研究，是特别节目的一部分文化景观中的可持续生态系统服务:分析和管理选择

动态文化景观的管理有效性与土地覆盖变化——中欧生物圈保护区评估

• 摘要
• 简介
• 方法
  • 研究区域
  • 研究单位
  • 数据库
  • 数据分析
• 结果
  • 土地覆盖变化的总体格局
  • 土地覆盖类的过渡与持久性
  • 与储备管理相关的关键流程
• 讨论
  • 上卢萨亚生物圈保护区管理的有效性
  • 洞察保护区控制土地覆盖变化的能力
  • 剩下的不确定性
• 结论
• 对本文的回应
• 致谢
• 文献引用

介绍

土地覆盖变化，特别是自然栖息地向农田的转变，是人类在全球环境变化过程中接近不可逆转地越过地球边界的过程(Rockström et al. 2009)。在欧洲，土地覆盖变化是一个长期、全面和空间扩张的过程，因此几乎所有的陆地表面都被认为是今天的文化(即人为)景观(Farina 2000, Plieninger和Bieling 2012)。由于人类与土地的密集互动，许多文化景观逐渐演变，其特征通常是长期建立的实践，以维持一系列生态系统服务和高水平的生物多样性(Figueroa和Aronson 2006, Jones-Walters 2008, Takeuchi 2010)。但在过去的50 - 60年里，土地覆盖变化的速度和幅度大大加快(Antrop 2004)。据预测，在全球范围内，土地覆盖变化对陆地生态系统生物多样性损失的影响比气候变化、氮沉降、入侵物种或二氧化碳浓度增加更大(Sala et al. 2000)。beplay竞技

控制全球土地覆盖变化的一个关键策略是建立保护区(Lovejoy 2006)。2004年，《生物多样性公约》第七次缔约方大会通过了“建立一个全面的、具有代表性的、管理有效的国家和区域保护区系统的全球网络”(CBD 2004: december VII/28)的目标，旨在有效保护世界各生态区域的10% (CBD 2004: december VII/30)。六年后，这一目标扩大到17%的陆地和10%的沿海和海洋地区(CBD 2010: Dec. X/2)。事实上，自1990年以来，保护区的数量增加了58%，面积增加了48%(联合国2012年)。2010年，世界保护区数据库(world Database on protected areas, Bertzky et al. 2012)记录的保护区覆盖了南极洲以外13%的世界陆地表面。目前，欧盟18%的土地被纳入自然2000保护区网络。在各种类型的保护区中，生物圈保护区被强调为特别适合文化景观中生物多样性保护的工具，这是因为它们的包容性战略(整合不同强度的土地利用和不同的土地所有权类型)和它们指定的不同重点的多个管理区域:从全面保护到更以发展为导向的目标(Schliep和Stoll-Kleemann, 2010)。

然而，尽管大多数自然保护区具有正式的保护地位，但它们远不能有效地保护生物多样性。许多保护区经历了生物多样性的严重侵蚀，影响了广泛的类群和生态系统服务(Laurance et al. 2012)。已经从全球到区域尺度对保护区的(在)有效性进行了评估(Leverington et al. 2010)。通常的有效性评估是指保护区的设计和管理过程，而生态完整性——特别是生态系统结构和功能、生态系统服务、动植物物种的生存能力以及土地覆盖——很少被调查(Figueroa和Sánchez-Cordero 2008)。

保护区不仅受到其边界内土地覆盖变化的影响，还受到其周围地区变化的影响(Jones et al. 2009)。热带和亚热带地区已经对保护区及其周围的土地覆盖变化模式进行了一些比较评估，这些地区的原始景观的转变，主要是通过砍伐森林，是一个主要的变化过程(Vasconcelos et al. 2002, Mas 2005, Figueroa和Sánchez-Cordero 2008, Figueroa et al. 2009)。这些研究大多集中在保护区通过阻止土地覆盖变化来保持生态系统处于“自然”状态的能力。对欧洲保护区土地覆盖变化的为数不多的评估之一得出结论，大多数保护区在保护其边界内的生态系统方面是有效的，即使在土地利用压力很大的地区也是如此。在较大的保护区，栖息地退化的速度普遍得到了更有效的减缓，这为欧洲许多地区的小规模土地利用马赛克式的自然保护提出了挑战(Maiorano et al. 2008)。

