形态学
形态上亚洲狮常可与非洲狮区分开来，基于(a)头骨特点，亚洲狮有个额外的眶下孔，(b)腹部皮肤，亚洲狮有典型而松弛的褶皱，称为腹褶，而非洲狮没有(O’Brien, 2003)，(c)面部特征，与非洲狮相比，亚洲狮的吻部更修长，前额也更倾斜；侧视时它们的轮廓显得更长，(d)成年雄狮鬃毛稀疏，总遮不住耳朵，看上去有典型的“莫霍克”风格。(图1，补充材料S1)作为我们长期研究项目的一部分，我们结合对已知狮子的实地考察和为非洲狮开发的技术以制定估算个体年龄的标准(补充材料S2)，这有助于我们构建它们的种群结构和数量统计详细信息。2001至2018年间，我们从吉尔的不同地区捕捉了35只野生狮子(包括亚成体，旨在了解它们的分布状况)，以便布设无线电信号传送器或进行医疗，并记录其形态测量详细信息。我们发现成年雄性(n = 7)和雌性(n = 12)的平均体重分别为160 (标准误差 4.7) kg和116.5 (标准误差 3.7) kg(表1)。类似老虎和豹子，在印度的不同地区和吉尔内部记录到的狮子，其鬃毛尺寸、颜色和毛皮质地也有一些局部的变异(Divyabhanusinh, 2005)。 当地居民往往根据鬃毛颜色，将成年雄狮分为不同的类别，从金黄色(Pinglo)，斑灰色(Bhurio)到黑色(Kamho) (Divyabhanusinh, 2005)。

分布状况
主要根据古生物学证据、文学、艺术、文化和狩猎记录复原的现代亚洲狮历史活动范围显示，它们分布广泛，自安纳托利亚、叙利亚横跨整个中东直至印度东部(Kinnear, 1920; Caldwell, 1938; Joslin, 1973)。直至19世纪中叶，印度狮一直定居于印度北部和中部的整个北恒河流域，同时也遍布于印度北部和西部的近代邦，东部的比哈尔邦和奥里萨邦，南限远至讷尔默达河(Fenton, 1908; Pocock, 1930; Dalvi, 1969)。随后于19世纪末，狩猎和栖息地丧失迫使它们在大部分活动范围内灭绝(Divyabhanusinh, 2005)。至19世纪80年代，印度狮唯一的野生种群囿于古吉拉特邦的索拉什特拉半岛的巴尔达、阿列克丘陵、米提亚拉、吉尔纳尔和吉尔森林及其周边地区(Dalvi, 1969)。尽管有些狮子继续残存于伊朗和伊拉克的遐方绝域(孤立的小块栖息地)，但这些狮子并非可育种群，很快就灭绝了。1888年至1890年，由于狩猎和农垦、放牧导致的森林流失，索拉什特拉仅剩的单个狮子种群只得苟存于吉尔森林，这片由干燥落叶林和热带旱生林组成的大约2000 km²的地区(Divyabhanusinh, 2005)。
Driscoll et al. (2002) 认为距今约2680年(范围是1081年至4279年)前，由于坎贝湾海平面的上升，包含吉尔森林的卡提阿瓦半岛与印度大陆分离(Gupta, 1972)，现存亚洲狮种群的奠基者(祖先)遇到第一个种群瓶颈，迫使它们历经数代近亲繁殖(O’Brien, 2003)。当湾水退去，半岛与大陆相连时，大多数印度狮已于当地灭绝，这也使得近亲繁殖的狮子几乎无法提高其遗传多样性。无独有偶，19世纪初，由于狩猎猖獗一时，吉尔狮又遇到较不严重却广为人知的第二个种群瓶颈，数量减至不到50只(Edwardes and Fraser, 1907; Kinnear, 1920; Pocock, 1930)。
