研究，一部分的特别功能开普敦城市生态和社会生态研究

猴子管理:利用空间生态学来了解南非开普半岛人类与狒狒冲突的程度和严重性

• 摘要
• 简介
• 方法
  • 研究网站
  • 研究动物
  • 尽管努力缓解冲突
  • 空间变量与人类狒狒冲突指数
• 结果
  • 尽管努力缓解冲突
  • 空间变量与人类狒狒冲突指数
• 讨论
  • 尽管努力缓解冲突
  • 空间变量与人类狒狒冲突指数
  • 结论
• 对本文的回应
• 致谢
• 文献引用

介绍

纵观历史，冲突一直是人类与野生动物关系的特征(Heydon et al. 2010)。然而，在过去的三个世纪里，全球景观从主要的野生环境转变为主要的人为环境(Ellis et al. 2010)，人类与野生动物之间对空间和资源的竞争达到了前所未有的水平(Siex and Struhsaker 1999, Bulte and Rondeau 2005, Woodroffe et al. 2005)。人类与野生动物冲突的相关增加现在对许多动物物种的生存和生存构成了最大的威胁之一(Dickman 2010)，找到管理和解决这些冲突的方法对它们的长期保护至关重要(Heydon et al. 2010)。人们采用了多种方法来减少人类与野生动物的冲突，包括动物数量管理(如扑杀、迁移)和使用大量威慑手段(如电网、牧人)将野生动物与人类隔开(Dickman 2010年)。然而，解决这个问题很少有单一的灵丹妙药;相反，为了成功地缓解冲突，通常需要实施各种战略(Distefano 2005年)。

凭借其适应性、智力、敏捷性、灵巧性以及高度的社会性和合作性(Else 1991, Swedell 2011)，非人类灵长类动物是缓解人类与野生动物冲突的最大和最复杂的挑战之一。特别是狒狒(Papio(Strum 2010, Swedell 2011)，被认为是最麻烦的非人类灵长类动物属(Hill 2005)，在乌干达(Hill 2000)和尼日利亚(K. Pepeh .)被报道为害虫未出版的手稿)、喀麦隆(van Oosten 2000)、肯尼亚(Strum 1994)、坦桑尼亚(Mascarenhas 1971)、马拉维(Morris 2000)和南非(Kansky和Gaynor 2000;布朗等。未出版的手稿)．尽管大多数狒狒，包括美洲狒狒(Papio ursinus)，目前没有被列为受威胁或濒危物种(IUCN 2010)，整个非洲看到的人类与狒狒的高度共存和相关冲突(Strum 1994, Hill 2005, Strum 2010)很可能会随着人类人口的持续增长和土地开发的激增而增加。

在南非的开普半岛，随着人口规模、景观变化和破碎程度的增加，当地人类和美洲狒狒之间的人-狒狒冲突(HBC)水平也在增加。Papio ursinus)人口(Beamish 2010)。对人类来说，这种冲突意味着财产损失、与农作物抢劫有关的经济损失，以及狒狒为了食物而骚扰(van Doorn et al. 2009;Hoffman和O 'Riain 2010, Kaplan等人2011)。对于狒狒来说，这场冲突导致了高水平的人为伤害和死亡(比米什2010年)。为了减少当地的人与狒狒之间的冲突，已经采用了一系列的管理方法，包括:军队灭绝(Skead 1980)，保护狒狒不被猎杀的立法(南非2001)，废物管理(Kaplan et al. 2011)，公共教育，对特定“问题”个体的安乐死，本地化安装电动围栏，由专门的狒狒监测员将选定的部队赶出城市栖息地(Kansky and Gaynor 2000, van Doorn 2009)，以及供应(Kaplan et al. 2011)。然而，尽管有这些努力，人类与狒狒之间的冲突仍然很高。仅在2008年，就有29只人为造成的狒狒死亡(比米什2010年)，相当于损失了总数的7%，而特定部队的损失从5%到27%不等(比米什2010年)。更令人担忧的是，在过去的30年里，桌山国家公园以外的开普敦人口和城市的空间范围都翻了一番，从而使更多的人与狒狒有了密切的接触，从而增加了进一步的人与狒狒冲突的可能性。因此，很明显，除了更好地理解这种冲突的根本驱动因素之外，还需要其他的和新颖的管理技术来减少人狒狒冲突的频率和严重性。

