معلومة

ارتباط سلبي بين جودة الموطن ونجاح التكاثر في الطيور


أبحث عن دراسات الطيور التي وجدت ارتباطًا سلبيًا أو عدم وجود ارتباط بين جودة الموائل ونجاح التكاثر.

أو بعبارة أخرى ، دراسات الطيور التي وجدت أن النجاح في التكاثر كان أقل في الموائل الأقل جودة. أو أنه لا يوجد فرق في النجاح الإنجابي بين الموائل المصنفة على أنها عالية الجودة ومنخفضة الجودة.

هل أستطيع مساعدتك؟


العلاقة بين النجاح الإنجابي مع وجود بقايا ملوثات الكلور العضوي الثابتة في ريش طائر الأجنحة ذات الأجنحة الحافزة (الفانيليا سبينوسوس L.)

يتأثر نجاح التكاثر والتكاثر للأنواع الخاسرة سلبًا بالعديد من العوامل البشرية ، بما في ذلك الملوثات العضوية الكلورية الثابتة (POPs). لقد هدفنا إلى دراسة ارتباط الملوثات العضوية الثابتة في الريش بالنجاح الإنجابي للطيور ذات الأجنحة الحافزة (الفانيليا سبينوسوس). لهذا الغرض ، تم جمع بيانات عن معايير التكاثر وعينات الريش من عشيرة تكاثر تتكون من 19 زوجًا بالقرب من منطقة بوجازكنت في أنطاليا ، تركيا. تم العثور على متوسط ​​تركيزات مجموع ثنائي الفينيل متعدد الكلور (ΣPCBs) ومبيدات الآفات الكلورية العضوية (ΣOCPs) 54 ± 16 نانوغرام / غرام و 520 نانوغرام / غرام في جميع العينات ، على التوالي. على وجه الخصوص ، ثنائي الفينيل متعدد الكلور 151 و β- كان لهكس كلورو حلقي الهكسان ارتباط سلبي بمعايير التكاثر المختلفة في الأنواع قيد الدراسة. نجاح جديد (ن = 25) لتكون 37.4٪ ، والتي ارتبطت سلبًا بتركيزات ΣOCP (ص = − 0.99, ص = 0.01). وفقًا للنتائج ، تعد بقايا الملوثات العضوية الثابتة أحد العوامل المرتبطة بالنجاح الإنجابي للطيور ذات الأجنحة الحافزة جنبًا إلى جنب مع النشاط الزراعي والافتراس. يشار إلى أن الأنواع تحتاج إلى خطة حماية لمنع تراجع نجاح التكاثر وحجم الأنواع في تركيا. إلى جانب ذلك ، تشير نتائجنا إلى أن ريش الطيور عبارة عن أدوات مراقبة بيولوجية غير مدمرة لتقدير مستويات التلوث بالملوثات العضوية في السكان.

هذه معاينة لمحتوى الاشتراك ، والوصول عبر مؤسستك.


مقدمة

لقد تم إثبات نظريًا [1] ومع البيانات الميدانية [2 & # x020134] أن الأحداث والعمليات في جزء واحد من دورة حياة الحيوان يمكن أن تنتقل للتأثير على اللياقة في الأجزاء اللاحقة من دورة الحياة [5]. في الطيور المهاجرة ، يمكن أن يؤدي شغل الموائل منخفضة الجودة خلال موسم عدم التزاوج إلى سوء الحالة الفسيولوجية عند مغادرة الهجرة الربيعية [6] ، والتي بدورها يمكن أن تؤثر على البقاء على قيد الحياة للعام المقبل [7]. غالبًا ما يرتبط تاريخ رحيل الربيع من مواقع التكاثر الاستوائية ارتباطًا وثيقًا بتاريخ الوصول إلى مواقع التكاثر [8 ، 9] وهو مؤشر مهم للنجاح الإنجابي اللاحق [10]. لذلك فإن الآثار المنقولة التي تغير سرعة الهجرة أو توقيتها (مثل تاريخ المغادرة من موقع غير التكاثر ، وتاريخ الوصول إلى موقع التكاثر) يمكن أن يكون لها عواقب وخيمة على اللياقة البدنية الفردية وديناميكيات السكان [11 & # x0201313].

أحد القيود على دراسات آثار ترحيل مواقع عدم التكاثر هو أن تتبع الطيور الصغيرة من البداية إلى النهاية في هجرة الربيع لم يكن ممكنًا حتى التصغير الأخير لأجهزة التتبع [14]. اعتمدت الدراسات السابقة على تواريخ رحيل الربيع [15] أو توقيت الوصول إلى مواقع التوقف [16 ، 17] كوكلاء لأداء الهجرة الفردي الإجمالي. وقد وجدت دراسات أخرى صلات بين الأداء الفردي في مواقع التكاثر ونوعية الموائل غير المتكاثرة التي تم قياسها بشكل غير مباشر من خلال تحليل النظائر المستقرة [18] أو الاستشعار عن بعد [3]. توجد أدلة على وجود تحكم داخلي قوي في توقيت الهجرة الربيعية [19 & # x0201321] ، مما يشير إلى أن التأثيرات المرحلية قد تكون مقيدة بالبرامج الداخلية. ومن الممكن أيضًا ألا تظهر تأثيرات الظروف البيئية في مواقع عدم التزاوج إلا بعد رحيل الهجرة [22]. لذلك ، من المهم قياس سلوك الهجرة الربيعية على طول الرحلة بأكملها لتقييم ما إذا كانت الآثار المنقولة من مواقع عدم التكاثر تحدث في أي نقطة من المغادرة إلى الوصول إلى مواقع التكاثر.

اختبرنا الفرضية القائلة بأن جودة الموائل غير المتكاثرة ستنتقل للتأثير على أداء الهجرة في الربيع من خلال تتبع قشور الخشب الفردية (Hylocichla mustelina Gmelin، JF، 1789) طوال هجرتهم الربيعية إلى مواقع تكاثرهم. يعتبر Wood Thrushes من الطيور المغردة التي تتناقص بسرعة في الغابات والتي تتكاثر في شرق أمريكا الشمالية [23]. لم يتم فهم التهديدات المتعلقة بموائل موسم التزاوج جيدًا [24] ، على الرغم من أنه من المعروف أن النطاق الأساسي غير المتكاثر لـ Wood Thrush قد خضع لإزالة الغابات على نطاق واسع [25]. الشهر الذي يسبق رحيل الربيع هو الفترة الزمنية الأكثر احتمالاً للتسبب في آثار ترحيل على هجرة الربيع. أظهر تتبع Geolocator أن Wood Thrushes في أمريكا الوسطى عادة ما تغادر عند الهجرة في أوائل أبريل [9]. قبل المغادرة ، تحتاج الطيور إلى موارد كافية للخضوع لتكوين الدهون وتضخم العضلات استعدادًا للهجرة [26]. يميل الموئل إلى أن يكون على الأقل إنتاجية في مارس وأبريل ، حيث إنه ذروة موسم الجفاف في أمريكا الوسطى [27]. وقد تم عرض الآثار المنقولة لهطول الأمطار في أواخر موسم عدم التزاوج (مارس) في تاريخ مغادرة الهجرة الربيعية للطيور المغردة المهاجرة ذات التوجهات العصبية القريبة من القطب الشمالي في الأنواع الأخرى [15]. تتباين حالة جسم قشور الخشب في وقت متأخر من فترة عدم التزاوج (موسم الجفاف) ، وتنخفض بالتوازي مع رطوبة الموطن وتوافر الغذاء (كل من المفصليات والفاكهة) [27] ، مما يشير إلى إمكانية حدوث آثار ترحيل على هجرة الربيع. علاوة على ذلك ، تتنبأ نماذج تغير المناخ بانخفاض هطول الأمطار ومواسم جفاف أقوى في شمال أمريكا الوسطى [28 ، 29] ، مما يؤكد أهمية فهم ما إذا كانت رطوبة الموائل تؤثر على قشور الأخشاب من خلال الآثار المرحلية على أداء الهجرة الربيعية.