由于统治吉尔大部分地区的居那加德的纳瓦布(印度莫卧儿帝国时代省级地方行政长官的称谓，亦称苏巴达尔)及时采取保护措施，狮子劫后余生(Divyabhanusinh, 2005)，到1936年增至287只(Dalvi, 1969)。其后，独立的印度政府于1955年全面禁止猎狮，并于1965年宣布将吉尔森林设为野生动物保护区。古吉拉特邦森林部门随后进行了保护和栖息地管理，使得狮子的数量稳步增长(Singh and Kamboj, 1996)，截至2015年，狮子的总数超过500只(Gujarat Forest Department, 2015)。该亚种也从1990年代的世界自然保护联盟红色名录中的“极危”等级(Nowell and Jackson, 1996)降至2008年的“濒危”(Breitenmoser et al., 2008)。在过去的二十年里，亚洲狮的分布范围已扩散到13000 km²左右，包括吉尔保护区农牧带(吉尔保护区；1700 km²)、吉尔纳尔野生动物保护区(180 km²)及超过11000 km²的人居环境乃至居那加德、安雷利、吉尔索姆纳特和巴夫那加尔周边的沿海灌木丛(Ranjitsinh, 2016; Singh, 2017a)。当前，索拉什特拉地区的狮子仅有单个源种群，由大约300只成年狮子组成，它们大多生存于吉尔国家公园和吉尔野生动物保护区中，还有几个零星分布的小型汇种群(出生率<死亡率的种群)(Pulliam, 1988)，生存于人类主导的农牧系统中，每个种群数量不到50只(图2)。尽管这些小型种群繁殖并抚育狮子(至3岁)，但来自吉尔保护区的新成员还是维系其长期生存力的基本要素(Banerjee et al., 2010)。无线电遥测(Jhala et al., 2014a)显示，这些小种群同吉尔保护区的狮子种群间存在广泛流动。狮子由此在索拉什特拉地区以典型的集合种群结构生存(Hanski and Gilpin, 1997; Cronin, 2003)。因此，促进狮子种群间栖息地的通流对其在索拉什特拉地区的长久生存至关重要(Banerjee et al., 2010; Banerjee, 2012)。
尽管吉尔狮的好转阐述了保育成功的故事；但在维护该亚种未来持久生存方面，也给野生动植物管理人员和自然资源保护人员带来严峻挑战。种群规模越大越安全，而物种的可育种群数量越多也越安全(Soulé and Simberloff, 1986)。人类自由空间对于大型食肉动物保护无疑至关重要，与人类的利益冲突已成为全球大型食肉动物数量减少的主要原因(Woodroffe, 2000)。事实上，吉尔狮经常因捕食家畜而中毒死亡(当地村民在家畜的尸体上投毒，以为毒饵)，直到最近执法日趋严格才逐步得到控制。当前，古吉拉特邦政府将仅259 km²的不受侵犯之地(无人居住和使用)划为吉尔国家公园以保护狮子。其余保护区以野生动物保护区(WLS)、预备林和保护林的形式存在，其人居程度各异，并且法律上允许人使用森林资源(Wildlife Protection Act, 1972)，包括当地的半游牧民族——玛尔达里人的放牧权。保护地外部区域的土地所有权多为私有，因此在索拉什特拉建立新的保护地相当不易。由于该区域保护地已达到约300只狮子的容纳量(Singh, 1997)，唯有确保吉尔保护区的源种群可持续发展并扩散廊道给农牧带的几个小型汇种群，才能保持约500只狮子的现有数量或使之与日俱增。与人类共存由此成为维护该区域可育狮子种群的必然策略。然而，由于线性基础设施发展、城市扩张、农业集约化和社区价值观改变，索拉什特拉地区正迅速改变。随着狮子种群密度在这种日益恶劣的环境中不断增长，为维护狮子与人类共存，将需要狮子生态学、冲突解决和社会经济基础等多学科的了解。

种群统计学
