野生动物生境(即栖息地)是野生动物活动、繁衍的庇护所。开展野生动物生境研究，是珍稀濒危动物保护的基础，对野生动物种群的可持续发展起着关键作用。川金丝猴(Rhinopithecus roxellana)为我国特有种，1989年列为国家一级保护动物，2003年被IUCN列为濒危动物。目前川金丝猴分布范围仅在岷山、邛崃山、大小凉山山脉、秦岭山脉，重庆大巴山以及湖北神农架一带^[1]。然而，随着生境质量的日趋下降，使得种群数量稀少的川金丝猴生存受到严重威胁。生境质量下降主要是由气候变化以及人为干扰因素所引起，其中全球气候变化已成为不争的事实，而且将要持续许多个世纪，预计2100年全球气温很可能上升2℃^[2]。气候变化可通过改变植物的生理特性^[3]，从而影响植被的生长状况，对野生动物的食物、生境和种群产生影响^[4]。此外，人为干扰因素(如耕种、狩猎、开矿等)将使得野生动物的生境破碎化，导致物种隔离，最终威胁到珍稀濒危动物基因交流甚至生存^{[5, 6]}。

在全球气候变化的大背景下，川金丝猴生境质量可能随着气候因素的改变而有所变化^{[7, 8]}。此外，耕种、狩猎开矿、采药、割竹挖笋等人为因素的强烈干扰，将会使得川金丝猴的适宜生境面积减少，生境格局相对破碎化，甚至威胁到其生存发展。我国通过建立濒危动物自然保护区，使得川金丝猴的核心生境得到了较好的保护^[9]。但由于受到气候变化及人为干扰的影响，在几十年甚至百年时间尺度上，川金丝猴的生境格局亦可能发生较大动态变化，这方面的研究鲜有报道，有待进一步深入探讨。

由于多学科和研究尺度的不断扩大，传统的灵长类栖息地质量的研究方法，在收集与时空相关的数据时受到限制，且分析、解释和表达手段存在局限性。3S技术在获取、分析时空数据方面体现了强大的优势，已较多地应用于野生动物生境评估研究中^{[10, 11]}，并成功地对濒危动植物现有及潜在栖息地进行了评估和预测^{[12, 13, 14, 15, 16, 17]}。

周江等^[18]利用3S技术手段获取了海南长臂猿的生态学信息，并对其栖息地质量进行了评估；武瑞东等^[19]借助RS、GIS技术构建了滇金丝猴的空间模型，获取了其栖息地分布格局，取得了较好的效果，3S技术已成为评估野生动物生境质量的有力工具。但是，由于不同学者所选择的生境评价指标不同，导致生境评价结果存在较大差异^{[20, 21]}。此外，对于生境格局的变化较多为定性或简单定量描述^{[22, 23, 24, 25]}，通过系统的变化指标对生境质量动态定量化描述则鲜有报道。

四川白河自然保护区为全国金丝猴重点分布区之一，是目前所知的川金丝猴种群最大、密度最高、最具代表性的保护区，已引起较多学者的关注^{[20, 21, 26, 27]}。该保护区地处岷山北段，其植被状况对气候变化敏感^[7]，且受到挖药和采野菜等人为干扰较强^[27]。基于此，本研究将选取白河自然保护区为研究区，运用3S技术手段，采用统一的生境评价指标体系，对近40 a来白河川金丝猴生境质量进行评估，并定量化分析其生境格局的时空变化过程、趋势状态及其时空差异性。该科学问题的探讨，将有助于理解在人为干扰及气候变化的背景下，川金丝猴生境的时空变化格局影响机制，为野生濒危动物生境保护管理和政策制定提供科学依据。