在方法方面，对保护区土地覆盖变化的评估由于大多数研究没有将保护区周围的土地作为对照而受到阻碍。包括这种比较的大多数研究都是基于保护区周围任意和不灵活定义的空间缓冲区(如2公里)(Figueroa和Sánchez-Cordero 2008, Maiorano等人2008)。然而，环境条件，如土壤、坡度、与道路或居民点的距离，对人为土地覆盖变化的影响要比一个地区的保护状况大得多。因此，有人建议将具有可比环境特征的区域作为对照点，而不是仅仅作为空间缓冲区(Mas 2005, Chowdhury 2006)。

据我们所知，尚未对欧洲文化景观进行生物圈保护区管理土地覆盖变化的能力评估。此外，世界其他地区的现有研究主要是评估单纯防止土地覆被变化的有效性，而不是将其有效性评估与保护区的具体管理目标联系起来。鉴于文化景观的内在动态，我们认为这是在欧洲条件下评估保护区有效性的一个障碍。此外，生物圈保护区内不同区域的有效性很少得到讨论。因此，我们的目标是通过提供一种定量和系统的生物圈保护区评估方法来填补这些空白，该方法特别考虑了管理目标和分区。以德国一个生物圈保护区为例，比较保护区内外的土地覆盖变化，分析这些变化与保护区既定管理目标之间的关系。我们特别提出了以下研究问题:

• 研究区不同区域土地覆被的净变化和持续度是怎样的?
• 关键的变更过程是什么，它们发生在哪里?
• 与生物圈保护区以外的区域相比，核心区、缓冲区和过渡带的土地覆盖变化是否存在差异?
• 这些变化与保护区的管理目标有什么关系?

方法

研究区域

上卢萨西亚荒野和池塘区生态区横跨萨克森(德国东部)约20 x 65公里的区域，并与波兰共享其东部边界。它是萨尔冰川谷的一部分，其特征是由沙丘和广阔的沼泽泛滥平原组成的马赛克。居民点(5%)和农业用地(53%)集中在山谷和梯田，而低地和山脊主要被森林(35%)和水体(5%)覆盖。湿地、沼泽、池塘、石南花、沙丘和森林组成了欧洲第三大池塘景观。该地区的一个特点是有大量的人为水体。早在13世纪，人们就建造了鲤鱼养殖的人工池塘。时至今日，池塘和沟渠的复杂系统及其管理对景观特征有着重要的影响，是生物多样性和生态系统服务的重要提供者。水体构成了许多鸟类和两栖动物重要的繁殖、休息和越冬区，并对景观水状况产生重要影响(Biosphärenreservat Oberlausitzer Heide- und Teichlandschaft 1996)。在生态区域的北部中心是上卢萨西亚荒原和池塘景观生物圈保护区，该保护区成立于1994年，并于1996年获得联合国教科文组织的认可(图1)(西尔布和曼斯菲尔德2008年)。保护区面积为30102公顷，包括四类管理区域，每个区域都有各自的管理目标(表1)。首先，48%的区域被森林覆盖，其中大部分是松林。 A major aim of the reserve management for all zones is to increase the proportion of more site-adapted deciduous forest. Lowland riparian and marshland forests, especially alder carr, are to be preserved. Altogether, the area covered in forest is supposed to be maintained below a threshold of 50% of the whole reserve. About one-third of the agricultural area consists of grassland. From the conservation perspective, the reserve’s aim is to conserve and increase the area of extensively used grassland. Furthermore, especially in the buffer zone, conversion of the largest part of the available arable land into extensive grassland is desired (Biosphärenreservat Oberlausitzer Heide- und Teichlandschaft 2003).