我们的主要目的是解释:(1)为什么尽管采取了目前的缓解措施，人与狒狒之间的冲突水平仍然很高，(2)为什么有些狒狒群体的人与狒狒之间的冲突水平高于其他群体。为了做到这一点，我们首先调查了人类与狒狒之间的冲突水平是否可以归因于狒狒数量过多，因为在人类改造的栖息地中，获得人为(城市和农业)食物来源的部队的密度明显高于只有自然栖息地的部队(Hoffman 2011)。其次，我们提供了四个空间生态变量，这些变量可能对理解为什么人类与狒狒之间的冲突水平在部队之间差异如此之大具有启发性，即:(1)与每个部队的住所范围(平均一天行程长度内)相邻的已城市化的土地百分比，(2)已城市化的部队住所范围内海拔<100米的土地百分比，(3)住所范围周长毗邻城市边缘的范围，(4)睡眠地点与城市栖息地的平均接近程度。基于狒狒对低海拔地区的偏好(Hoffman和O 'Riain 2012)，我们预测，这些分析将揭示，在其当前居住范围内和附近，接触非城市化、低洼土地最少的部队将经历最高程度的人类与狒狒冲突。此外，基于狒狒对人类改造栖息地的偏好(Hoffman和O 'Riain 2012)，我们预测人类与狒狒之间的冲突水平将与靠近城市边缘的家域周长的程度以及睡眠地点与城市边缘的邻近程度相关。

我们的第二个目标是确定生态数据如何为目前的狒狒管理实践提供信息，并导致新的管理技术的发展。为此，我们分析了狒狒生态学的关键因素，包括部队睡觉地点与城市地区的邻近性，以及部队间领土可能如何影响作为潜在的长期缓解冲突战略的部队撤离的实施。

方法

研究网站

开普半岛位于非洲大陆的最西南端，位于南非的西开普省(图1)，全长470公里²它由环绕大西洋的自然和人为改造的栖息地组成。开普半岛以其植物多样性而闻名(Cowling et al. 1996)，是开普植物区八个区域之一，被公认为世界遗产(联合国2010年)，目前主要保存在桌山国家公园内。人类通过城市化和农业至少改造了开普半岛37%的自然栖息地(Richardson等，1996年)。低洼地受到这些转变的影响最为严重，而高洼地的生物多样性受到自播入侵外来植被的威胁最为严重(Richardson et al. 1996)。开普敦市的人口在2007年估计为340万(开普敦市2008a)，预计到2020年将增加17%(开普敦市2008b)。开普半岛也是一个主要的旅游景点，2007年有180万国际游客到访(开普敦市2008a)，被认为是南非第二大最受欢迎的旅游景点，仅次于克鲁格国家公园(麦克唐纳和考林1996年)。

出于分析的目的，我们使用ArcView(环境系统研究所2002)中的Repeating_shapes扩展(Jenness 2005)来生成一个网格系统(150×150 m)，我们将其叠加在开普半岛的详细地图上。然后，我们使用相关的shapefile根据主要栖息地类型(>50%)、平均海拔和平均坡度(详见Hoffman和O 'Riain 2012)对网格系统中的每个单元进行分类。