19世纪50年代，印度军队的威廉·莱斯最早尝试基于狩猎记录估计狮子数量，当时他断定，印度至多仅剩300只狮子(Divyabhanusinh, 2005)。后来，据居那加德政府治下林区、军官估算，1905年至1913年间，约有20-50只狮子。1936年，基于水塘附近足迹，对亚洲狮做首次统计，报告共计287只(Wynter-Blyth, 1949)。自1963年以来，古吉拉特邦森林部门每五年都以家畜为饵，对亚洲狮进行为期三日的集中分析统计。用这种方法，每日记录下所有靠近诱饵的狮子。进食诱饵的狮子在附近停留了3-4天。然而，如果狮子移至另一个诱饵地点，就会保留移动记录，且计算狮子总数时，以此将重复计数减至最少。记录最多的一天的狮子数量即为总数量。
足迹统计和总数计数都靠不切实际的假设，容易出错，因为它们不涉及检测问题，既需要仔细排查重复，又需要训练有素的野外工作人员，还需要大量资源(Williams et al., 2002)。为了规避这些问题，我们设计并演示了一种用于估计狮子密度的标志重捕框架（方法常规且空间明确），以其鬃毛形态、耳槽和终身存留的体表标志来辨识狮子个体(Jhala et al., 1999, 2004;Jhala,2004; Banerjee and Jhala, 2012)。我们步行或乘车接近（在10-20米内）年龄超过1.5岁的狮子并拍照，将狮子个体的详细信息（年龄，性别，识别特征，相关狮子，地理坐标，照片等）输入LION程序(Jhala et al., 2005)（补充材料S3），用于存储、归档、识别和比较狮子数据库，以便生成有助于种群数量估计、长期监测种群统计参数和移动模式的信息。
吉尔保护区的狮子种群密度最高，为15只(标准误差 0.1)/100 km²，其次是吉尔纳尔野生动物保护区，狮子种群密度为6(标准误差 0.7)只/100 km²，此外像索拉什特拉这样以人类为主的地区为2(标准误差 0.1)只/100 km²。(Jhala et al., 2004; Banerjee,2012; Banerjee et al., 2013)。由于吉尔保护区西部有人工投食，此地的狮子空间显式密度与旅游热点呈正相关(Gogoi, 2015)。当地居民有素食的生活习惯，他们将死去的家畜丢弃在野外，这些尸体吸引了狮与豹(Panthera pardus)。为了尽量减少大型食肉动物与人类之间的冲突，也便于游客观狮，野生动物管理人员经常从森林居民地取回这些牲畜的尸体，并将其倾倒在旅游景点。这保证了食物来源，增加了狮群的规模，也缩小了它们的活动范围(Gogoi, 2015; Jhala et al., 2016)。这种人工投食模式对自然猎物和其他生态因素有压倒性的优势，使得当地的狮子密度高于自然密度。我们相信，虽然这种做法将提升游客的观赏体验，却会对狮子的社会组织产生严重影响，例如传染病的传播，并且可能导致这一小块地区人为增加的狮子密度对野生猎物种群产生更大的捕食压力。
等位酶和微卫星研究表明亚洲狮遗传多样性很低，源于它们是少数奠基者（祖先）近亲繁殖的后代(Wildt et al., 1987;O’Brien, 2003)。然而，随机扩增多态性DNA分析显示亚洲狮存在一定程度的多态性(Shankaranarayanan et al., 1997)。O’Brien et al. (1987)与Wildt et al. (1987) 发现，较之野生非洲狮(25–61%)和其他物种，如牛类和非洲野犬(20–30%)，亚洲狮和亚洲猎豹的精子形态异常率(分别为79%和71%)高得多。血清睾酮（精子形成的关键激素）水平较低，亚洲狮负责免疫的主要组织相容性复合基因的变异性较低(Wildt et al., 1987)。Todd (1965)将亚洲狮齿列异常归因于近亲繁殖。杂合度减少可能会降低种群的生殖活力和长期生存力(O’Brien et al., 1986;Packer et al., 1991)。