研究单位

为了分析土地覆盖变化，将研究区划分为5个空间单元:(1)保护区总面积;(2)核心区域、(3)缓冲区和(4)过渡区域;以及(5)保护区周围的参考(即对照)区域，用于比较。我们选择比较类似环境条件的地区(Mas 2005)，即在相同的生态区域内的地区。生态区面积109889公顷，其中保护区面积26972公顷。该参考区域被认为足够大，可以作为判断土地覆盖差异的基线(参见Figueroa和Sánchez-Cordero 2008, Maiorano等人2008)。保护区的最北端(3130公顷)和所谓的再生区(共2014公顷)被排除在分析之外，因为它们位于不同的生态区域，或者受到以前露天开采的严重影响，因此可能会扭曲结果(图1)。

数据库

我们使用了从非常高空间分辨率的航空图像导出的地图来进行变化分析。在20世纪90年代初，航空照片是唯一可用的高分辨率数据来源，今天仍被广泛用于监测自然保护区。在我们的案例中，考虑的变化周期约为13年，而数字地图产品的几何精度是未知的。因此，我们选择将分类后变化分析与严格的误差分析相结合，以严格排除任何类型的变化分析中固有的随机效应之外的任何误差(Lu等人2004年，Pontius和Millones 2011年)。萨克森环境、农业和地质机构提供了萨克森州的数字土地覆盖地图。该数据集由矢量数据组成，包含了多层次的土地覆盖信息，包括主要类群、子类群和每个多边形的具体性状和利用形式信息(LfULG 1993, 2005)。

数据分析

基于非常高分辨率遥感数据的双时变化分析通常用于描述土地覆盖变化(Loveland 2012)。基本上，处理这种分析有两种方法—分类后比较和图像堆栈的综合分析(Coppin et al. 2004)。后者在误差传播控制方面是首选的，如果不同数据集之间的水准几何或辐射误差是最重要的，则分类后分析是首选的方法。在本研究中，控制数字化地图的几何误差是进行分类后比较的原因(Coppin et al. 2004, Lu et al. 2004)。数据汇总为11个土地覆盖类别(表2)。类别的选择基于保护区管理计划中规定的优先保护目标。除了管理计划之外，我们还纳入了生物圈保护区工作人员的口头信息，以及区域文献中关于对生物多样性保护和生态系统服务提供有价值的土地覆盖类型的更一般的目标。一些地区(研究区域的0.07%)必须排除在分析之外，因为没有1992年期间的土地覆盖资料。对1992年和2005年的矢量数据进行了交叉，这使得空间公差为8 m，以弥补数字化误差。

对于分析的每个土地覆盖类别和每个空间单元，计算了以下参数:总损失面积(ha)、总收益(ha)、净变化(ha)、持续(ha)、交换(ha)，以及各自的总面积和类别面积的百分比。我们遵循Pontius等人(2004)对交换的定义，即类别的位置在时间1和时间2之间发生变化，但数量不变(类别没有净损失或增加，而是在一个地方损失，在另一个地方获得)。我们还计算了2005 - 1992年的类间相对变化，因为这种关系对于评估小类的土地覆盖变化比仅占总变化的百分比更有意义。例如，湿地在保护区中提供重要的生态系统服务，但只占保护区总面积的一小部分。

为了计算类之间的面积转换，我们构建了一个交叉表矩阵。在每个研究区域和每种课程组合中，我们计算了转换面积和预期损失面积(Pontius et al. 2004)。这个值显示了两个给定类之间的过渡所覆盖的区域，如果一个类中丢失的区域根据它们在整个景观中的份额被所有其他类随机替换掉。此外，我们计算了实际损失除以预期损失的关系，以便估计两个给定类别之间的过渡是更容易发生(对于值> 1)还是更容易发生(值< 1)，而不是随机分布(附录1)。

根据管理计划中提出的优先保护目标，以及与保护区管理者讨论得出的目标，我们定义了6个关键过程(参见Feranec等人2010)，每一个过程都代表了1992年至2005年给定多边形上某些土地覆盖类别的过渡(表3):

• 集约化:1992年为粗放型草地覆盖面积，2005年为集约型草地或耕地覆盖面积
• 广泛性:1992年为集约草地或耕地面积，2005年为广泛性草地面积
• 半自然森林转换:1992年被针叶林覆盖的区域和2005年被落叶、混交林或卡尔林覆盖的区域
• 新基础设施/土壤密封:除1992年的定居点/基础设施和2005年的定居点/基础设施外，任何类别所覆盖的区域
• 获得有价值的生态环境:1992年被居民点/基础设施、密集草地、广阔草地或可耕地覆盖的区域，2005年被水体、沼泽、carr或森林和石南覆盖的区域
• 有价值的生态环境的丧失:1992年被水体、沼泽、卡尔或森林和石南覆盖的地区，2005年被密集的草地、广阔的草地或可耕地覆盖的地区