研究动物

在我们研究开始的2006年3月，开普半岛的狒狒数量为354只(Beamish 2010)生活在12个部队中，从北部的东海岛一直延伸到南部的开普角。开普敦平原的城市扩张有效地切断了这些狒狒与南非所有其他现存种群的联系，因此它们目前被作为地理上分散的种群进行管理。我们的研究动物包括9个狒狒群体的次样本，它们的大小从16到115只狒狒(图1)，它们的活动范围大小、活动范围密度、日活动范围长度、旅行频率、行为和饮食都有显著差异(Hoffman 2011)。我们如何收集每个部队的空间和行为数据的细节在附录1中总结。

尽管努力缓解冲突

由于狒狒是一个孤立的种群，没有天敌，而且长期与人类发生冲突，野生动物管理人员面临着巨大的公众压力，需要估计在开普半岛上可以维持的狒狒数量的上限。我们将两种不同的狒狒密度估计应用到可用土地和可用栖息地的假设场景中，以探索开普半岛可能支持的狒狒总数。我们第一次估算的密度是每公里2.3只狒狒²三种几乎只在自然栖息地觅食的当地种群的平均密度(Hoffman 2011)。其中两支部队仅在旅游节点偶然获得人为食物来源，非天然食物仅占其各自饮食的一小部分(<1.5%)(Hoffman 2011年)。我们的第二次估计是每公里5.9只狒狒²6个经常获得自然和人为食物来源的部队的平均密度(Hoffman 2011)。

我们将这两种密度估计应用于8种土地可用性假设情景，每种情景都有特定的空间范围和生境条件。所有场景的唯一限制是，我们假设部队被禁止进入城市栖息地和完全包含在城市栖息地中的小块自然栖息地。为了考虑不同生境牧草潜力的差异，在所有情景中，我们将保守密度估计应用于自然生境，而慷慨密度估计应用于农业生境和入侵外来植被。

我们将八种可用土地假设情景分为两类，每一类包含四种情景(图2)。在A类中，我们包括了从北部的桌山到南部的角点的整个开普半岛景观范围内的土地(图2)。在B类中，我们包含的土地较少，因为狒狒目前没有在开普半岛的整个范围内活动(例如桌山、狮子头、魔鬼峰)。而且，将整个部队重新部署到这些地区并不是目前狒狒管理战略的一部分。因此，在这一类中，我们将可用的土地限制在每一支现有部队的“可通行区域”内或直接毗邻的区域内。对于每个部队，我们将“可通行区域”定义为从部队现有的住所可以在平均一天的距离内通过的土地。

对于A类和B类，场景1到场景4的细节如下:场景1代表了Cape Peninsula的现有栖息地，并假设狒狒可以无限制地进入自然栖息地、农业栖息地和入侵的外来植被。我们从场景1推导出了场景2，但在这里我们包括了Cape Peninsula的规划景观变化，所有入侵的外来植被都被移除，商业种植园恢复到自然栖息地。我们从情景2推导出了情景3，但在这里，我们的工作假设是，由于干预措施(例如，电围栏，狒狒监视器)的成功，狒狒无法进入所有剩余的农业栖息地(例如，葡萄园，鸵鸟场)。我们从情景3推导出情景4，但基于我们对该种群觅食行为的理解，我们在这里只纳入了海拔≤600 m的自然栖息地。我们选择这个值是因为这条等高线最接近我们记录的任何一个种群觅食行为的最高海拔(567.2米(Hoffman and O’riain 2011))。

空间变量与人-狒狒冲突指数

从2005年到2007年，我们计算了每个种群的人与狒狒冲突的两个指数(Beamish 2010)。对于第一个冲突指数(指数1)，我们计算了在3年期间，每个部队遭受人为死亡或人为伤害的狒狒总数。我们通过生成第二个冲突指数(指数2)，对这些总数进行了细化，以控制部队规模的差异，该指数代表了在3年期间遭受人为死亡或人为伤害的部队成员的年平均百分比。