为了解吉尔狮的种群统计参数，我们使用遥测技术和狮子个体资料集中监测68只成年狮子和来自38窝的91只幼崽(Banerjee and Jhala, 2012)。我们凭借随机死亡事件记录(n = 228)推断吉尔狮的死因。狮子数量从1968年的177只增加到2015年的523只，r = 0.022(标准误差 0.001)即种群年增长率为2.2%。雄雌比为0.63(标准误差 0.04)，幼雌比为0.37 (标准误差 0.02)。尽管繁殖四时可见，但交配多发于冬季，而生产多发于夏末。亚洲狮第一胎平均幼崽数为2.39 (标准误差 0.12)。生殖间期为1.37(标准误差 0.25)年（n = 7雌狮），若上一胎幼崽存活至独立则更高 [2.25 (标准误差 0.41) 年] ，幼崽（<1岁）的存活率为0.57(标准误差 0.04)，而亚成年（3岁）的存活率为51%(标准误差 4%)，杀婴致死占30%。成年狮子（>3 years）的年存活率为0.9，根据2007-2019年的228例记录，我们估计30%的狮子死于疾病（图3笔误，样本数实为228）。成年狮子主要死于自然原因（60％），然而，人为死因也相当高（32％）。死于失足坠井（露天灌溉井），触电（用于防止蓝牛羚和野猪破坏庄稼而非法部署的带电电线）的现象在农牧区引人注目。野生动物管理部门正以资助露天水井围栏修建和农田太阳能野生动物围栏安装来解决这些问题。
Banerjee and Jhala (2012)得出结论，亚洲狮和非洲狮在种群参数上并无二致，并进一步指出没有证据表明近交衰退使得亚洲狮生存率降低。后来，有记录显示自由放养的亚洲狮幼崽肢体缺失、畸形或先天失明（补充材料S4）。这些都是近亲繁殖的潜在指标(O’Brien, 1990)，在自然界中，这样的残疾个体很少能存活下来并传播这些性状，因此随着时间推移，有害的等位基因会从种群中消失(Keller and Waller, 2002)。野生动物管理人员最近对野生狮集中实施医疗保健(2001年至2010年间，古吉拉特邦森林部门捕获并治疗了501头狮子，Pathak et al., 2002; Meena and Kumar, 2012)，确保了许多这样不健康的个体生存。这种对自然选择过程的干涉将严重影响野生狮的未来生存(Banerjee and Jhala, 2012)。

社会组织和行为
尽管20世纪60年代以来生物学家一直在观察吉尔狮(Joslin, 1973)，但吉尔狮社会行为的定量数据才刚开始积累(Chakrabarti and Jhala, 2017, 2019)。自由放养的亚洲狮中，狮群只由雌狮及其抚养的幼狮组成，而成年雄狮（单狮或雄狮联盟）则组成独立的单位，覆盖多个雌狮群的家域(Joslin,1973;Chellam, 1993)。然而，有人发现邻近的雌性狮群有专属的领土，这些领土多年来几乎保持不变(Chakrabarti and Jhala,2019)。狮群中抚养幼狮的雌狮共处育婴所，但发情期并不像报道的塞伦盖蒂的同类那样明显同步(Chakrabarti and Jhala, 2017)。幼崽5-6个月大时断奶，但直到2-3岁前还依赖它们出生的狮群进食 (Joslin, 1973; Banerjee and Jhala, 2012)。