总结了保护区各区域以及参考区域的绝对变化和相对变化。然后，我们分析了所有变化相对于总面积以及相对于初始类的面积，在适用的情况下。

结果

土地覆盖变化的总体格局

在生物圈保护区内，1992年(44%)和2005年(50%)，各种森林类型(针叶林、落叶林、混交林和河岸林)是主要的土地覆被类型(图2)。图3显示，森林覆被增加超过总景观的5%是所有土地覆被类型获得的最大净收益。针叶林(主要是人工林)抗旱性)在1992年和2005年占比最大，分别为35%和37%，混交林和混交林的净面积增加最大(占景观面积的2%)。1992年，保护区内耕地面积占土地覆盖面积的比例为19%，位居第二，但到2005年，耕地面积增幅仅略低于1%。集约草地是第三大优势类群，1992年占13%，2005年净损失最大(2%)。在参考区内，耕地占比最高(1992年占33%)，其次是森林(1992年占30%)。耕地和所有类型的森林各增加约2%的景观。与保护区内的开发类似，参考区内的集约草地净损失最大(3%)，从1992年的17%开始。在这两个地区，水体和建设用地(居民点、基础设施)保持相对稳定。

土地覆盖类的过渡与持久性

在保护区内外以及各核心区、缓冲区和过渡区，土地覆被的总体持续度相对较高(84-86%的初始等级区域)(表4)。

在保护区内外，集约草地净损失最大，分别为14%和17%。其中，持久性为72%，14%被交换。在外部，持久性是68%，交换了15%。核心区净损失74%，集约草地在缓冲区和过渡区损失13%。

1992年，广泛性草地占景观内外面积的比例不到1%，净增势显著，分别为67%(景观内外)和36%(景观内外)。同时，广泛性草地在保护区内外的持久性值最小，分别为52%和50%。1992年大面积草地的一半被调换到其他地方。最大的净收益是在过渡区(523%)。

在保护区内，落叶林和混交林分别增加了40%和48%，针叶林仅增加了5%。核心区是唯一一个落叶增加超过混交林的区域(29%比20%)。在保护区以外，针叶林仅略有增加(< 1%)，落叶林净增加22%，混交林净增加28%。在保护区内，针叶林的持久性最强(96%)。保护区内河岸林面积减少(< 1%)，保护区外河岸林面积增加17%。

湿地和沼泽在保护区内外只占很小的比例(分别为0.8%和0.2%)。因此，这个类的小面积变化会导致显著的百分比变化。在储备区内，净收益为20%，而28%被交换，只有72%被保留。在外部，它们原有的范围丢失了11%，并且很少有持久性(56%)和很大的交换份额(33%)。

水体在保护区内外均表现出96%的持久性，与针叶林相一致，是最稳定的陆地覆盖类之一。在外汇储备内部，他们损失了不到1%，而在外汇储备外部，他们净赚了3%。损失最大的是核心区域，净损失为16%，掉期损失为19%。

基础设施在储备区内净损失12%，储备区外净损失4%。持久性略低于总持久性(外持久性83%，内持久性79%)。在核心区域，基础设施净损失最大(84%)，只有16%持续存在，没有任何收益;在缓冲区67%的基础设施区域消失了。然而，在过渡区，85%的基础设施仍然存在，只有6%的净损失发生。

在保护区内，耕地净增3%，并有90%的持续性和10%的互换。在外部，类似的情况也发生在92%的持续收益率、8%的互换收益率和6%的净收益上。核心区几乎没有可耕地。

林地和石楠林地在保护区内外的持久性较弱(分别为25%和29%)，覆盖率分别下降了55%和27%。生物圈保护区86%的林地和石南地损失和参考区78%的林地和石南地损失是由未指定的再造林区(不包括在不同的森林类型类别中)过渡到针叶林、落叶林或混交林所致。

与储备管理相关的关键流程

表5揭示了保护区内外关键土地变化过程(根据保护区管理计划的定义)的一些差异。在6个过程中，3个过程(耕地和草地的集约化和扩张化、土壤封育)，保护区内的管理目标表现优于保护区外的参考区。在半自然森林转换或有价值的生态环境损失方面，我们没有发现明显的内部和外部差异。在有价值的生物群落面积收益方面(净变化和百分比)，参考带比保护区更符合保护管理目标。