为了确定所选择的空间生态变量是否能够解释人类与狒狒冲突的不同程度，我们使用皮尔逊相关性将指数1和指数2与每个种群的以下空间变量关联起来:(1)城市化的“可进入区域”的百分比，(2)城市化的家园范围小于100米海拔的面积的百分比，(3)家园范围周长与城市边缘的百分比，以及(4)睡眠地点与城市栖息地的平均接近度。我们使用Cape Peninsula网格系统来计算前两个变量，并使用ArcView(环境系统研究所2002)中的GeoProcessing向导中的Clip函数来测量第三个变量。为了计算第四个变量，我们对每个种群进行了以下操作:(a)我们使用Nearest_features扩展(Jenness 2004)到ArcView，计算每个睡眠地点到其最近的五个城市栖息地网格单元的平均距离，(b)我们对这些值取平均值，计算从城市边缘的总体平均睡眠地点距离，根据每个睡眠地点的使用比例加权。

睡觉的网站

在数据收集过程中(见附录1)，我们确定了每个部队使用的睡觉地点，并将其分类为建筑物、树木或悬崖。然后，我们计算了每支部队在每个睡眠地点类别中所占的百分比。我们对所有种群的睡眠地点进行综合分析，计算种群悬崖睡眠地点的平均海拔和平均坡度(±SEM)。为了确定建筑物或树木的使用是一种选择的功能，还是悬崖睡眠地点的有限可用性，我们使用ArcView(环境系统研究所2002年)识别了整个Cape半岛的网格单元，这些网格单元距离城市边缘≥500米，由自然栖息地组成，与已知的悬崖睡眠地点在相同的海拔和坡度值(平均±SEM)范围内。我们基于Cape Peninsula狒狒群的平均小时旅行速度(0.42±0.11 km/h (Hoffman 2011))来确定城市边缘的接近度，以确保我们只确定距离城市边缘平均旅行时间为>1 h的合适睡眠地点。

领土权

为了确定社区层面对部队层面的分布模式的影响是否会影响狒狒的管理，我们调查了相邻部队的重叠和领土性模式。我们通过计算主范围和核心范围的重叠百分比来量化邻近部队的空间关联(n= 6部队)使用ArcView中的地理处理向导中的剪辑功能(环境系统研究所2002年)。我们将核心范围定义为包含占总使用频率75%的最小网格单元数的主范围区域(Chapman and Wrangham 1993;Lehmann和Boesch 2003)。为了量化部队的时间重叠，我们分析了三支相邻部队在同一时间段和同步时间间隔收集的数据。我们使用ArcView中的Nearest_features扩展(Jenness 2004)来计算这些部队在任何给定时间的平均距离(n= 3支部队17天719分)。

我们用两种方法来评估灵长类动物的领地性:Mitani和Rodman(1979)的防御指数(D)，以及Lowen和Dunbar(1994)的分数监测率(米)．Mitani和Rodman(1979)的防御指数(D)将日范围长度与家庭范围大小联系起来，假设家庭范围是圆形的。我们用下面的公式来计算D对于所有的学习部队:

D＝d /(4一个/π)^0．5
在那里,
d=平均日距离(公里)，
一个=射程(km²)，
D> 1表示动物具有领地性，或领地性在经济上是可行的，但不一定在操作上，并且
D< 1表示动物没有领地意识。

最近，Lowen和Dunbar(1994)开发了一种更彻底的方法来评估灵长类动物的领地性。他们的分数监测率(米)考虑了领土边界的长度、可以探测到邻近部队的距离以及觅食群体的数量。米通过计算

米＝N（sv/d ²)
在那里,
N是觅食队伍的数量，
年代是可以检测到入侵者的平均距离，
v是平均日行程长度(千米)，和
d是圆的直径在面积上等价于主范围。

在哪里米≥0.08的灵长类动物可被认为是有领地性的米< 0.08的灵长类动物可以被认为是无领地性的。我们计算米对于所有的研究部队，他们的工作假设是N= 1，平均探测距离设为0.5 km (Lowen and Dunbar 1994)。最后，我们随意记录了所有部队间的互动。