不同于据报道平等的非洲狮社会(Packer et al., 1988)，亚洲雄狮联盟等级分明，每个联盟都有只主导雄狮，占据超过70%的配偶，并额外享用45%由下级共同捕杀的食物(Chakrabarti and Jhala, 2017)。由于亚洲雄狮联盟间资源分配方面如此严格的线性关系，相比大型联盟（2头雄狮以上）的单狮和下级狮，双狮联盟的雄狮收益更高。这使得亚洲系统中双雄狮为最优联盟规模 (Chakrabarti and Jhala, 2017)。
两性之间的互动主要局限于交配和偶尔的大型捕杀 (Meena, 2008; Chakrabarti and Jhala,2017)。雄狮常常自食其力：独自狩猎，清除家畜尸体，抢食豹子和雌狮(Chellam,1993; Meena, 2008;Banerjee et al., 2013)。亚洲狮因此形成了同性群体，每个群体的表现更像独居的食肉动物，为独立实体(Chakrabarti and Jhala, 2019)。亚洲狮的群体较小，成年雄雌狮群平均数分别为1.7(标准误差 0.2)与2.5(标准误差 0.4)只 (Gogoi, 2015)。这种雌雄狮运作与功能的分离似乎同报道的塞伦盖蒂、恩戈罗恩戈罗地区的狮子社会形成鲜明对比(Schaller, 1972; Bertram, 1978; Packer et al.,1988)。不过，据报道，赞比亚卢安瓜山谷的狮子的雌雄互动程度也与吉尔相似，那里针对雄狮的猎杀大大减少了它们的数量，因此它们有能力保持排他，同雌狮群全面接触(Yamazaki,1996)。
雄狮联盟（2头以上雄性伙伴，n = 7）的平均家域（95% 最小凸多边形法）为120平方千米(标准误差 19)，远大于单雄狮(n = 4)的31(标准误差 3)平方千米，相比与雄狮联盟[30 (标准误差 4) 个月]。单雄狮担任地主的时间也更短[14 (标准误差 3)个月)(Chakrabarti and Jhala, 2019)。为顺利繁殖，雄狮需占据狮群超过24个月以确保其幼狮活到独立年龄而不被杀幼的新进地主雄狮杀死(Schaller,1972)。地主雄狮被新进雄狮驱逐后，幼狮和不满18个月的亚成年大多被新任地主杀死，或被驱散时难得成活(Chakrabarti and Jhala, 2019)。（这两段被系统定义为“含有不适当内容的留言”，只好以截图的形式发表……）

（下文由@朝闻道夕死可矣～ 代译，前后译文可能有出入，望见谅）
生境与活动
在吉尔PA内，地主雄狮平均家域面积91平方千米（标准误差17），为成年雌狮【21平方千米（标准误差8）】的三倍。在以人为主导的自然景观中，吉尔PA外的狮子家域远大于PA内的狮子家域[地主雄狮832 (SE 42) km2;成年母狮= 169 (SE 57) km2]。吉尔PA内的母狮核心区面积（7平方千米SE3）比吉尔PA外的母狮（30平方千米SE15）少了四倍。外部景观狮子更大的家域面积符合资源分散假设（外部景观中资源分布不均匀，而吉尔PA内是均匀的）。
Banerjee 发现雄狮（n=7）的平均领地占有时间为36月（18-60月），而亚成年雄狮平均3.9岁（n=6）离开出生狮群。成年雄狮扩散的连续领地间平均距离为21（SE5）千米，而亚成年雄狮扩散距离平均里其出生狮群16（SE4）千米。与我们预期相反，PAs外狮子活动模式差别很小(图4)，这主要是因为人类活动，例如朝圣旅游等等。吉尔的植被类型主要由荆棘林落叶林以及常绿的河边斑块组成。这些河流斑块是狮子的重要栖息地，它们提供了夏季炎热时的休息地。1975年从吉尔PA迁移走了592个Maldhari后建立的259平方千米的国家公园以及1982年旋风后森林恢复使得吉尔PA内灌木丛与树木密度增加了，野生动物管理人员认为，这里增加的植被密度不利于狮子和他们的猎物生存，并建议进行选择性疏伐。但是，吉尔PA的野生有蹄类主要是browsers，而家畜主要为grazers，因此，对开放栖息地的管理干预必须在精确的评估后才可以进行。