表6显示了不同区域和参考区域之间关键过程的差异。核心区和缓冲区的土地覆被变化在农用地集约和扩展方面比过渡区和参考区更符合管理目标。在缓冲区、过渡区和参考区，农业集约化程度处于边缘(< 0.1%，集中在几个相对较小和分散的斑块上)，而在核心区，农业集约化程度不高。过渡区农业集约化程度最高，1992年大面积利用土地集约化程度超过36%，其次为参考区，集约化程度超过27%。核心区农业推广相对量最高(67%)。参考区域的景观比例和原集中利用土地比例的扩展程度最低。

在新的基础设施/土壤密封工艺方面，保护区也比参考区域更符合管理目标。虽然在参考区域观察到的新基础设施发展的绝对和相对比例最大(1.3%的总面积被转换为建设用地)，但在核心区没有任何区域被封闭，在缓冲区几乎没有任何区域(< 0.1%)。新建区域大多由密集的草地或耕地改造而来(附录1)。

保护区内外约1%的景观发生了半自然森林转换。在缓冲区内，景观转换比例最大(1.5%)，而与原始针叶林相关的景观转换比例最大(4.7%)。在过渡带中，与总面积和原始针叶林面积相关的转化速率最小。在所有区域，迄今为止最大份额的针叶林转变为混交林类。

在研究期间，所有区域获得的有价值的生物群落面积都明显多于失去的。净增长(收益减去损失)最强的是参考区(占景观的1.4%)，紧随其后的是核心区和过渡区(各1.2%)。核心区内几乎没有损失。缓冲带、过渡带和参考带的损失均低于1%，其中缓冲带损失最多(0.8%)，过渡带损失最大(4.5%)。参考带和过渡带是有价值生物群落获得最多的区域。

讨论

上卢萨亚生物圈保护区管理的有效性

从广义上讲，保护区内外的土地覆被分布较为相似。这表明，上卢西亚保护区的建立是贯彻联合国教科文组织“人与生物圈”理念的教科书案例，该理念旨在在普通的文化景观中保护自然，而不是留出具有突出自然特征的景观。定居点和基础设施所占比例相对较小，因为研究区域是德国人口最稀少、地理位置最边缘的地区。森林和水体在自然保护区内所占的份额比在保护区外所占的份额要大，无论是在正式指定之前还是之后。与全球土地覆盖转型(Foley et al. 2005)和世界其他地区的土地变化相比，研究区域的土地覆盖绝对变化在13年期间相对较小，显示出84-85%的整体持久性。

在研究期间(2005年)，森林面积增加了6%，几乎达到了50%的阈值，这主要是由于开阔林地和石南地的自然演替和重新造林。由于生物圈保护区的管理计划的目标是森林覆盖面积不超过总土地面积的50%，因此可能需要采取具体的管理措施来阻止森林面积的进一步增加。显然，人们认为森林损失对保护区的威胁要小于其他有价值的栖息地类型的损失，如石楠丛和沙丘由于演替过程造成的损失。增加保护区的落叶林和混合林份额的目标在所有三个区域以及参考区域都达到了，各区域之间几乎没有差别，甚至在参考区域内原来最大的针叶林份额已经被转换。一方面，核心区和缓冲区的落叶林和混交林所占的比例本来就比参考区大，因此有待改善的空间较小。另一方面，半自然森林转换的同样奖励办法也适用于保护区内外的森林管理。

类似的驱动力也影响着内部和外部的扩展和集约化，包括农业环境计划和限制草地转为耕地的法律规定。社会主义制度崩溃后，乳牛养殖的急剧减少导致了集约化草原的减少。此外，奶牛几乎不再被养在草地上，而是被养在永久性的住房系统中。然而，我们可以看到不同区域之间的耕地(扩张和集约)的差异。土地覆盖发展的差异在一定程度上是保护区管理推动的自愿项目的结果。例如，与农民和养蜂人合作创建了55公顷的野花草地，以支持养蜂和野生传粉者。同样是在自愿的基础上，Förderverein Oberlausitz，一个区域促进组织，管理着大约500公顷的沼泽和其他有价值的草地。保护区发起的另一个项目是种植传统谷类作物，并对其进行特殊营销。德国环境基金会在保护区获得了3000公顷森林，以保育为主的方式进行管理。