四川白河自然保护区位于四川省阿坝藏族羌族自治州九寨沟县境内，地理范围东经104°0′—104°12′，北纬33°10′—33°22′，南北长约19.4 km，东西长约17.2 km，总面积约为162 km²。保护区成立于1963年，目的是为了保护大熊猫(Ailuropoda melanoleuca)、金丝猴为主的森林和野生动物类型。区内动植物资源丰富，已知脊椎动物42科170种，其中国家一级重点保护野生动物10种，国家二级保护野生动物20余种^[27]。地势由西南向东北倾斜，海拔范围在1240—4453 m。保护区属于暖温带半湿润气候，多年平均气温11.5 ℃，最热月均温(7月)20 ℃，最冷月均温(1月)-0.5 ℃。多年平均降水量约610 mm。本文为了较好的展示人为干扰因素的影响，在白河自然保护区范围基础上做了1 km的缓冲区，以此范围作为本文的区域(图 1)。

图 1 研究区示意图 Fig.1 The sketch map of the study area

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为了研究白河自然保护区川金丝猴生境的动态变化，本文选用了较高分辨率的Landsat系列遥感影像，包括MSS/TM/OLI(http://glovis.usgs.gov)。数字高程数据选择了GDEM DEM 30m分辨率数字高程数据产品(http://www.gscloud.cn/)。为了获取研究区1975—2014年间生境质量的变化动态，本研究选取了1975、1982、1994、2003和2014年5个时期为代表年份，且卫星成像时间选取植被生长旺盛的6、7月份(表 1)。

根据川金丝猴的生活习性以及本研究区的实际情况，本研究中地物类型分为：道路、水体、居民点、常绿-落叶阔叶混交林、落叶阔叶林、针阔混交林、针叶林、灌丛草甸和裸地-裸岩。在遥感图像处理软件ENVI 4.8的支持下，对5个时期的遥感影像进行裁剪、重采样等预处理，并进行主成分分析后采用结合纹理信息的决策树分类器对影像分别进行监督分类，经分类后处理滤掉一些噪声数据，提取主要植被类型，然后结合人-机交互方式，对错分的类型进行手工修改，得到研究区5期土地覆被类型图(图 2)。

图 2 研究区1978—2014年植被状况空间分布 Fig.2 The spatial distribution of vegetation from 1978 to 2014 in the study area

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分类结果可信度的度量，一般是将航片、生态专题图、更高分辨率的影像和实地调查数据与分类结果进行比较^{[28, 29]}，本研究选取更高分辨率的影像与实地调查数据相结合的方法对分类结果进行精度验证。Google Earth(GE)作为一款虚拟地球仪软件把近3—5年高空间分辨率的卫星影像(如0.61 m分辨率Quickbird影像)、航空相片和GIS数据叠加在一个三维模型上，地表绝大部分的分辨率在15 m以上，个别地区配有实地拍摄照片，可以有效地对分类结果进行验证^[30]。具体操作是首先将5个时相的覆被类型图叠加，提取出未发生变化的区域，在此区域内随机产生样本点，然后与GE高分辨率影像叠加分析，而野外采集的实测点则直接与实际记录的地物类型对比。对于覆被类型变化较大的区域，采取对当地经验丰富的群众做调查问卷、交谈等方式获取历史覆被情况，以弥补验证样点空间分布不均等问题。研究区内共选取了400个样本点，解译精度为85.5%，满足分析的要求^[31]。

归一化植被指数NDVI与植被的盖度、生物量等有较好的相关性。因此，植被指数成为遥感影像获取植被覆盖度常用的方法^{[32, 33]}。本文采用基于NDVI获取研究区内植被的郁闭度信息(图 2)。对比图 2中5个时期覆被类型和植被郁闭度，虽然研究时段内覆被类型空间变异显著性不大，但其郁闭度则发生了较为剧烈的变化，主要是由于覆被类型主要受较长时间尺度影响(如10a)，而郁闭度变化则受短时间尺度(如季节)影响显著，特别是对降水、温度等气象因素的波动较为敏感。

