japan. Annales Zoologici Fennici, 1998, 35: 181- 186.

[27] Franklin I. Evolutionary change in small populations // Soule M E, Wilcox B A, eds. Conservation Biology: An Evolutionary-Ecological Perspective. Sunderland (MA): Sinauer Associates, 1980: 105- 150.

參考文獻:

[1] 肖炎, 歐陽志云, 朱春全, 趙景柱, 何國金, 王效科. 岷山地區大熊貓生境評價與保護對策研究. 生態學報, 2004, 24(7): 1372- 1379.

[6] 王蕓, 趙鵬祥. 青木川自然保護區大熊貓生境評價. 應用生態學報, 2012, 23(1): 206- 212.

[7] 王秀磊, 李迪強, 吳波, 楊洪曉. 青海湖東-克圖地區普氏原羚生境適宜性評價. 生物多樣性, 2005, 13(3): 213- 220.

[8] 李瑩, 徐文軒, 楊維康, 喬建芳, 劉偉, 夏參軍. 卡拉麥里山有蹄類自然保護區鵝喉羚生境適宜性評價. 獸類學報, 2010, 30(1): 11- 20.

[9] 鮑毅新, 鄭祥, 葛寶明. 浙江黑麂棲息地評價及保護對策. 生態學報, 2006, 26(8): 2425- 2431.

[10] 汪松. 中國瀕危動物紅皮書: 獸類. 北京: 科學出版社, 1998: 266- 269.

[11] 郭延蜀, 鄭惠珍. 中國梅花鹿地史分布, 種和亞種的劃分及演化歷史. 獸類學報, 2000, 20(3): 168- 179.

[12] 于江傲, 魯慶彬, 劉長國, 周圻, 章叔巖. 清涼峰自然保護區華南梅花鹿種群數量與分析研究. 浙江林業科技, 2006, 26(5): 1- 4.

[13] 郭延蜀, 鄭慧珍. 四川梅花鹿生命表和種群增長率的研究. 獸類學報, 2005, 25(2): 150- 155.

[14] 游衛云, 董良矩, 于江傲, 魯慶彬, 章叔巖, 周圻等. 清涼峰華南梅花鹿冬季食物資源特征研究. 浙江林業科技, 2007, 27(4): 13- 16.

[15] 郭延蜀. 四川梅花鹿食性的研究. 四川師范學院學報: 自然科學版, 2001, 22(2): 112- 119.

[16] 劉海, 楊光, 魏輔文, 李明, 胡錦矗. 中國大陸梅花鹿mtDNA控制區序列變異及種群遺傳結構分析. 動物學報, 2003, 49(1): 53- 60.

[17] 李明, 王小明, 盛和林, 玉手英利, 增田隆一, 永田純子, 大泰司紀之等. 四種鹿屬動物的線料體DNA差異和系統進化關系研究. 動物學報, 1999, 45(1): 99- 105.

[18] 付義強, 胡錦矗, 郭延蜀, 朱歡兵, 劉武華, 王業生. 桃紅嶺自然保護區梅花鹿對春季棲息地的利用. 動物學雜志, 2006, 41(4): 60- 63.

[19] 馬繼飛, 張恩迪, 章叔巖, 翁東明. 清涼峰自然保護區梅花鹿秋季對棲息地利用的初級分析. 動物學雜志, 2004, 39(5): 35- 39.

[20] 蔣志剛, 徐向榮, 劉武華, 李春林, 李春旺, 盧學理, 肖金朋, 李言闊, 湯宋華, 平曉鴿, 李峰, 羅振華, 方紅霞, 余斌, 章建華, 陳啟俊, 高依敏, 吳建冬, 吳問國, 王淋波, 吳業飛, 朱歡兵, 王超, 代杰, 應霞, 王潔清, 劉釗, 陳靜, 李琳琳, 陳代強, 張小偉, 崔紹朋, 李佳, 袁芳凱, 張斌斌, 朱建華, 高紅志, 李洪賓, 陳裕祿, 陳永江, 林忠華, 王緣, 張楚, 周倩涵. 桃紅嶺國家級自然保護區梅花鹿種群現狀. 野生動物, 2012, 33(6): 305- 308.

[21] 蔣志剛. 江西桃紅嶺梅花鹿國家自然保護區生物多樣性研究. 北京: 清華大學出版社, 2009.