استخدمنا ثلاث طرق لفحص آثار الموائل غير المتكاثرة على قشور الخشب. أولاً ، افترضنا أن الطيور التي تحتل مناطق غير متكاثرة منخفضة الجودة ستظهر حالة جسم سيئة مقارنة بالطيور التي تحتل مناطق عالية الجودة [30]. لذلك ، قمنا باختبار تأثيرات حالة الجسم لفراشات الخشب الفردية على أداء الهجرة في الربيع ، والتي قمنا بتقييمها من خلال قياس التوقيت والسرعة الإجمالية والمدة (أيام السفر) والمسافة (كم سافر). لقد توقعنا أن الطيور في حالة فقيرة ستظهر رحيلًا متأخرًا للهجرة [6 ، 15] والتوقيت اللاحق على مسار الهجرة بأكمله مما يؤدي إلى تأخر وصول التكاثر [2]. كما توقعنا أيضًا أن تؤدي ظروف عدم التكاثر السيئة إلى قضاء الطيور أيامًا أكثر في الهجرة [31] والسفر بسرعة أبطأ (إجمالي المسافة / المدة). هناك عدة تنبؤات بديلة لتأثيرات ظروف عدم التكاثر على الطيور البعيدة عن الهجرة والتي تكون في حالة سيئة قد تكون غير قادرة من الناحية الفسيولوجية على الهجرة لمسافات طويلة ، أو قد تصل عندما تكون مناطق التكاثر مشبعة بالفعل (بسبب التوقيت المتأخر) أو التوقفات المستنفدة من الطعام ، و يضطرون للسفر لمسافة أبعد. ومع ذلك ، نظرًا للتكاليف الفسيولوجية المرتفعة المتوقعة للهجرة نفسها ، فقد توقعنا أن الطيور في حالة أكثر فقرًا من المرجح أن تختار مدة أقصر ، حتى لو أدى ذلك إلى استقرار فرد في موائل مشبعة.

ثانيًا ، قمنا بمقارنة جودة الموائل لمواقع عدم التكاثر بأداء الهجرة للطيور المتعقبة من نفس موقع التكاثر في ولاية بنسلفانيا (الولايات المتحدة الأمريكية). قمنا بقياس جودة الموائل عن بعد لهؤلاء الأفراد باستخدام مؤشر الغطاء النباتي للاختلاف المعياري (NDVI) ، وهو مؤشر مشتق من الأقمار الصناعية لرطوبة الموطن يرتبط بالإنتاجية الأولية ومساحة الأوراق [32]. تعد الإنتاجية الأولية مؤشرًا مهمًا على وفرة المفصليات في الغابات الاستوائية [33] ، وبالتالي يمكن أن يوفر مؤشر NDVI مؤشرًا لجودة الموائل الإجمالية [3]. تستهلك قشور الخشب أيضًا الفاكهة خلال موسم عدم التكاثر ، ومع ذلك ، وجدنا أن موارد الفاكهة ومفصليات الأرجل تنخفض بوفرة بالتوازي مع الرطوبة الموسمية [27]. لقد توقعنا أن الفرشاة الخشبية الفردية التي تحتل مناطق غير متكاثرة ذات مؤشر NDVI أقل في مارس (قبل رحيل الربيع للهجرة) ستظهر آثارًا سلبية على الهجرة الربيعية ، مثل المغادرة المتأخرة ، وسرعة الهجرة الأبطأ ، والمدة الأطول ، ومسافة الهجرة الأقصر ، وما بعد ذلك. الوصول إلى مواقع التكاثر ، بالنسبة إلى الطيور التي تتكاثر في نفس الموقع ولكنها تحتل موائل غير متكاثرة أكثر رطوبة.

أخيرًا ، قمنا بفحص الآثار المرحلية من خلال تقييم توقيت الهجرة والأداء لمجموعتين منفصلتين على نطاق واسع غير متزوجين ، في بليز وكوستاريكا. لقد توقعنا أنه في السنوات الأكثر جفافاً ، سيكون متوسط ​​أداء الهجرة داخل السكان أقل (على سبيل المثال ، متوسط ​​تاريخ المغادرة سيكون متأخرًا) ، على غرار الهجرة اللاحقة الإجمالية و / أو تربية الفينولوجيا التي لوحظت في الأنواع الأخرى في سنوات الجفاف أو الجفاف [31 ، 34]. لقد توقعنا أيضًا أن الاختلافات بين السكان في أداء الهجرة ستكون مرتبطة بالاختلافات في NDVI ، حيث أن مواقع عدم التكاثر التي تكون أكثر رطوبة باستمرار ستدعم أداء هجرة أفضل للطيور من هذا الموقع باستمرار. يُظهر Wood Thrush نمط هجرة قفزة الضفادع [25 ، 35] لذلك ، توقعنا أن الطيور من كوستاريكا يجب أن يكون لها مسافة هجرة أطول من الطيور من بليز. يمكن دعم الهجرة الأطول لفراشات الأخشاب في كوستاريكا إذا تم تعويض التكاليف من خلال زيادة توافر الموارد في الغابات الرطبة [36 ، 37]. إذا كانت مسافة الهجرة الأطول هذه مدعومة من قبل موائل عالية الجودة (أي أعلى NDVI) ، فقد توقعنا أيضًا أن تظهر طيور كوستاريكا أداء هجرة أفضل بشكل عام مقارنةً بطيور بليز (على سبيل المثال ، أسرع ، مدة أقصر ، توقف أقل). بالنسبة للتوقيت ، توقعنا أن يفضل الانتقاء توقيت الهجرة المتأخر لطيور كوستاريكا ، نظرًا لأن مواقع تكاثرها في الشمال ستكون أقل تقدمًا في علم الفينولوجيا من مواقع التكاثر الجنوبية لطيور بليز [38].