在吉尔PA外的农牧景观中，狮子家域核心区域由农田和荆棘林组成，家域核心区被观察到远离乡村和乡镇，但更接近水系和Pas。狮子在夜晚活跃在这片人类主宰的土地上，经常冒险进入村庄和城镇猎食家畜。然而，随着白天人类的活动，狮子在植被覆盖地寻找藏身之处。在吉尔PA外以人类主导的景观中，狮子的白天避难地平均面积为7.5 平方千米(SE 0.74)，但也使用了较小的植被斑块(57 公顷)。然而，要想在这片土地上成功繁殖，母狮需要4平方公里的栖息地。这些通过无线电遥测的发现强调了特征是错综复杂的灌木状的Prosopis juliflora和Acacia senegal的小型植被斑块对狮子在大型农牧景观中存留的重要性。土地覆被变化的遥感时间序列数据表明，随着线性基础设施的不断发展，这一农牧景观正迅速转变为城市。这样的变化对狮子继续占据景观是有害的，因为它们会占据繁殖地和白天的庇护所，还会阻碍狮子种群在景观和PA之间的扩散路线。如果狮子要继续在这片土地上生存下去，就必须立即改变土地政策和基础设施建设，以保护这些重要的栖息地以及它们之间的连通性。
保护大型食肉动物的一个成功策略是保持景观内基因和遗传上有关系的就像源种群的种群与其他种群间的聚集结构，大型食肉动物的源种群栖息地最好不被侵犯，在其中食肉动物可以依靠自然猎物生存并发挥其生态作用。对于亚洲狮来说，这样一个区域就是一个259平方千米的国家公园，生态学上来看，它最多容纳25只狮子，印度的老虎保护区，得有至少20只成年母虎才会被认为是可行的，为了实现这一目标，需要一块800至1000平方公里的区域，并通过鼓励将人类的住区从老虎保护区移出的法律授权。对亚洲狮也需要采取类似的措施，吉尔 WLS需要在现有国家公园的基础上增加一块地区，使总面积达到800-1000平方公里。权力机构以外的土地所有权主要是私有的，而古吉拉特邦森林部门对土地使用的变化几乎无权控制。因此，在一个封闭区域内确保狮子的存活可行后，保护区应被用来保护更大范围内人类主导的景观内的栖息地，这些保护区不那么严格，像保护区和社区保护区，并准许当地社区使用和放牧，以维持他们的生计。目前，无线电遥测显示，狮子可以自由地利用某些土地和地形特征(如排水系统)在陆地上活动，然而，现有公路扩建为交通繁忙的高速公路、铁路和其他线性基础设施，可能会严重限制这种活动。利用对狮子的遥测(>9000)，编制了一份利用生态位因子分析的栖息地适宜性图，并使用PATHMATRIX建模优化了狮子栖息地斑块之间的连通性。这些生态走廊是狮子在生境斑块之间移动和维持景观尺度偏置结构的最低要求。穿过狮子栖息地和走廊的基础设施需要对狮子友好，并具备野生生物渗透性。在这类狮子栖息地，唯一可用于规范土地使用转换的法律规定是根据《环境保护法》规定的生态敏感区，已确定的生境斑块和走廊应成为吉尔PA的生态敏感区的一部分。古吉拉特邦政府的这一声明将使当局能够减少这些地区因工业、采矿和基础设施导致的的进一步损失，同时允许有利于狮子保护和当地生计的使用。目前，古吉拉特邦森林部门主要负责保护整个地区的狮子，这一责任需要与包括公路、铁路、电力和民政部门在内的各种利益相关机构共同承担。

人狮冲突