结果

尽管努力缓解冲突

保守和慷慨的狒狒密度估计应用于A类可用土地的假设场景，得出的狒狒种群规模在586到799只之间(图2，表1)。同样的两个密度估计应用于B类可用土地的假设场景，得出的狒狒种群规模在488到630只之间。为狒狒提供了最大的土地面积和最少的栖息地限制的情景(A类，情景1(图2))——这也最准确地反映了当地的现状——表明开普半岛可以支持799只狒狒。提供最小土地面积和最多栖息地限制的情景(B类，情景4(图2))表明，开普半岛可以养活488只狒狒。

空间变量与人-狒狒冲突指数

每个部队遭遇人类狒狒冲突的狒狒总数(表2)与每个部队可接近区域的城市化百分比正相关(表3)。在控制了部队规模的情况下，每个部队遭遇人类狒狒冲突的年平均百分比与≤100米海拔的家域区域的城市化百分比正相关，与部队睡觉地点到城市栖息地的平均距离负相关。我们发现冲突指数与住宅范围周长与城市边缘相邻的百分比之间没有显著的相关性(表3)。

睡觉的网站

狒狒的睡眠地点(黑色的细胞(图3))，既靠近城市地区——那里有优先的食物来源，也靠近海岸线，那里有适当陡峭和高的睡眠地点悬崖。部队睡在树上、悬崖上和建筑物的屋顶上(表2)。六支部队中有四支可以使用各种形式的睡觉地点，他们睡在树上的次数多于睡在悬崖上的次数。岩壁安眠点平均高程为167.07 m(±53.47 m SEM)，平均坡度为21.91°(±5.86°SEM)。开普半岛也包括11.6公里的面积²(504格)适合但未使用的睡眠地点(粉红色格(图3))。这些网格单元都位于距离城市边缘≥500 m的地方，包括自然栖息地，并与目前使用的悬崖睡眠地点的海拔和坡度特征相匹配。

领土权

只有一支部队，即TK部队，在地理上被城市发展与所有其他部队隔离(图1)。对于所有其他部队来说，基地范围空间重叠百分比从0.7到17.2%不等，平均重叠为7.3%(±4.9%)。n= 6双（核心范围重叠限制在5个部队，平均重叠为5.2%(±4.8%)，n= 4双)。我们收集到的三支部队之间的平均距离为4.19±1.79 km。

根据Mitani和Rodman(1979)的防御指数(D)，五支部队占领了在经济上可行的领土防御范围(尽管并非必然需要;D≥1;表5)。一旦这些值进行了调整，以包括分数监控率(米)提出，除一支部队外，所有部队都可以被认为具有领土性，或在空间上具有领土性(米≥0.08)。

尽管只有一个成年男性(与KK的部队n= 6名成年男子，CP队与n= 3个亚成年男性)和数量上最小的(BB部队与n= 16对CP部队n= 22，和KK部队n= 49)，当CP和KK部队接近他们的野炊地点部分时，BB部队分别在不同的场合取代了CP和KK部队。BB部队中唯一参与迁移的动物是一只成年雄性，它的攻击导致了KK部队和CP部队不同的反应。在激烈的遭遇中，KK部队的成员们紧紧地聚集在一起，BB男把这支有凝聚力的部队赶出了野餐地点。相比之下，CP部队的成员分散并向不同的方向跑去，BB雄性间歇性地追逐个体，直到整个部队撤出野餐地点。

讨论

尽管努力缓解冲突

过多的狒狒不能解释开普半岛人类与狒狒冲突的高水平，因为没有一个预测的狒狒种群规模——这是通过对可用土地和栖息地覆盖的各种假设场景应用保守和慷慨的狒狒密度计算得出的——表明狒狒的数量目前超过了可用空间。相反，与当时的景观条件最匹配的情景(情景A-1(图2))表明，目前估计的种群规模(475只狒狒，(E. K. Beamish未发表的数据)可以增加324只狒狒。在另一个极端，对可用土地设置了最大的限制，禁止狒狒进入任何人类改造的栖息地(方案B-4)，但仍然允许增加11只动物。