本研究对白河自然保护区川金丝猴的实地观测时间为2011年3月至2012年3月，共记录了171个样方数据，其中样线51条，活动样点120个，主要记录信息包括川金丝猴活动的坐标、海拔、坡度、坡向、植被类型、郁闭度和乔木的高度、胸径等，下坪地样方调查统计信息见表 2。研究期间共有猴群活动位点为141 d，其中44 d为猴群完整活动位点的记录，分别于2011年6月、2011年9月统计过猴群数量5次，结果分别为131只，87只，250只，199只和233只，其活动位点的密度图如图 3所示。室内分析使用Excel和SPSS软件，对数据进行数理统计分析，获取川金丝猴的生活习性，依此为生境评估提供判断依据。

评价因子间相关性是限制层次分析法应用成功的关键，根据研究区特征(如主要河流位于保护区外部，该因子未纳入评估体系)，确定人为干扰因素选择道路、居民点，生物环境因子选择植被类型和郁闭度，非生物环境因子选择海拔、坡度、坡向，并根据AHP层次分析法^[34]构建递阶层次结构，同一准则层下的指标由判断矩阵A=(a_ij)计算元素相对权重，计算各层元素组合权重。如果判断矩阵不是一致性判断矩阵，则不能保证“归一化”后惟一的特征向量是各元素的权重，为了保证结果的可靠性，需要对判断矩阵的一致性满意程度进行检验，通过检验发现本研究判别矩阵满足一致性。故而，根据川金丝猴对生境的选择特征，并参考生境评估的已有案例^{[35, 36, 37, 38]}，最后得到川金丝猴生境影响因子权重赋值信息(表 3)。

根据获取的生境因子权重，运用ARCGIS 10.0软件的空间分析功能进行栅格计算，计算得到各时期的生境综合得分，然后把整个研究区划分为4个级别，即不适宜、勉强适宜、适宜和最适宜。

图 3 川金丝猴野外观测位点空间分布密度图 Fig.3 The point density map of Golden snub-nosed monkey from field survey data

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运用ArcGIS 10.0对5期土地利用数据进行统计和叠加分析，得到各期之间的土地利用类型面积转移矩阵，在此基础上计算土地利用类型转移概率矩阵和贡献率矩阵，并采用变化状态与趋势分析川金丝猴生境的变化过程和趋势。模型中主要指数的数学表达式^{[39, 40, 41]}如下：

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式中,N_c、T_c、P_s和R_s分别为单一生境类型的面积净变化、总变化、趋势与状态指数和净变化速度；S_a、S_s、P_t和R_t分别为总体生境类型面积净变化、总变化、趋势与状态指数和净变化速度；U_a、U_b分别为研究初期和末期某一生境类型的面积；U_out为研究时段内某一生境类型转变为其他生境类型的面积之和；U_in为同时期其他生境类型转变为该类型的面积之和；U_ai、U_bi分别为研究初期和末期第i种生境类型的面积；U_out-i为研究时段内第i种生境类型转变为其他类型的面积之和；U_in-i为其他类型转变为第i种类型的面积之和；n为生境类型总数;T为研究时段。

通过构建的川金丝猴生境质量评价体系，获取了其各生境等级的时空分布状况，如图 4所示。由图可看出，各生境等级中不适宜生境面积自1975年到1982年出现了大面积增加趋势，而最适宜面积呈板块状分布，生境间连通性降低；而20世纪90年代开始最适宜生境面积得到了增加。通过对此不同生境面积进行空间分析与数理统计(图 5)，发现不适宜和勉强适宜生境面积呈现先增加后减小趋势，而适宜和最适宜生境面积则呈现先减小后增加趋势。

图 4 不同时期川金丝猴生境等级 Fig.4 The habitat grade of Golden snub-nosed monkey at the different periods