吉尔森林在过去的200年里为Maldharis所占据，Maldharis对自然和自然资源有着强烈情感。他们主要是素食者，他们的主要生计是畜牧和销售奶制品。这种宗教和社会背景使他们对狮子十分宽容，狮子在他们的民间传说和文化中是一个强大的形象。但是，Maldharis为了阻止狮子威胁他们的家畜使用武器威慑狮子。过去，也有狮子因为杀死家畜而被毒杀。朱纳加德的行政长官很早就认识到这一威胁，并实施了对被狮子杀死的牲畜的主人补偿的计划。该计划由古吉拉特邦林业部继续实施，并定期修订，以适应牲畜市场价格的变化。狮子不喜欢Maldharis，当被他们和他们的牲畜发现时，狮子会保持距离。水牛)是Maldharis饲养的主要牲畜 (78%)，它们聚集在一起以抵御狮子的袭击。Maldhari的畜牧业实践经过多年的经验磨练，以尽量减少狮子捕食家畜造成的损失。白天，人们在森林里放牧牲畜，晚上则把它们围在荆棘树丛里。兽群在日出后离开，有一到三个牧民伴随(取决于兽群的大小)，在日落时返回。牧群结构为家畜和幼雄水牛在前，优质水牛在中，牧民在两端。在狮子攻击时，畜和幼 牛(最便宜的)会惊慌失措，变得最易受攻击。成年水牛围成一个圈在牧民的指挥下以这个队形攻击狮子，很少被杀死。死牲畜被倾倒在特定的地点，狮子利用这种资源非常普遍。研究人员观察到PA内的项圈狮子定期到这些垃圾场寻找免费食物。因此，狮子确实通过觅食和偶尔的捕食从牲畜中受益，只能通过严格的执法和公平的牲畜补偿计划控制对狮子的致命报复。生活在狮子栖息地的居民因为他们自己和他们的牲畜免费获得的森林资源受益。我们发现，居住在吉尔森林内的Maldharis比居住在吉尔森林外的牧人多获得76 (SE 0.05) %的利润。因此,Maldharis和狮子之间的关系是和谐共存,这是更多的利益双方所保持的一种微妙的平衡，通过文化态度,严格执法,公正的牲畜补偿方案,生活福利，狮子很少攻击人类。2007年至2016年，吉尔地区共有190次狮子袭击人类，其中造成人员死亡的比例很小(n = 12,4%;1.3次袭击/年)。而在2011年至2016年期间，同一地区有383起豹子袭击人类事件，其中41起是致死的。象和老虎造成的损失更大(2013年至2015年，印度每年分别有408人和34人因此死亡)。据观察，在极端干旱的年份里，狮子袭击人类的事件有所增加，这是因为大量牲畜进入保护区并在那里放牧。通过遥测狮子得到的数据显示，狮子大多对人类没有敌意。狮子的攻击大多是偶然的，狮子很少跟踪或锁定人类作为猎物，他们通常在自卫或受到惊吓时发起攻击。
家畜密度超过阈值，对原生植被群落和野生有蹄类动物有害，ness（Maldharis定居处）附近杂草丛生，草木不适口，另一方面，狮子不摄食家畜也能活得很好，并且可以依据野生有蹄类动物的可用性将他们的密度调整到自然水平（在吉尔PA达到63只/平方千米）。因此，通过重新安置吉尔PA中留下的ness来建立额外的属于国家公园的保护空间不仅有利于保护狮子，也有利于该地区的整个原生生物群落。至少，Maldharis定居点应该每4 - 5年轮换一次，让当地植被从过度放牧和牲畜踩踏中恢复过来。
Banerjee采访了680名当地居民，以了解他们对狮子的态度。除了共同的文化和宗教因素之外，不同于那些在PA内部运作的关于家畜的福利因素并没有促进狮子在人类主导景观中的生存。相反，牧民对狮子并不宽容，因为狮子捕食他们的牲畜会给他们带来损失，当他们试图阻止狮子捕食他们的牲畜时，狮子偶尔也会袭击他们（图5）。对最近5年在整个Saurashtra地区(914个村庄)被狮子杀死的牲畜的数据进行分析表明，狮子对家畜的掠夺强度呈上升趋势（图6）。杀死的牲畜由政府补偿，这有助于减少牧民报复。然而，因为没有免费的资源，吉尔PA以外的牧区并不满意政府的补偿方案（如同吉尔PA内的Maldharis一般），并且政府的补偿与家畜的市场价格之间存在巨大落差。