湿地和泥沼虽然面积很小，但在保护区内外的发展差异明显。在参考区域净损失了10%，而在保护区内，沼泽和沼泽比原来的区域增加了20%。沼泽地区的增加可能是由于几个原因。历史上，由于现有的地质条件和高地下水位，沼泽约占研究区域的五分之一。在20世纪70年代和80年代，农业集约化带来了很大程度的改善，为了开采褐煤故意降低了地下水位。在排水的土壤中，有机物质变得矿化，土壤下沉，真的下沉了。在采取了这些极端的改善措施之后，在一个大型矿场被关闭和淹水之后，地下水位又开始缓慢上升，导致一些地区淹水。今天，在核心区没有采取任何管理措施，这导致沟渠被碎片和沉淀物堵塞。因此，核心区内部的水位一直在上升，从而影响了周围缓冲区的水位。因此，沼泽数量的增加是出于保护区管理的影响之外的管理措施和过程。

在研究的不同区域中，我们看到六个关键进程的发展情况，这些进程通常最符合核心区域和缓冲区的管理目标，但在过渡区域则不太符合。有价值的生物群落的获得和森林的转换是例外，这些都很好地分布在所有区域。总的来说，变化过程的结果表现为从核心区到过渡区，最终到周边参考区的逐渐发展。在集约化、宝贵的生物群落份额丧失和半自然森林转换的情况下，人们发现过渡区在管理目标方面比周围参考区更不有效。

在未来，该地区可能会出现可观的景观动态。促进有利于保护的土地管理的努力肯定会继续下去。然而，就像德国一般的土地使用一样，该地区正在向集约化农业(部分也包括林业)转变。一个主要的驱动力是德国的“能源转变”，从核能转向可再生能源的使用，这为农民种植能源作物提供了强大的激励(Plieninger et al. 2006)。相反，由于研究地区的人口数量可能会进一步减少，用于扩大定居点和基础设施地区的土地消耗可能会保持有限。这一情况的发展，加上可用于自然保育措施的公共资金可能会减少，将对专业的保护区管理人员和自愿的自然保育人士构成挑战，以保持保护区的高自然价值，这在很大程度上取决于持续的保育管理。

洞察保护区控制土地覆盖变化的能力

综上所述，我们的结果表明，保护区在沿预期路径管理关键土地变化过程方面具有显著的有效性。这一发现与对22个国家49个保护区的荟萃分析(Nagendra 2008)的结果一致，北美和欧洲的大多数保护区显示了理想的土地覆盖变化方向。Maiorano等人(2008)基于CORINE土地覆盖数据对意大利716个保护区进行了评估，结果表明，与周围环境相比，观察到的区域在减缓土地覆盖变化方面是有效的。他们的发现表明，只有在向更多的人工土地覆盖类别转变时，差异才会变得明显，但在向更多的自然土地覆盖类别转变时，保护区与其周围环境之间的差异并不会出现。研究结果在一定程度上支持了这一结论:与土壤强化、土壤封闭和有价值的生物群落丧失相比，保护区在有价值生物群落相对和净收益方面并没有表现出更好的发展。

所研究的时期与东德共产主义结束后的动荡过渡时期相对应。与其他受类似政治变化影响的欧洲国家相比，所有区域的森林覆盖都表现出了高达97%的显著持久性。例如，森林面积的净增加比Kuemmerle等人(2009b)在罗马尼亚发现的类似时间跨度(1990-2005年)的数字要大。与前社会主义中东欧国家(Kuemmerle et al. 2009a)的主要区别可能在于德国的林业立法，该立法在20世纪90年代初迅速通过，有效地控制了非法采伐和森林转换。在国家层面上，德国的森林覆盖总量在1990年至2005年间几乎没有变化，森林扩张的趋势轻微(粮农组织，2006年)。