[22] 劉武華, 余斌. 江西桃紅嶺國家級自然保護區梅花鹿種群動態及保護對策. 江西科學, 2010, 28(4): 458- 460.

[23] 江西桃紅嶺梅花鹿保護區管理處. 江西桃紅嶺梅花鹿保護區. 北京: 中國林業出版社, 2000.

[24] 劉雪華. 3S技術與中國野生動物生境評價. 北京: 中國林業出版社, 2011: 230- 233.

Habitat assessment of sika deer(Cervusnippon)in the Taohongling National Nature Reserve, Jiangxi Province, China

LI Jia, LI Yankuo*, MIAO Lujun, XIE Guangyong, YUAN Fangkai

CollegeofLifeSciences,JiangXiNormalUniversity,Nanchang330022,China

The South China subspecies of sika deer (Cervusnippon) has been listed as an endangered species in the IUCN Red Data List, and is also assigned to Protection Class I in the List of Wildlife under Special State Protection as designated by the Chinese State Council. In recent years, sika deer have formed several relatively isolated populations and are distributed in parts of Jiangxi, Zhejiang and Anhui provinces. Taohongling National Nature Reserve is located in Pengze County, Jiangxi Province of China, which has been designated for the protection of wild southern sika deer. The reserve is 12 500 hm2in area, of which the Core Protected Zone is 2 670 hm2, the Buffer Zone is 1 830 hm2and the Experimental Zone is 8 000 hm2. In the Experimental Zone, there is a considerable area of agricultural land with a high human population density. Highways surround the eastern, northern, and western boundaries of the nature reserve, while the southern border of the reserve is marked by valleys and creeks. The last estimated population of sika deer in the nature reserve was 365, which was thought to be the largest population of this sika deer subspecies. However, after strict protection for 30 years, the vegetation in the nature reserve has changed into evergreen broadleaf forests which is the local climax vegetation. Meanwhile, human activities have led to further habitat fragmentation and habitat loss. Therefore, it is necessary to carry out further studies on the population of sika deer in Taolongling National Nature Reserve for proper population conservation.

Based on the data on habitat used by sika deer in the Taohongling National Nature Reserve between March 2011 and March 2013, we used the habitat evaluation model and a Geographic Information System (GIS) to assess the suitability of the habitat for sika deer. Vegetation type, slope, aspect, elevation and human activities were selected as factors for habitat suitability assessment. The results showed that forests, including deciduous forests, coniferous forests, mixed broadleaf-coniferous forests, broad-leaved evergreen forests and bush fallow were the dominant land cover in the Taohongling area. The area of forest was 9 488.15 hm2, accounting for 75.90% of the total area. In the absence of human disturbance, the areas of suitable and marginally suitable habitat were 2 233.99 hm2and 2 980.24 hm2, respectively, accounting for 18.61% and 24.83% of the total area. In the presence of human activity, suitable and marginally suitable habitats decreased to about 1 224.04 hm2and 2 164.70 hm2, respectively, representing 10.20% and 18.04% of the total area. Because residential areas, main roads, farming activity and timber harvesting have a strong impact on the habitat of sika deer, suitable and marginally suitable habitats have been intensively lost and isolated with the landscape fragmentation index increasing from 0.4345 to 0.5898. Using the potential available habitat area, the carrying capacity of sika deer is calculated as 568±160 individuals, but using the actual available habitat area, the carrying capacity is only 368±105. Habitat loss and fragmentation have been the main limiting factors for population recovery of sika deer in the Taohongling National Nature Reserve. We suggest that it is very important to take reasonable measures to manage forest harvesting, eliminate poaching, control the number of wild boar, and to establish habitat corridors.

Sika deer; habitat suitability assessment; Taohongling National Nature Reserve

國家自然科學基金項目(31000196);環保重大專項(STSN- 7)

2013- 05- 17;

2013- 10- 16

10.5846/stxb201305171102

*通訊作者Corresponding author.E-mail: liyankuo@126.com

李佳,李言闊,繆瀘君,謝光勇,袁芳凱.江西桃紅嶺國家級自然保護區梅花鹿生境適宜性評價.生態學報,2014,34(5):1274- 1283.

Li J, Li Y K, Miao L J, Xie G Y, Yuan F K.Habitat assessment of sika deer(Cervusnippon)in the Taohongling National Nature Reserve, Jiangxi Province, China.Acta Ecologica Sinica,2014,34(5):1274- 1283.