研究发现，经济因素是影响人们对当地狮子容忍度的最重要因素。直接或间接从狮子身上获利的地区对它们更宽容（图5）。狮子带来的两项重要利益是：1狮子喜欢捕杀的蓝牛羚和野猪对农业有害，由于印度不允许捕猎，这些有蹄类动物可以达到很高的密度，给当地生计造成严重经济损失。2狮子为旅游业和就业提供了机会。吉尔PA有一个旅游区，野生动物爱好者可以去那里进行狩猎旅行，这鼓励了旅游业发展，也促进了吉尔西部的繁荣。这使居住在吉尔PA的当地居民在经济上受益。然而，并不是所有的游客都能看到狮子，管理局对车辆数量、徒步进入、狮子的引诱等实施了一些限制。在狮子占据的Saurashtra的1.3万平方公里的私人土地上，这些限制很难实行。当地居民利用这个机会，在PA外举办lion show，这类节目主要包括通过使用食品(鱼饵/尸体)吸引狮子到私有土地上，而游客付钱给这些土地的主人来观看狮子。游客们为此支付高昂的费用，因为这能保证能看到狮子，并被允许为所欲为(夜间摄影，步行或近距离观察狮子)，这对游客和狮子来说都很危险。然而，来自这些活动的利润并没有平均分配，而是被少数有权势的成员垄断。虽然被认为是非法的，但是这样的活动很难控制，而且是当地农业和畜牧景观的一个重要且容易的收入来源。因此，在我们的评估中，狮子与人类在人类主导的景观中共存可能是因为1狮子密度低（每100平方千米2-3只）2冲突不剧烈，狮子主要吃死牲畜和没有生产力的牛，罕有狮子袭人，管理部门会迅速处理问题狮子。3消灭农作物害兽和狮子旅游创收，为当地社区带来经济利益4由于宗教和文化态度，对当地居民对狮子有高度的容忍5禁止捕杀狮子的严格法律及其执行。这些因素的任何变化都可能破坏这种情况。然而，由于狮子在Saurashtra的密度和占用率持续增加，它们超过社会容忍限度只是时间问题。当地居民的价值观已经从宽容和虔诚转向直接的经济收益。虽然对人类的攻击是罕见的，但这些攻击导致的心理和社会经济上的影响使得人狮共存堪忧。
此外，最近，野生动物管理部门已经实施措施，限制当地社区的lion show。这可能会对狮子在人类主导的土地上的生存产生严重的影响，如果这一行动真的能够阻止这样的活动的话。那些不能从后院养狮子中获得直接利益的社区可能不再愿意让狮子待在那里。
生活在农牧交加的Saurashtra的大多数人对狮子都持正面的态度，这是至关重要的，但是大多数人的积极态度并不一定会转化为宽容的共存，因为少数但是激进的人最终决定了人狮界面的动态。这种行为很大程度上是由与他们的个人处境和经历、心理因素和价值观相关的多种因素综合决定的。因此，了解狮子的生物和社会承载能力(人类容忍的阈值)对于管理Saurashtra景观中的共存变得非常重要。例如，毗邻肯尼亚察沃东部国家公园的牧场，因狮子而损失了3%的牧群经济;尽管如此，牧场主们已经做好了忍受26只成年狮子的准备，这些狮子的食物中有6%是牲畜，每只狮子每年要损害290美元。我们建议，Gir PA以外的狮子密度应保持在社会承载量以下并且问题狮子应该立刻转移走。可以参考印度为老虎和豹子制定的标准操作程序中采用这种清除行为为指导方针，维持对狮子的社会形态。因此，需要一个未来的和多方面的政策来允许这种人狮共存的微妙平衡继续下去。

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