正如Ewers和Rodrigues(2008)所指出的那样，一个保护区的保护成功很可能会对其直接周围的土地产生不利影响，在我们的案例中，这是不受法律正式保护的过渡带，而不是保护区的核心和缓冲区。此外，来自世界其他地区的研究表明，保护区周边土地的开发对保护区内发生的情况有重大影响(Hansen and DeFries 2007, Leroux and Kerr 2012)。特别是，较小的保护区被发现是较大社会经济系统的一部分，并遵循这些系统提供的发展趋势(Maiorano et al. 2008)。靠近居民点是影响保护区及其周边地区保护成功的另一个因素(Alados等，2004年;Nagendra等，2010年)。因此，较低的刚性保护状态、与聚落的空间接近以及可能的泄漏效应可能解释了为什么过渡带显示出与参考区域非常相似甚至更差的结果。另一方面，核心区的严格保护状态也可能在某些方面对缓冲区产生积极的影响，例如核心区周围的湿地繁殖。Walker和Solecki(1999)在美国的一个生物圈保护区也发现了类似的结果。与上卢萨西亚一样，新泽西松林保护区也嵌入了一个被积极利用的文化景观中。与我们的研究结果相似，他们关于土地转换和开发的计算结果显示，从核心区到过渡区有明显的梯度，过渡区的土地转换比例甚至高于周围的控制区。这些结果在很大程度上是由于保护区的管理，而不是其他因素，如人口和家庭增长或土地供求。

剩下的不确定性

我们评估的准确性在很大程度上取决于现有数据的分辨率。我们很幸运能够使用萨克森州公开的土地覆盖地图，并显示出与欧洲许多类似评估中使用的coine土地覆盖数据相比的高分辨率。然而，必须谨慎地看待所给数据的有效性。虽然不能完全排除分类错误，但负责的国家机构还没有进行正式的准确性评估。例如，我们观察到，在沼泽，特别是有水的沼泽、广阔的草地和卡尔沼泽中，有高度的交换。与1992年降雨量很少的时期相比，2005年是一个非常潮湿的季节。不能排除2005年将部分草地或森林地区误认为沼泽或将沼泽地区误认为沼泽的情况。”集约草地和休耕耕地也面临同样的困难。在“有价值的生物群落获得/失去”过程中总结水和沼泽/沼泽，在“集约化/扩展”过程中总结耕地/集约化，有助于减少这种偏差。

另一个需要考虑的重要问题是，土地覆盖变化只是保护区的几个压力源之一。许多其他的威胁更加微妙(如耕地化肥和农药投入的增加、水污染、放牧管理)，不能通过土地覆盖变化分析来把握。此外，我们的研究只关注土地覆被变化的空间范围，这意味着，例如，在一个土地覆被类别内的小规模生物量变化或水体质量没有被考虑在评估中。

当通过比较保护区边界内外的土地覆盖变化过程来评估保护区的有效性时，渗漏效应可能是一个混杂因素，但在我们的研究设计中无法把握。在保护区内限制土地利用活动，只会导致土地利用活动转移到其他地点，而不会停止，从而对保护区以外产生更强的负面影响，这是一种常见的现象。因此，我们必须考虑一个保护区可能对更广泛的地区产生的影响，而不仅仅是在它自己的边界内。同样的效应也会在评估一个储量相对有效性时产生偏差(Ewers和Rodrigues 2008, Dewi等人2013)。

这项研究涉及的时间跨度也需要证明。1992年至2005年是上卢萨蒂亚进行储备管理的前13年。如果再往前追溯，也不会得到关于管理效力的更多资料，因为1992年以前并不存在保护区。与此同时，在德国统一后的几年，这是一个巨大的政治和社会经济变化时期，潜在的高土地利用动态(Schleyer and Plieninger 2011, Plieninger et al. 2012)，因此我们感兴趣。良好的数据可用性进一步支持了这种相对较短的时间跨度的决定。

结论

关于热带森林生态系统保护区土地覆被变化的研究非常丰富，主要集中在毁林和森林退化方面(Nagendra et al. 2010, Mehring and Stoll-Kleemann 2011, Barber et al. 2012)。在中欧文化景观的背景下，毁林率或总体土地覆盖变化并不是管理有效性的合适指标，因为这些景观已经被动态的人类使用和持续的变化塑造和表征了几个世纪(Antrop 2005)。这些景观所提供的丰富多样的生态系统服务在很大程度上依赖于人类对景观的利用和影响。承认这种固有景观动态特性的保护区有效性研究在很大程度上是缺失的。我们的研究通过定义和评估这些景观中土地覆盖变化的关键过程，纳入了这些细节。考虑过程而不是静态参考条件已被证明是评估生物圈保护区管理成功与否的有效手段。

文献引用

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