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根据公式(1)—(8)获取了研究区内川金丝猴在5个时段(即1975—1982年、1982—1994年、1994—2003年、2003—2014年、1975—2014年)各生境等级面积变化、净变化、总变化、状态趋势指数以及净变化速度(表 4，表 5)。

由图 5可知，1975年4个生境质量等级中最适宜面积最大，达到79.87 km²，占到总面积的35.94%，其次为适宜类型，约为63 km²，占到总面积的28.12%，两者累计约占到总面积的64%；勉强适宜以及不适宜面积分别占到43.81 km²和36.07 km²,两者累计约占到总面积的36%。整体而言，川金丝猴生境质量较好。1982年川金丝猴生境质量较1975年发生了较大变化，其中面积最大的等级变为不适宜，达到85.17 km²，占到总面积的38.39%，其次为勉强适宜类型，与不适宜面积比重相当，达到33.11%，两者累计面积占到总面积的71.5%；最适宜和适宜地累计面积仅占到研究区总面积的28.5%，表明该时期川金丝猴的生境质量遭到严重破坏，显著地威胁到了该区域川金丝猴的生存与发展。到1994年左右时，研究区内生境质量较80年代有明显好转，其中最适宜生境占有面积最大，达到72.2 km²，约占总面积的33%；而适宜和勉强适宜生境面积相当，均占到总面积的1/4左右；面积最小的为不适宜生境，约为37.23 km²。2003年生境等级中面积最大为最适宜生境，其面积较1994年增加了5.3 km²，达到77.51km²；其次为适宜生境等级，较上时期面积增加了17.54 km²，达到了74.94 km²，占有面积也提高了7.88个百分点；勉强适宜与不适宜生境面积相当，分别为36.87 km²和33.46 km²，两者累计仅占到总面积的31%，表明研究区生境质量进一步得到了改善。截止到2014年，研究区内川金丝猴最适宜和适宜生境面积分别达到了77.51 km²和74.94 km²，分别占到了总面积的36.43%和35.35%，较上一时期均呈现略微上升趋势，而勉强适宜和不适宜面积则较上一时期进一步降低。由此可知该区域川金丝猴生存条件保持了较好的发展趋势。

图 5 各时期各生境等级面积 Fig.5 Area of the different habitat grades

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综上可知，近40 a来该地区川金丝猴的生境质量经历了由较好状态到恶化，然后又逐渐恢复的过程。图 5中的各生境的面积曲线可知，最适宜和适宜均呈现了先降低后逐渐升高的过程，而不适宜和勉强适宜则表现为先增加后减小的趋势。此外，通过统计发现除1982年外，最适宜和适宜面积累计百分比均超过了一半，且2014年达到最大值(71.78%)，这说明该区域整体较适宜川金丝猴的生存，自然保护区建立对川金丝猴的保护起到了重要的作用。

1975—1982年间，研究区内各生境等级变化剧烈，尤以最适宜和不适宜等级变化显著，整个研究区生境质量呈恶化趋势。最适宜和适宜生境面积均呈现减小趋势，净变化率为-55%左右，两者中最适宜面积减小更明显(表 4)；不适宜和勉强适宜生境面积则呈现增加趋势，其中不适宜生境面积增加最为显著，净变化率达到了136.1%。对于变化趋势与状态而言，除了勉强适宜等级外，其余各生境的趋势与状态指数绝对值均超过0.5，表明各生境等级呈现非平衡态势。其中表现最明显的为最适宜生境等级(趋势指数达到了-0.81)，表明转换方向主要为该生境等级转换为其他生境等级，呈现极端非平衡状态，导致该生境等级规模逐步萎缩；不适宜等级趋势指数次之(0.63)，该等级向规模增大方向发展，处于面积增加态势；趋势指数最小的为勉强适宜，但其值仍然达到了0.4，变化也较为强烈。从年变化速度看，变化速度最快的为不适宜生境，其次为最适宜和适宜生境，最缓和的为勉强适宜生境等级。