بشكل عام ، كنا نهدف إلى تقديم اختبارات متعددة للفرضية القائلة بأن عمليات عدم التكاثر تؤثر على أنماط هجرة قشور الخشب ، من خلال استخدام التتبع المباشر للطيور من مواقع التكاثر وعدم التكاثر المتعددة. كما تم استكشاف كيف يمكن لجودة الموائل غير المتكاثرة أن تساهم في نمط هجرة الضفادع الموثقة في هذا النوع. تعتبر قشور الأخشاب من الأنواع ذات الاهتمام بالحفظ في العديد من الولايات القضائية على سبيل المثال ، [39]). يمكن أن تؤثر تأثيرات الترحيل على النجاح التكاثري لهذا النوع ، إذا أدى عدم التكاثر إلى تأخير وصول التكاثر [34]. علاوة على ذلك ، من المتوقع أن يؤدي تغير المناخ إلى مواسم شديدة الجفاف (& # x0003c 50٪ معدل هطول الأمطار المعتاد) ، وزيادة تواتر الجفاف ، ومواسم الأمطار الأكثر جفافاً في أمريكا الوسطى [29] ، وبالتالي ، الآثار السلبية المرحلية لموائل غير التكاثر. لديها القدرة على تضخيمها في المستقبل. إذا كان نمط هجرة الضفادع القفزة مرتبطًا بالفعل بالاختلافات واسعة النطاق في جودة الموائل غير المتكاثرة ، فإن التغييرات في أنماط الرطوبة في أمريكا الوسطى يمكن أن تضعف هذا النمط على مستوى الأنواع ، مع ما يترتب على ذلك من ديناميكيات السكان [40 ، 41].


مقدمة

يعد التباين في جودة الموائل أمرًا شائعًا عبر الأنظمة البحرية وأنظمة المياه العذبة والبرية. يمكن أن ينتج هذا الاختلاف عن أشكال عديدة من تدهور الموائل المتغير مكانيًا بفعل الإنسان ، مثل تجزئة الموائل الناتجة عن التنمية الحضرية (على سبيل المثال ، Swenson and Franklin 2000) ، أو فقدان أو تدهور الأراضي الرطبة أو الموائل الطبيعية الأخرى نتيجة لاستخدام الإنسان للأراضي التغييرات (Meyer and Turner 1992) أو بناء السدود (Nilsson and Berggren 2000) ، والتلوث الكيميائي من كلا المصادر الثابتة (على سبيل المثال ، Silliman et al. 2012) والمصادر غير المحددة (على سبيل المثال ، Howarth 2008) ، تراكم معدات الصيد المفقودة أو المهجورة (برنامج الأمم المتحدة للبيئة 2005) ، إلخ. وبدلاً من ذلك ، قد ينتج التباين في جودة الموائل عن التباين المكاني الطبيعي في العمليات الجيولوجية أو الفيزيائية أو الكيميائية أو البيئية.

عادة ما يكون لانخفاض جودة الموائل عواقب سلبية على الأفراد والسكان (Sih وآخرون 2000) بسبب ، من بين أمور أخرى ، فقدان الموائل (Brooks et al. 2002) ، وانخفاض توافر الموارد ، وانخفاض تدفق الجينات (على سبيل المثال ، Keller و Largiadèr 2002) ، أو إدخال مواد سامة. تمامًا مثل أسباب المتغير ، قد تختلف جودة الموائل ، كذلك يمكن أن تختلف العواقب. على المستوى الفردي ، يمكن أن تؤدي الموائل المتدهورة إلى زيادة مخاطر الوفيات (على سبيل المثال ، Pettorelli et al.2003) ، وانخفاض حالة الطاقة (على سبيل المثال ، Craig and Crowder 2005) ، وتغيير وظيفة الجهاز العصبي أو الغدد الصماء (Homyack 2010) ، وانخفاض الأداء الإنجابي ( على سبيل المثال ، نوريس وآخرون 2004). على مستوى السكان ، يمكن أن تؤدي هذه التأثيرات على المستوى الفردي إلى انخفاض معدلات النمو السكاني (Sible and Hone 2002) وزيادة خطر الانقراض (على سبيل المثال ، Crooks and Soulé 1999) ، مما يؤدي إلى فقدان التنوع البيولوجي على مستوى المجتمع أو النظام البيئي (Fahrig 2003 Wilson et al.2008).

يتمثل التحدي الأساسي الذي يواجه البيئة اليوم في فهم كيفية تأثير التدهور في سلامة الموائل على استمرار السكان من وجهة نظر آلية. يعد تحقيق فهم آلي لتأثيرات جودة الموائل على ثبات السكان أمرًا ضروريًا للتنبؤ بعواقب تدهور الموائل الجديد أو الإضافي في المستقبل. وبالمثل ، فإن فهم الرابط الآلي بين جودة الموائل ونجاح السكان ضروري بنفس القدر للتنبؤ باستجابات السكان لتحسين الموائل الناتجة عن جهود الاستعادة البيئية. في نهاية المطاف ، يمكن أن تحدث التغييرات في ثبات السكان من خلال التغييرات في معدلات الوفيات أو نجاح الإنجاب. في هذه الدراسة ، نركز على الآثار الإنجابية لجودة الموائل.

تعتمد الأهمية البيئية للتنوع المكاني في جودة الموائل على حجمها بالنسبة إلى حجم حركة الكائن الحي. في أحد الأطراف ، عندما تكون الموائل ذات الجودة المختلفة كبيرة وتكون الحركة بينها محدودة ، فإن هذا الاختلاف المكاني في جودة الموائل يمكن أن يؤدي إلى ديناميكيات تجمعات بالوعة المصدر (Pulliam 1988). في الطرف الآخر ، عندما يكون مقياس حركة الكائن الحي اليومية واسعًا بالنسبة لمقياس التباين المكاني في جودة الموائل ، غالبًا ما تختار الكائنات الحية الموائل عالية الجودة ، مما يؤدي في ظل ظروف معينة إلى التوزيع المجاني المثالي للكائنات عبر بقع الموارد (فريتويل ولوكاس 1970). قد تحدث الظروف بين هذين النقيضين أيضًا عندما يكون مقياس حركة الكائن الحي مقيدًا من الناحية المكانية أكثر من نطاق التباين المكاني في جودة الموائل ، ومع ذلك فإن الأفراد عبر منطقة جغرافية واسعة ذات موائل ذات صفات مختلفة هم جزء من مجموعة سكانية واحدة. في هذه الحالة ، سيختبر أفراد مجموعة سكانية واحدة باستمرار موائل ذات صفات مختلفة ، حتى ضمن نطاق جغرافي صغير. قد يكون هذا الاختلاف على نطاق صغير في جودة الموائل محركًا مهمًا للاختلاف بين الأفراد في المعدلات الحيوية ، مع عواقب ديموغرافية مهمة محتملة.