尽管在狒狒空间生态学的量化模式的经验基础上，这些估计的种群规模不应被视为开普半岛的权威“承载能力”，因为它们没有考虑到当地景观的全部生态复杂性。在这样做的过程中，他们忽略了栖息地对狒狒繁殖产量和存活率的长期影响。然而，要纳入这一复杂程度，就需要对所有狒狒饮食项目的营养成分进行详细研究，包括调查在自然栖息地、植物年龄、海拔和季节之间发现的营养变化。此外，这些密度估计不能用来预测任何可能由觅食条件的变化引起的种群规模的振荡模式，也不能用来预测这些变化如何影响种群规模的自我调节水平。尽管有这些缺点，这些人口估计为管理提供了两个重要的见解。首先，它们可以作为在不同景观管理制度下狒狒种群规模的预防性预测。其次，他们强调，除了在最保守的土地可得性情景(B-4)下，管理工作不需要立即对狒狒的数量进行任何管制。

城市化导致的低洼土地的丧失，以及睡眠地点与城市栖息地的平均距离，为为什么尽管目前的管理努力，人类与狒狒的冲突水平仍然很高提供了最好的解释。最不容易进入低洼地带的部队，或者睡得最靠近城市边缘的部队，也会经历最高程度的人为死亡和人为伤害。考虑到狒狒对低海拔地区的偏好(Hoffman and O 'Riain 2012)，这种关系或许并不令人惊讶，它为Hoffman and O 'Riain(2010)的观点提供了重要的支持，即进一步开发低海拔地区的生活区和狒狒可以直接从生活区进入的土地，将加剧所有部队中人类与狒狒之间的冲突水平。研究结果还表明了管理狒狒睡觉地点的重要性，这将在下面进行更详细的讨论。

尽管每只狒狒所在的可接近区域的城市化比例是最近人类狒狒冲突水平的最佳预测指标，但它并不是唯一的决定因素。两支部队，即传统部队和公共部队，其活动范围主要是农业和自然栖息地，其人为死亡和受伤人数分别位居第二和第四。即使是三支军队中的两支。BB和CP完全在桌山国家公园受保护的自然栖息地内活动，而且只有极少的(小于1%的家庭活动范围)机会进入城市栖息地，因此遭受了人类与狒狒的冲突。重要的是，唯一没有人类与狒狒冲突记录的部队是KK部队。把这群鹤和其他鹤区别开来的唯一因素不是它的栖息地构成，而是它完全以天然食物为食。这表明，虽然人类改造栖息地的类型和覆盖范围可能决定了人类与狒狒冲突的频率和严重程度，但表面上，任何食用人为食物来源的种群都有遭受人类与狒狒冲突的风险。

两个最受人类影响的部队——狒狒冲突。DG部队和SK部队也是两个被积极管理时间最长的地区，这表明失去关键的狒狒土地可能会导致长期的人类狒狒冲突水平上升，目前的管理方法无法减少。总之，这些结果为狒狒管理提出了一个相关的问题:对于已经失去大量低洼土地的部队来说，如何减少与人类狒狒的冲突水平?