1982—1994年时段内，研究区内各生境等级变化剧烈程度较前一个时段缓和，但生境质量得到较大改善，呈良性发展趋势。该时段内最适宜和适宜生境面积均呈增加趋势(分别增加37.19 km²和29.18 km²)，但两者增加的累计面积(66.37 km²)仍未能弥补上一时段所损失的生境面积(79.14 km²)；不适宜和勉强适宜面积均呈现减小趋势，净变化率绝对值以及总变化率均低于最适宜和适宜生境类型。最适宜、适宜和不适宜类型的净变化速度绝对值较为相近，而勉强适宜生境则变化较为缓和。趋势与状态可知，最适宜和不适宜生境均呈不平衡状态(0.62和-0.61)，使得前者生境面积稳步增加，而后者则表现为稳步减小；勉强适宜生境类型规模减小缓慢(-0.21)，双向转换频繁，趋向于平衡态势。

1994—2003年时段内，研究区内生境质量较前一时期(1982—1994)进一步改善，表明研究区环境恶化趋势得到了缓解或扭转。生境变化量最大的为勉强适宜生境(为19.08 km²)，其次为适宜生境类型，最小的为不适宜类型，其中勉强适宜生境的变化主要是由该类型转换为适宜生境类型，适宜生境类型主要转换为最适宜生境类型(图 2)。年尺度上净变化速度最快的为勉强适宜类型，其次为适宜、不适宜和最适宜。与前一时间段相比，该时段内各类型趋势平稳，变化剧烈程度减缓；其中最适宜和适宜生境类型呈现缓慢增加，双向转换频繁，呈平衡态势，尤以最适宜类型显著(为0.07)；不适宜和勉强适宜类型减小，勉强适宜类型变换较为剧烈些。故而，最适宜和适宜生境类型的增加，以及不适宜和勉强适宜类型的减小表明该区域生境质量向较好方向转变，有利于川金丝猴的生存和发展。

2003—2014年时间段内整体质量虽继续得到改善，但速度明显减缓，生境状态趋于平衡态势。该时段内各生境类型面积变化量均不明显，净变化率绝对值最大的勉强适宜类型也仅为11.3%。最适宜和适宜生境类型的净变化速度均未超过0.5%，均低于之前的任何一个时段，不适宜和勉强适宜类型变化情况亦类似。趋势和状态指数绝对值均低于0.2，其中最适宜和适宜生境接近于0，该生境类型基本处于平衡状态。

就整个研究时段而言(1975—2014年)，面积变化量最大的为适宜生境类型，其次为勉强适宜、不适宜和最适宜。年净变化速度最不显著的为最适宜生境类型，仅为0.04%。趋势和状态指数表明整个时段各类型间转换不太剧烈，特别是最适宜生境，而其余3种类型则变化差异不大。

由表 5可知，除1975—2014时段外，其余4个时段，各生境变化指标整体呈现递减趋势，前期生境等级变化剧烈，后期趋缓。1975—1982年时段内，除总变化外，面积变化、趋势与状态指数、净变化速度均为各时段内最大；2003—2014年时段生境综合指数变化最小。20世纪80年代研究区内生境质量变化剧烈，尤以1975—1982年较为显著(R_t=4.44)，其余时间段变换趋于缓和，特别是2003—2014年时段生境变化较小。由趋势与状态指数可知，除1975—1982年和1982—1994年生境质量处于准平衡状态外(P_t>0.25)，其余3个时段内生境类型间双向转换较为频繁，均达到了动态平衡状态(P_t<0.25)。1975—2014年时间段，其各生境等级间的变化量不明显(S_a=7.78%)，变化速度状态较为缓和(R_t=0.19%)。