الاختلاف في العمليات الديموغرافية أمر شائع. يتم تسجيل التباين بسبب التغيرات الزمنية في العمليات البيئية التي تؤثر على جميع السكان بشكل عام في النماذج السكانية مثل العشوائية البيئية (Engen et al.1998). يتم تسجيل التباين بسبب الاختلافات بين الأفراد في أشكال متعددة. يتم تسجيل التباين في معدلات النمو السكاني الناجم عن الاختلافات العشوائية بين بقاء الفرد على قيد الحياة والتكاثر كعشوائية ديموغرافية (Engen et al. 1998) ، بينما يتم تسجيل التباين بسبب الاختلافات في المعدلات الحيوية عبر العمر أو الحجم أو المرحلة التنموية على أنه تغاير ديموغرافي في منظم. النماذج السكانية (كاسويل 2001). ومع ذلك ، هناك أيضًا مصادر مهمة أخرى للتنوع الديموغرافي التي لا يمكن قياسها بسهولة ولذا يتم تصميمها بشكل شائع على أنها العشوائية (الموضحة في Kendall et al. 2011). وتشمل هذه الاختلافات الجينية ، والآثار الأمومية ، أو عدم التجانس المكاني في جودة البيئة. على الرغم من صعوبة قياس هذه العوامل ، إلا أنها يمكن أن تكون مصادر رئيسية للتباين الذي يؤدي إلى خطر الانقراض (Melbourne and Hastings 2008). أخيرًا ، غالبًا ما تفترض نماذج العشوائية العشوائية أن الخصوبة موزعة بواسون (على سبيل المثال ، Akcakaya 1999). في ظل هذه الظروف ، لا يؤثر الاختلاف في الخصوبة بين الأفراد على التباين الديموغرافي لأنه عندما يتحول المتوسط ​​= التباين ، يتحول عدم المساواة في جنسن إلى مساواة (Kendall and Fox 2002). ومع ذلك ، كما أشرنا سابقًا (Kendall and Fox 2002) ، لا يوجد مبرر بيولوجي لاستخدام توزيع بواسون لنمذجة الخصوبة ، والتباين في الخصوبة الذي يعد وظيفة متسارعة (متباطئة) للمتوسط ​​سيزيد (ينقص) التباين الديموغرافي الكلي .

هنا ، ندرس مساهمة عدم التجانس المكاني في جودة الموائل في التسبب في تباين فردي في الجهد الإنجابي من منظور ميكانيكي. على وجه التحديد ، ندرس كيف تختلف وفرة الموارد عبر مجموعة من الموائل القريبة ، ولكن حيث تحصر حركة الكائنات الحية الأفراد في نطاقات جغرافية صغيرة. نحن نختبر الفرضية القائلة بأن جزءًا كبيرًا من التباين بين الأفراد في النجاح الإنجابي يتم تحديده من خلال التباين على نطاق صغير في جودة الموائل. ندرس أيضًا علاقة التباين المتوسط ​​في الخصوبة عبر الشعاب ذات الصفات المختلفة لاختبار صلاحية استخدام توزيع بواسون لنموذج الخصوبة.


2 طرق

2.1 مراقبة معايير التربية

تم تنفيذ العمل الميداني في مدينة مدريد (وسط إسبانيا). خلال مواسم التكاثر لعامي 2012 و 2013 (مارس إلى أغسطس) ، تم نشر ما مجموعه 233 صندوق عش خشبي قياسي (الأبعاد: 220 × 140 × 140 ملم قطر المدخل: 28 ملم الشكل 1 ب و ج) وتم رصدها بشكل روتيني. تم وضع صناديق العش في أغصان الأشجار المعلقة على خطاف معدني بارتفاع أقصاه ثلاثة أمتار في ثلاثة مواقع حضرية: حديقة Oeste (40º26'03 '' N ، 3º43'46 '' W) ، حديقة Alfonso XIII النباتية (40º26) "55 '' N، 3º43'43''W) والمنطقة المحيطة بكلية الأحياء بجامعة كومبلوتنسي (40º26'55''N، 3º43'43''W). تقع مواقع الدراسة الثلاثة هذه في المصفوفات الحضرية ، حيث تتقاطع المناطق الخضراء مع الطرق وشوارع المشاة (Fernández-Juricic ، 2000).

قمنا بفحص مربعات العش أسبوعيًا لاكتشاف القوابض الجديدة. بمجرد اكتشاف قابض جديد ، قمنا بمراقبة بيضه حتى فشل القابض / الحضنة أو نمو الفراخ. لكل قابض ، سجلنا تواريخ إكمال القابض (أي التاريخ الذي تم فيه وضع القابض بالكامل ، بافتراض وضع بيضة واحدة يوميًا) ، وبقاء البيض حتى الفقس ، وبقاء التعشيش حتى الفراغ. تم حلق الطيور الصغيرة بعد سبعة أيام على الأقل من الحياة بحلقات طيور يمكن التعرف عليها بشكل فريد (تم تنفيذ المناولة والرنين بواسطة PC-L و JIA بإذن من مخطط الرنين الإسباني وسلطات مدريد). بعد التفريخ ، تم فحص مربعات العش بحثًا عن صغارها الميتة ، مما مكننا من تسجيل العدد الإجمالي للفراخ التي تم تكاثرها بنجاح (أي بقاء التعشيش). تحضن عصافير الأشجار البيض لمدة 10-15 يومًا ، وتفرخ أعشاشها بعد 14-20 يومًا من الحياة ، لتصل إلى السيطرة على درجة حرارة أجسامها بعد 10 أيام من الحياة (بارلو وآخرون ، 2020). إجمالاً ، قمنا برصد 159 محاولة تكاثر (64 في 2012 و 95 في 2013) ، و 108 قوابض أولى و 51 قوابض في 75 صندوق عش مختلف. في مجموعتنا من العصافير الشجرية ، اكتشفنا براثن ثالثة ، لكن تواترها كان منخفضًا (ن = 11 حضنة ثالثة خلال عامين من الدراسة) وقد اختبروا تباينًا منخفضًا جدًا في الظروف البيئية. لذلك ، لم نقم بتضمينها في تحليلاتنا. في نهاية كل موسم تكاثر (أي في أغسطس) ، تم جمع أعشاش لتقييم تكوين العش. تم استخراج بيانات الطقس (درجة الحرارة الدنيا اليومية والأمطار اليومية) من مجموعة بيانات وتقييم المناخ الأوروبي (http://eca.knmi.nl/) لمحطة الطقس ريتيرو (40º24'55''N، 3º41º03''W حوالي 4 كم جنوب شرق موقع الدراسة).

2.2 تقييم تكوين العش

بعد الجمع ، تم تجفيف الأعشاش في سخان (مجموعة MMM ، EcoCell) عند 40 درجة مئوية خلال 24 ساعة على الأقل مباشرة قبل تقييم تكوينها. تم تقييم تكوين جميع الأعشاش في غضون ثلاثة أشهر بعد الجمع. تم فصل مواد العش يدويًا إلى ثلاث فئات مختلفة: الريش ، والمواد البشرية (بشكل أساسي الألواح البلاستيكية) ، والمواد العضوية الأخرى (العشب والأوراق بشكل أساسي). كنا مهتمين بشكل أساسي بتأثير الريش على النجاح التناسلي ، لكننا حددنا تكوين العش الكامل كميًا (الجدول S1). تم وزن الريش ومواد العش الأخرى (الجدول S1) إلى أقرب 0.01 جرام باستخدام ميزان إلكتروني (A & D ، GF-200Mg). تم إجراء تقييم تكوين العش بشكل أعمى للمعلومات حول النجاح الإنجابي بواسطة PC-L و BB في عامي 2012 و 2013 ، على التوالي. اتبع كلا المراقبين نفس البروتوكول: تم تشريح الأعشاش بدقة حتى لا تبقى مواد العش غير مصنفة. تم جمع بيانات تكوين العش لما مجموعه 66 محاولة تربية تم اختيارها عشوائياً (31 في 2012 و 35 في 2013).