空间变量与人-狒狒冲突指数

减少人类与野生动物之间的冲突没有单一的解决方案(Distefano 2005)。然而，对野生动物生态学的全面了解对于制定有效的管理和保护计划至关重要(Sinclair等人，2006年)。对狒狒睡觉地点的使用模式和领地划分的分析，为如何缓解开普半岛人类与狒狒之间的冲突提供了有趣的见解。

众所周知，狒狒会利用各种各样的地上睡眠地点，以躲避捕食者(DeVore and Hall 1965)和适合区域监视的有利位置(Anderson 1984)。这些包括树木(例如，DeVore和Hall 1965, Altmann和Altmann 1970)，悬崖(例如，Kummer和Kurt 1963, Crook和Aldrich-Blake 1968, Whiten等1987)，岩石露头(例如，Altmann和Altmann 1970)，和洞穴(例如，Marais 1939, Hall 1963)。尽管居住在一个没有捕食者的环境中，开普敦半岛的部队并没有偏离这种模式，主要睡在高架树和悬崖的睡眠地点。

从管理的角度来看，值得关注的是，四支部队优先选择了人类改造栖息地中的睡眠地点，而不是自然栖息地中广泛存在的悬崖睡眠地点。此外，超过一半的部队睡在距离城市边缘不到500米的地方。两支部队甚至习惯性地睡在城市居民楼的屋顶上——DG部队睡在居民楼的屋顶上和里面，SK部队睡在一家糖果工厂的屋顶上，旁边是热风通风口。这些使用睡眠场所的模式不是由于睡眠场所的可用性有限，因为在所有部队的活动范围内外，适合和典型的狒狒睡眠场所在整个开普半岛广泛存在。相反，睡眠地点的选择似乎主要取决于它们是否接近人类改造过的栖息地(Hoffman和O 'Riain 2012)。考虑到远离城市边缘的大量可能的选择，以及缺乏任何可能影响睡眠地点选择的自然捕食者，劝阻狒狒使用靠近城市栖息地的睡眠地点(图3)应该是管理的优先事项。在每天的开始和结束，狒狒和人类之间空间分离的增加，将增加狒狒监测员的能力，以实现减少狒狒和城市栖息地之间空间重叠的总体目标，从而减少人与狒狒之间的冲突。

野外观察的结果，领土指数的计算，以及部队在开普半岛的范围重叠测量，都为美洲狒狒的一定程度的领土性提供了证据，支持汉密尔顿等人(1976)的观察。关于领土的最有力证据是BB部队与其邻国之间的攻击性互动。有趣的是，BB雄性首领在不同的情况下单枪匹马取代两支部队的能力——KK部队由49人组成，CP部队由22人组成——表明在部队间遭遇中的力量并不仅仅取决于部队规模或在场的雄性数量(Hamilton et al. 1975)。相反，BB部队表现出明显的空间防御倾向很可能是由于它的家园范围包含了高质量和可垄断的资源(sensu Strier 2007)，以野餐区的形式，人类和垃圾桶经常被人为的食物来源突袭。这片野餐区是BB部队人类与狒狒冲突的源头，为未来调查缓解冲突措施提供了有用的研究地点。

这些发现与狒狒的管理有关，因为它们警告说，不要简单地撤走正在经历高度人类与狒狒冲突的部队。如果军队积极地保护高质量的人为食物来源，那么就像历史上所做的那样(Skead 1980)，清除长期袭击部队可能只会允许被排斥的，可能不太习惯的邻近部队进入，发现并垄断同样的资源，从而使冲突持续下去。支持这一说法的证据来自开普半岛的Kommetjie地区，当地保护当局于1990年在该地区完成了最近一次部队撤离(Beamish 2010年)。Kommetjie部队的撤离在短时间内缓解了人类与狒狒之间的冲突，但大约8年后(Kansky和Gaynor 2000年)，空置的家园被邻近DG部队的裂变小组占领。这个分裂的团体，现在被称为SK部队，现在习惯性地袭击Kommetjie地区，再次导致该地区高水平的人类和狒狒冲突(自然保护公司，狒狒热线个人沟通)．因此，在有多个邻近部队的地区，减少人类与狒狒冲突的更好的长期策略是专注于消除或阻止人们获得人为的食物来源，这是冲突本身的主要驱动因素(即狒狒的引诱剂)，而不是专注于清除整个部队。后一种办法只有在整个地理区域的所有部队都同时撤离时才证明是成功的，例如在桌山国家公园北部地区的情况(1980年Skead)。30多年来，这些大片地区一直没有军队驻扎，只有偶尔会有孤独的分散的雄性士兵到访(比米什2010年)。