气候变化将对动物生境质量产生影响并改变其分布。对野生动物最大威胁之一就是其生境质量的下降(如破碎化)^[42]，有研究表明该区域气候在20世纪80年代发生了较大变化^[43]，气候变化将使岷山地区野生动物适宜生境面积锐减，改变其分布的海拔高度和纬度^[44]。流动性较强、分布广泛、基因变化性较快和繁殖时间较短的物种将更能够适应气候变化的加快并生存下来，而分布范围有限、扩散能力弱、生殖间隔较长、对生境要求苛刻的物种，对气候变化的损害将更为敏感^[45]。本研究发现20世纪80年代初期研究区内生境恶化严重(图 4)，但至90年代初期该区域生境得到了较好的恢复，这一变化过程可能与本区的气候条件转变有一定关系^[43]。然而，气候变化对川金丝猴生境的影响的程度以及影响机制则有待进一步深入研究。

除气候变化对野生动物生境产生影响外，人为干扰因素亦对景观格局产生显著影响，使得生境破碎化程度加大，连通性减低^[42]。人为干扰因素(如道路、放牧、采伐、耕种、狩猎、挖药以及割竹打笋等)使得不同生境间的连通性减低，动物被人为的割裂成孤立状态，故而加强保护区内部巡护力度，减少人为干扰对保护珍稀濒危动物尤为重要。此外，在加强保护区内部的保护力度外，也应加强保护区外部的保护。本文研究发现(图 2)自20世纪90年代开始，保护区外部人为干扰迅速增加，主要表现在建筑、道路面积逐年增加上，强烈的人为干扰迫使川金丝猴的分布海拔高度增加，其最适宜和适宜面积受到影响较为突出(图 4)，故而，加强保护区周边缓冲区内的保护力度，对于保护川金丝猴生境显得尤为必要。

国家重大生态恢复工程改善了野生动物生境。为了降低土壤侵蚀、荒漠化及增加森林覆盖率，我国自上世纪末采取了多项生态恢复工程，如天然林保护工程(Natural Forest Conservation Program,NFCP)、退耕还林工程(Slope land conversion program,SLCP)等，其中NFCP包括禁止对天然林砍伐，安置林业工人、加大科学研究力度等措施^{[46, 47]}，目前该工程已初见成效^[48]，这表明生态恢复工程将导致大尺度、转换性的变化，并将对地区以及国家产生深远的影响^[49]。本文研究亦表明自20世纪80年代该研究区生境质量遭到严重恶化，之后得到了逐渐恢复，特别是2003—2014年研究区内的生境质量呈持续恢复趋势，使得川金丝猴、大熊猫等国家濒危动物的生境得到了改善^[50]，为更多的动物种群提供了生存空间，生物多样性得到了较好的保护。

遥感数据空间、时间分辨率带来的不确定性。本研究虽然对MSS、TM以及OLI影像进行了图像增强、裁切以及直方图匹配等预处理，但空间分辨率的差异(表 1)带来的误差为本研究带来了不确定性。此外，遥感影像时相的不同选择也可能导致结论上的差异。研究发现，单纯从1975—2014年整个时段分析，研究区生境质量变化并不显著(表 4)，但通过分析各个时段发现研究区内生境质量却经历了较剧烈的变化，高时间分辨率的影像是正确认识生境质量格局变化的关键。在40年的时间跨度内仅选取了5个时期进行了探讨，在表达真实生境变化过程的代表性上存在一定的局限性，如我国实施天然林保护前后(1998年开始实施)生境质量如何变化？变化速度、方向如何？这些问题需要增加更接近工程实施前后的影像，从而进一步深入探讨生境质量对人为干扰的响应机制。

本研究对生境质量变化状况进行了定量化的分析，结果表明，近40年来研究区生境质量经历了由恶化到逐渐改善，且后期(2003—2014年)改善速度明显减缓的过程。虽对产生这种变化格局原因通过气候变化和人为干扰两个角度进行了阐述，但以定性描述为主，定量化研究不足，那么如何区分气候变化与人为干扰的影响？两者对生境格局变化的贡献率有多少？都有待深入探讨。