2.3 التحليل الإحصائي

2.3.1 التأثيرات البيئية على نجاح الإنجاب

درسنا أولاً كيف أثرت الظروف البيئية على النجاح الإنجابي لعصافير الأشجار الحضرية. لكل محاولة تربية ، قمنا بحساب إجمالي كمية الأمطار ومتوسط ​​درجة الحرارة اليومية الدنيا أثناء الحضانة (حتى 12 يومًا بعد يوم اكتمال القابض) ومرحلة التعشيش (بين 12 و 22 يومًا بعد يوم اكتمال القابض ، والتي تشمل الأيام العشرة الأولى من حياة الفرخ). في تحليلاتنا ، نستخدم الحد الأدنى اليومي لدرجة الحرارة بدلاً من المتوسط ​​اليومي لدرجة الحرارة لالتقاط أبرد نهاية للتغير اليومي في درجة الحرارة التي يمر بها البيض والفراخ.

استخدمنا النماذج المختلطة الخطية المعممة (GLMM) لشرح الاختلاف في معايير التربية المختلفة. عدد البيض الذي فقس (أي بقاء البيضة حتى الفقس ن = 157 براثن) وعدد الفرخ الذي طور (أي البقاء على قيد الحياة إلى الفراخ ن = 157 حضنة) باستخدام اثنين من GLMMs مع بنية خطأ Poisson (باستخدام وظيفة ارتباط السجل). تضمنت هذه النماذج الموقع (عامل من ثلاثة مستويات) وهوية nest-box (عامل يحتوي على 75 مستوى) كمصطلحات اعتراض عشوائية. تم تضمين تاريخ اكتمال القابض (أيام بعد 1 يناير) ، وحجم القابض ، وهطول الأمطار ، ومتوسط ​​درجات الحرارة الدنيا أثناء الحضانة (لكل من تحليلات بقاء البيض والحيوان) أو أثناء مرحلة التعشيش (لتحليل بقاء التعشيش فقط) كآثار ثابتة. تم تضمين متغيرات درجة الحرارة وهطول الأمطار وتاريخ اكتمال القابض كمصطلحات خطية وتربيعية. تم أيضًا تضمين عام التكاثر (عامل من مستويين) وترتيب الحضنة (عامل من مستويين للقوابض الأولى أو الثانية في صندوق عش معين) كآثار ثابتة للتحكم في مصادر التباين الإضافية التي قد تربك نتائجنا فيما يتعلق بتأثيرات الطقس على الإنجاب. النجاح.

2.3.2 التخفيف من تأثيرات الطقس على نجاح التكاثر باستخدام مواد العش

استخدام العينة الفرعية لمحاولات التربية مع معلومات تكوين العش (ن = 66 محاولة تكاثر - أي محاولة التكاثر الأخيرة في صندوق عش معين قبل أن نقوم بجمع وتقييم تكوين العش) ، قمنا بفحص ما إذا كان ريش التعشيش قد قلل من الآثار السلبية لظروف الطقس على نجاح التكاثر. قمنا بتحليل التباين في عدد البيض الذي فقس (ن = 66 محاولة تكاثر) وعدد الفراخ الصغيرة (ن = 66 محاولة تربية) تطبيق GLMMs المحددة أعلاه (أي ، نفس وظيفة الارتباط وهيكل التأثير العشوائي ، وبنية التأثير الثابت المماثلة) ، مع إضافة مجموعة جديدة من التأثيرات الثابتة: وزن محتوى الريش في الأعشاش ، والتفاعلات بين التأثير الخطي لـ (أ) هطول الأمطار و (ب) درجة الحرارة ووزن الريش في الأعشاش. بالإضافة إلى ذلك ، قمنا بالتحقيق في التباين الزمني في كمية الريش في الأعشاش وما إذا كانت كميتها مرتبطة بالظروف البيئية. ولهذه الغاية ، استخدمنا مجموعة فرعية من 32 محاولة تكاثر أولى (14 حاضنة في 2012 و 18 حاضنة في 2013). تم تفسير التباين في وزن الريش في الأعشاش من خلال نموذج مختلط خطي يتضمن هوية الموقع وصندوق العش كمصطلحات اعتراض عشوائية. قمنا بتضمين الحد الأدنى من درجات الحرارة وإجمالي هطول الأمطار أثناء تربية التعشيش كمتغيرات تفسيرية (حيث تم العثور على الظروف البيئية في هذه المرحلة الإنجابية لتؤثر على بقاء التعشيش - انظر النتائج). كما تم تضمين سنة التربية وتاريخ اكتمال القابض في هذا النموذج كتأثيرات ثابتة.

2.3.3 الإجراءات الإحصائية العامة

تم التحقق من أهمية كل متنبئ يشرح التباين في بقاء البويضة على الفقس ، وبقاء التعشيش إلى الفراخ ، وكمية الريش في الأعشاش باستخدام نهج المعلومات النظرية. لكل من هذه السمات الثلاث (أي المتغيرات التابعة) ، قمنا ببناء نموذج عالمي يحتوي على كل متنبئ فردي وتفاعل على النحو المفصل أعلاه. بعد ذلك ، تم تركيب النماذج مع جميع مجموعات المتنبئين على البيانات وتم تصنيفها بناءً على معيار معلومات Akaike (AIC ، Burnham ، 2004). تم أيضًا النظر في النماذج ذات قيمة AIC الأقل من ستة (على سبيل المثال ، تساوي AIC لأفضل نموذج صفرًا للنماذج الموجودة أسفل القمة ، و ΔAIC الخاصة بها تساوي الفرق بين AIC الخاص بها و AIC لأفضل نموذج). قمنا أيضًا بتخفيض مجموعة النماذج الأعلى (أي مجموعة النماذج داخل ΔAIC من ستة) من خلال تطبيق قاعدة التداخل التي وصفها Richards (2008). يتجنب هذا الإجراء الاحتفاظ بالتركيبات الزائدة من تنبؤات التأثير الثابت عن طريق إزالة النماذج التي تعد إصدارات أكثر تعقيدًا من النماذج الأبسط (المتداخلة) ذات دعم AIC الأضعف (Arnold ، 2010). عند تقييم قيمة AIC للنماذج المختلفة ، تم دائمًا مراعاة نماذج الاعتراض فقط. لإجراء مقارنات AIC ، تم تركيب النماذج باستخدام أقصى احتمال (ML). كانت المعاملات الخطية موجودة دائمًا في النماذج التي تحتوي على معاملات تربيعية. تم توحيد المتغيرات المستمرة عن طريق التوسيط والقياس بواسطة انحراف معياري واحد ، وبالتالي ، فإن معاملات النموذج (أي أحجام التأثير) قابلة للمقارنة عبر المتنبئين. تم فحص نماذج بواسون من أجل التشتت المفرط (من خلال مقارنة انحرافها المتبقي مع درجات الحرية المتبقية) والتضخم الصفري ، ولم نجد أي مؤشر على أي منهما. تم إجراء التحليل الإحصائي في الإصدار R 3.6.2. (فريق R Core ، 2019). نقوم بالإبلاغ عن مقدار التباين الموضح بواسطة نماذجنا لكل سمة (أي متغير الاستجابة) ، ص 2 ، بعد ناكاجاوا وشيلزيث (2013).