BB部队是唯一表现出明显的空间防御能力的部队，这不应该被解释为其他部队缺乏领土潜力，而可能是睡眠地点广泛存在的结果(Hall 1963, DeVore and Hall 1965, Kummer 1968, Altmann and Altmann 1970, Anderson 1981)和/或没有捕食者(Anderson 1981)。此外，Cape半岛的主范围重叠水平平均约为7%，大大低于Anderson(1982年)报告的50 - 95%的范围。平均核心范围重叠程度更低(约0.3%)。这种最小的距离重叠，特别是在核心层面，表明距离边界是明确的，这一因素可以解释在部队中观察到的领土行为的普遍稀疏性。然而，Lowen和Dunbar(1994)的分项监测率表明，除KK部队外，对在开普半岛的所有部队来说，领土权在经济上是可行的选择。因此，除了避免部队撤离的负面连锁反应外，管理部门还应将每个部队视为可能影响空间生态的变量，从而影响邻近部队的管理。

结论

我们利用狒狒的空间生态学来了解开普敦半岛人类与狒狒冲突的程度和严重性，并确定现实和实用的策略，在大都市区域内管理当地狒狒。通过这样做，它展示了对野生动物空间生态学的深入了解如何为野生动物管理提供信息，并改善人类与野生动物之间的冲突缓解努力。

接近低洼地带最少的狒狒群，以及那些睡得最靠近城市边缘的狒狒群，受到的人为伤害和人为死亡的程度最高。两支受人类狒狒冲突影响最大的部队目前也是狒狒监测员最积极管理的部队，这表明目前的管理策略缓解人类狒狒冲突的能力是不够的。然而，研究结果告诫人们不要重新实施历史上使用过的管理做法，例如部队撤出。首先，目前没有部队撤离的数字理由，因为尽管在人类改造的生境中部队的密度有所增加，但没有迹象表明这一人口数量过多。其次，关于部队间领土的证据表明，消除讨厌的部队在减少人类狒狒整体冲突水平方面的成功有限，而只会为之前被排除在外的部队创造机会，让他们利用同样的冲突来源。相反，研究结果表明，优先保护低洼的自然栖息地、增加睡眠地点与城市边缘的距离、减少进入传统冲突热点(如野餐地点、废物仓库、旅游中心)的景观管理是管理人类狒狒冲突的侵入性最小、最可持续的方法。

防止部队消耗人为食物来源也应成为管理的首要优先事项，原因有二。首先，唯一没有与人类狒狒发生冲突的种群，也是唯一不以人为食物来源为食的种群。这一结果表明，减少人类与狒狒之间的冲突取决于阻止狒狒在人类改造的栖息地获取食物。其次，不让狒狒接触人为食物来源应该通过降低总体种群密度来提高它们的可管理性;只以天然食物为食的部队将被迫在大片的自然栖息地进行搜寻，以满足他们的营养需求。因此，该地区的自然栖息地——目前大部分都没有狒狒——将会被更多和更广泛地使用，我们预测，它们的活动范围将继续扩大，直到每一群狒狒接近保守的平均密度(2.3只狒狒/公里)²)完全在桌山国家公园内。这个保守密度与狒狒密度的平均值2.7只狒狒/公里相当²(DeVore and Hall 1965, Stoltz and Saayman 1970, Whiten et al. 1987, Henzi et al. 1992)，从而对Cape Peninsula自然栖息地的人口密度提出了一个现实的长期预测。此外，我们预测，将部队饮食限制在天然食物来源的另一个好处是，将结合年度和季节性的变化模式，使人口管理更可预测，并允许执行针对人口而不是针对部队的管理计划。

文献引用

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