نتائج

على الرغم من أننا وجدنا أكثر من 200 دراسة فحصت تأثير كمية موائل الأراضي الرطبة في المناظر الطبيعية على وفرة السكان من فقاريات الأراضي الرطبة ، إلا أن 90 دراسة فقط استوفت معايير الاشتمال (الشكل 1). أنتجت هذه الدراسات التسعين 426 حجم تأثير عبر 220 نوعًا و 16 دولة (الجدول S1). كانت الدراسات في الغالب من أمريكا الشمالية (60) وأوروبا (19) ، مع الدراسات المتبقية من أستراليا (5) وأمريكا الوسطى والجنوبية (3) وآسيا (2) وأفريقيا (1). بعد إزالة أحجام التأثير بسبب نقص المعلومات حول التنقل أو معدل التكاثر ، تم تقليل العدد الإجمالي لأحجام التأثير إلى 334 عبر 137 نوعًا. كان حجم التأثير الموزون الملخص من التحليل التلوي للتأثيرات العشوائية عبر جميع الأصناف 0.11 (95٪ CI: 0.089 ، 0.137 n = 334) ، مما يشير إلى تأثير إجمالي ضعيف وإيجابي لمقدار الأراضي الرطبة في المناظر الطبيعية على تجمعات حيوانات الأراضي الرطبة وفرة. كان عدم التجانس العام س = 712.03 (p & lt0.0001) ، مما يشير إلى تباين كبير في استجابات الأنواع لكمية الأراضي الرطبة. لم يكن هناك دليل قوي على تحيز النشر حيث كانت هناك علاقة ضعيفة بين حجم التأثير وحجم العينة (Kendall's tau = 0.03، p = 0.36) ، وأظهرت مخطط التشتت بين هذين المتغيرين أن أحجام التأثير موزعة بشكل متماثل حول تأثير الملخص وتم إنتاجها. شكل قمع مع تباين أكبر في الدراسات بأحجام عينات منخفضة (الشكل S1).

أظهر التحليل التلوي للتأثيرات المختلطة عبر جميع الأصناف (العدد = 334) أنه لم يشرح أي وسيط تصميم دراسة أي تغايرية مهمة في التأثيرات (نوع الدراسة: سم = 0.65 ، p = 0.42 جهد أخذ العينات: سم = 4.34، p = 0.11 عينة من مساحة الأراضي الرطبة: سم = 1.26 ، ص = 0.26 جدول S3). لذلك لم نتحكم في تصميم الدراسة في تحليلات تأثير التنقل ومعدل التكاثر على استجابات الأنواع لمقدار الموائل. أوضح معدل التكاثر وطول الجسم عدم التجانس الكبير في تأثيرات كمية الأراضي الرطبة على وفرة الحيوانات عبر جميع الأصناف (سم = 18.83 ، ع & lt0.0001 سم = 16.02 ، p & lt0.0001 ، على التوالي الجدول S3). حيث أن الارتباط بين معدل الإنجاب وطول الجسم كان عالياً (ص = −0.72، p & lt0.0001، n = 334) ، أجرينا انحدارًا تلويًا متعددًا لاختبار التأثيرات المستقلة لكل وسيط أثناء احتساب وجود الآخر (سم = 20.76، p & lt0.0001 جدول S3). بعد التحكم في تأثير طول الجسم ، كان معدل التكاثر مرتبطًا سلبًا بتأثير كمية الأراضي الرطبة على وفرة السكان (ESضص = −0.03 95٪ CI: −0.061 ، 0.002 ع = 0.03 شكل 2). بعبارة أخرى ، كانت الأنواع ذات معدلات التكاثر المنخفضة أكثر حساسية لمقدار الأراضي الرطبة في المناظر الطبيعية من الأنواع ذات معدلات التكاثر الأعلى. في المقابل ، بعد التحكم في تأثير معدل الإنجاب ، لم يكن تأثير طول الجسم معنويا (ESضص = 0.06 95٪ CI: −0.025، 0.137 ع = 0.15 الشكل 2).

آثار معدل التكاثر والتنقل (مفهرسًا بحجم نطاق المنزل وطول الجسم) على استجابة السكان من فقاريات الأراضي الرطبة لفقدان موائل الأراضي الرطبة في المناظر الطبيعية ، بما في ذلك الثدييات والطيور والزواحف والبرمائيات (العدد = 137 نوعًا). تمثل النقاط أحجام التأثير الموزون المتوسط ​​(ض- معاملات الارتباط المحولة) من الانحدار التلوي للتأثيرات المختلطة والخطوط تشير إلى فواصل ثقة 95٪.

لم يفسر حجم نطاق المنزل أي تغاير كبير في أحجام التأثير (سم = 0.54 ، ص = 0.46 ، ن = 334 جدول S3). كان الارتباط بين نطاق المنزل ومعدل الإنجاب ص = −0.06 ، p = 0.26 ، وبين نطاق المنزل وطول الجسم كان ص = 0.25، p & lt0.0001. نظرًا لأن النطاق المنزلي لم يشرح التباين الكبير وأن معلومات حجم النطاق المنزلي كانت مفقودة لـ 92 من إجمالي حجم التأثير البالغ 426 المستخرج عبر جميع الأصناف ، فقد أزلنا النطاق المنزلي وأعدنا تحليل تأثير طول الجسم ومعدل الإنجاب باستخدام مجموعة بيانات أكبر (n = 421). أوضح الانحدار التلوي المتعدد الذي يحتوي على طول الجسم ومعدل الإنجاب قدرًا كبيرًا من عدم التجانس في أحجام تأثير مجموعة البيانات الأكبر (سم = 25.38 ، ع & lt0.0001). تمشيا مع التحليل مع 334 حجم تأثير (أعلاه) ، كان معدل التكاثر مرتبطًا سلبًا بتأثير كمية الأراضي الرطبة على وفرة السكان (ESضص = −0.03 95٪ CI: −0.061، −0.007 p = 0.02) ولم يكن لطول الجسم تأثير معنوي (ESضص = 0.06 95٪ CI: −0.021، 0.134 ع = 0.16). الرجوع إلى الجدول S4 للإحصاءات الوصفية لسمات الأنواع عبر الأصناف.

يختلف تأثير كمية موائل الأراضي الرطبة في المناظر الطبيعية على وفرة الحيوانات حسب الطبقة التصنيفية (سم = 25.17، p & lt0.0001 جدول S3). The weighted-mean effect size for mammals and birds was greater than that of reptiles and amphibians (Figure 3). The correlation between measures of mobility and reproductive rate differed across taxa, with negative correlations for mammals and birds, and positive correlations for reptiles and amphibians (Table 2). Since there was large heterogeneity of effect sizes within each taxon separately (birds: س = 168.96, p<0.0001, n = 115 reptiles: س = 35.32, p = 0.048, n = 24 amphibians: س = 412.24, p<0.0001, n = 189), we tested for effects of mobility and reproductive rate within taxa. Refer to Table S4 for descriptive statistics of species traits for each taxonomic group.

Population-level responses of wetland vertebrate classes to wetland habitat loss in a landscape. Points represent mean-weighted effect sizes (ض-transformed correlation coefficients) from mixed-effects meta-regression and lines indicate 95% confidence intervals.

For mammals, there were too few effect sizes (n = 6) to meaningfully test for effects of species traits. For birds, differences in study design did not any explain any significant heterogeneity in effect sizes (study type: سم = 0.85, p = 0.36, sampling effort: سم = 0.12, p = 0.94, sampled wetland area: سم = 0.49, p = 0.45 Table S3). Bird effect sizes did not vary significantly by Order (سم = 9.89, p = 0.20 Table S3). Reproductive rate and body length explained significant heterogeneity in the effects of wetland amount on population abundance of birds (سم = 6.09, p = 0.014 سم = 3.86, p = 0.049, respectively Table S3). A multiple meta-regression containing both body length and reproductive rate significantly explained heterogeneity (سم = 7.75, p = 0.021). Reproductive rate was negatively related to the effect of wetland amount on bird population abundance and the effect of reproductive rate was marginally significant (ESضص = −0.25 95% CI: −0.506, −0.001 p = 0.050) while the effect of body length was non-significant (ESضص = 0.12 95% CI: −0.056, 0.261 p = 0.205). We were able to test for the effect of body mass, which was moderately correlated with body length in our bird dataset (r = 0.47, p<0.001). Body mass did not explain heterogeneity in effect sizes for birds (سم = 0.315, p = 0.58), nor did home range size (سم = 0.052, p = 0.82).

For reptiles (turtles and snakes), response to wetland amount did not vary significantly by Order (سم = 0.66, p = 0.42 Table S3). Population-level effects of wetland amount on reptiles varied by study type (سم = 6.10, p = 0.01 Table S3) amount-based studies (area-based buffers) had a lower mean-weighted effect size (0.05) than configuration-based (isolation or connectivity) studies (0.31). However, we could not subset our data according to study type due to the small sample size (n = 24). In any case, in the non-subsetted data, neither mobility nor reproductive rate explained any significant heterogeneity in the effect of wetland amount (Table S3). For amphibians (anurans and salamanders), population-level effects of wetland amount did not vary significantly by Order (سم = 0.183, p = 0.668), but responses varying by Family was marginally significant (سم = 18.081, p = 0.054 Table S3). Therefore, we subsetted our data by Family and tested for effects of mobility and reproductive rate within the largest subset, which was the Family Ranidae (n = 62). Within the Ranidae subset, no study design moderator or species trait explained significant variation in the effect of wetland amount (Table S3). In the non-subsetted data, no study design moderator or species trait explained significant variation in the effect of wetland amount (Table S3).


التنوع الحيواني على الويب

Sage sparrows (Amphispiza belli) are most commonly found in the Pacific region of the United States. The majority of their population lives in the south central region of San Diego County during the summer. Their breeding range includes the northern Campo Plateau, the south-facing Laguna Mountains, Otay, McGinty, Sycuan, Viejas, Guatay, Palomar [mountains], Rancita, and Dameron/Oak Grove valleys. The winter range of sage sparrows consists of the Torrey Pines State Reserve, east Carlsbad Agua Hedionda Creek, and north coastal San Diego County. Their migrational range extends throughout Fallbrook, Clark Dry Lake, and San Diego County (Unitt, 2012). (Unitt, 2012)

الموطن

Sage sparrows are found in dense chaparral regions, typically where chamise is abundant. The lack of leaf litter in these areas allows them to run freely on the ground. Their habitats can also be comprised of open areas filled with creosote and saltbush. Such is the case in their winter habitats, which are typically valleys, sinks, or sandy washes, with diverse shrub varieties (Dunn et al., 2017). Sage sparrows occupy the shrubs located in chaparral and sagebrush habitats. These habitats are threatened by fires as well as human interference, such as agricultural conversion and urbanization (Martin and Carlson, 1998). Additionally, sage sparrows have been known to occupy arid shrub-steppe habitat composed of various shrubs and grasses. Sage sparrow habitats can be composed of big sagebrush, saltbush, green rabbitbush, gray rabbitbush, greasewood, bluegrass, wheatgrass, fescue, and brome. The presence of these plants - sagebrush particularly - in a chaparral habitat has been correlated with the presence of large populations of sage sparrows (Rotenberry and Knick, 1999). This is because such kinds of shrubs serve as important sage sparrow nesting sites (Turner, 2009). (Dunn, et al., 2017 Martin and Carlson, 1998 Rotenberry and Knick, 1999 Turner, 2009)

  • مناطق الموئل
  • معتدل
  • المناطق الأحيائية الأرضية
  • شابارال
  • فرك الغابة
  • ميزات الموئل الأخرى
  • زراعي
  • Range elevation 2,000 to 2,100 m to ft
  • Average elevation 2,050 m ft
  • Range depth 1,000 to 2,000 m to ft
  • Average depth 1,500 m ft

الوصف المادي

Sage sparrows are typically small, dark in color, and occupy chamise chaparral and coastal sage scrub. This differentiates them from other types of sparrows, which are more likely to be larger in size, have paler coloration, and occupy desert habitats (Cicero and Koo, 2012). Sage sparrows have dark-colored streaks on their flanks. Their dark coloration helps them remain hidden from predators in the shrubs where they reside (Chase et al., 2000). Their beaks are rounded as well as pointed to assist in eating. They have white stripes around their eyes and outer tail feathers, though their tails are primarily gray-black with almost no white showing. Their breasts are white, with a single, central dark spot. Their crowns are predominantly black. Adult sage sparrows are 12 to 15 cm in length and weigh 15 to 22 grams (Dunn et al., 2017). Adult males and females are quite similar looking. They do not display noticeable examples of sexual dimorphism and both sexes exhibit large, solid, black-colored throat stripes (Martin and Carlson, 1998). (Chase, et al., 2000 Cicero and Koo, 2012 Dunn, et al., 2017 Martin and Carlson, 1998)

  • ميزات فيزيائية أخرى
  • endothermic
  • التماثل الثنائي
  • مثنوية الشكل الجنسي
  • sexes alike
  • Range mass 15 to 22 g 0.53 to 0.78 oz
  • Range length 12 to 15 cm 4.72 to 5.91 in
  • Range wingspan 18 to 24 cm 7.09 to 9.45 in
  • Range basal metabolic rate 2 to 3 cm3.O2/g/hr

التكاثر

Sage sparrows are distinct from many sparrows in that they are monogamous and each pair of birds pick their nest sites together. Female sage sparrows construct nests using coarse grass and twigs on the outside, and fine grass, thin bark, and feathers on the inside. Male sage sparrows sing on nearby perches and watch over their mates as they build nests.

Sage sparrows breed predominantly in sagebrush and chaparral environments in the Pacific region of the United States. Their nests are typically constructed in or under shrubs and dense, tall plants. In southern California, sage sparrows begin breeding during early spring. The exact dates depend on the latitude and elevation of their nesting sites. Sage sparrows depart for winter migration in mid-to-late September, after breeding takes place (Rotenberry and Wiens, 1989).

Sage sparrows select nest sites based on the level of vegetation present. It was found that sage sparrows nesting in areas with high levels of vegetation yielded greater reproductive success than those in areas with low levels of vegetation. The reproductive success of a nesting site was measured based on the number of fledglings from that site (Misenhalter and Rotenberry, 2000). The amount of rainfall and predation also have significant impacts on reproductive success. The sagebrush environments that experienced increased amounts of precipitation had greater reproductive success than those with decreased amounts of precipitation, since increased amounts of precipitation are correlated with high levels of vegetation growth. The effect of predation on nesting success depends on the type of predator as well as the intensity of predation that occurs in the given environment. Predation has been observed in greater quantities in nesting environments with low vegetation levels in comparison to high vegetation levels (Rotenberry and Wiens, 1989).

Sage sparrows have 1 to 3 broods during the early spring breeding season, with clutch sizes of 1 to 4 eggs. Their eggs are 1.8 to 2.0 cm in length and are bluish white or pale blue in color, with black or brown speckles. The incubation period of sage sparrows is 10 to 16 days and the nesting period is 9 to 10 days (Hansley and Beauvais, 2004). (Hansley and Beauvais, 2004 Misenhelter and Rotenberry, 2000 Rotenberry and Wiens, 1989)

  • الميزات الإنجابية الرئيسية
  • متكرر
  • تربية موسمية
  • gonochoric / gonochoristic / ثنائي المسكن (الجنسين منفصلان)
  • جنسي
  • التخصيب
  • بياض
  • Breeding interval sage sparrow only breed once during the early spring
  • Breeding season beginning of February to the end of March
  • Range eggs per season 1 to 4
  • Average eggs per season 2
  • Range time to hatching 10 to 17 days
  • Average time to hatching 13 days
  • Range fledging age 1 to 2 weeks
  • Range time to independence 3 to 5 weeks
  • Range age at sexual or reproductive maturity (female) 8 to 9 months
  • Average age at sexual or reproductive maturity (female) 10 months
  • Range age at sexual or reproductive maturity (male) 8 to 9 months
  • Average age at sexual or reproductive maturity (male) 10 months
  • الاستثمار الأبوي
  • male parental care
  • female parental care
  • pre-hatching/birth
    • provisioning
      • أنثى
      • الذكر
      • provisioning
        • أنثى
        • الذكر
        • provisioning
          • أنثى
          • الذكر

          عمر / طول العمر

          The lifespan of sage sparrows is about 2 years for females and 3 years for males. Factors that impact their lifespans include disease, human interference, and predation. Adult birds are parasitized by chewing lice, philopterid lice, and trombiculid mites. A small portion of adult sage sparrows are also infected by avian pox. Additionally, nestlings are parasitized by botfly larvae and broods are parasitized by flesh flies (Martin and Carlson, 1998). The reduction of vegetation due to the introduction of grazing animals by humans has a significant impact on the lifespan of sage sparrows. The reproductive success of sage sparrows is also reliant on high levels of vegetation in nesting areas, and is therefore impacted by grazing animals as well. In addition, the presence of predators can affect the lifespan of sage sparrows. Predators like Townsend’s ground squirrels ( Urocitellus townsendii ), are the primary cause of mortality of nestlings. Therefore, such predators reduce the reproductive success of sage sparrows (Hansley and Beauvais, 2004). (Hansley and Beauvais, 2004 Martin and Carlson, 1998)

          • عمر النطاق
            Status: wild 2 to 5 years
          • عمر النطاق
            Status: captivity 2 to 5 years
          • Typical lifespan
            Status: wild 2 to 5 years
          • Typical lifespan
            Status: captivity 2 to 5 years

          سلوك

          Sage sparrows forage for food by walking or hopping on the ground in areas with dense vegetation. They have also been known to run from shrub to shrub in open areas as a means of protection. Though they are more likely to run away than fly away when alarmed, sage sparrows are more likely to fly away in the breeding or winter seasons. Sage sparrow flights are smooth over long distances and choppy over short distances (Martin and Carlson, 1998).

          Sage sparrows have been observed to chase other members of the same sex - males chase males and females chase females. While this is generally viewed as nonthreatening, male sage sparrows have also engaged in territorial behaviors that are more aggressive in nature. All males possess breeding territory, which usually does not overlap with others but has the potential to experience changes on a daily basis. Male sage sparrows defend their territories from others by taking part in visual displays of dominance or fighting (Rich, 1980). While mating, sage sparrows form pair bonds. Males will sing for females while females build nests, and pairs remain together for the course of a year. Male sage sparrow songs are used during the mating season and vary based on the geographic territory. When populations of sage sparrows occupy nearby geographic territories, it is likely that there will be major similarities in their songs, with minor differences that are only evident at the ends of songs (Rich, 1981). (Martin and Carlson, 1998 Rich, 1980 Rich, 1981)

          • Key Behaviors
          • terricolous
          • diurnal
          • متحرك
          • sedentary
          • Range territory size 0.75 to 5.7 m^2
          • Average territory size 3.23 m^2

          نطاق المنزل

          Exact home ranges of sage sparrows are not reported. However, they are migratorial, covering a large range of Baja California and southern California in the U.S.

          التواصل والإدراك

          Sage sparrows communicate through a variety of song types. These song types include soft, high-pitched, bell-like songs that lasts a few seconds, multiple drawn out chirping sounds of varying frequencies, and low songs that maintain a singular pitch (Hansley and Beauvais, 2004). The most common sage sparrow song consists of an unfinished series of elongated notes that are rapid and muffled. Males use this type of song as a means of maintaining contact with females, since females do not have the ability to sing.

          Males that have formed a mating pair sing less frequently than unpaired males. Males sing throughout the entire breeding season, but after young are fledged the frequency of their singing decreases. They typically sing simplistic songs at low frequencies from the tops of tall shrubs, where sounds carry farther (Hansley and Beauvais, 2004). Researchers found that the height of the shrubs impacts song quality by decreasing its clarity, scattering the sound, and causing wind interference (Kristan et al., 2003).

          There is greater variation in sage sparrow songs between different populations in comparison to the variation within a single population. It was found that these different populations had greater song variation based on the song elements, song patterns, and the amount of birds that were present in the given population (Wiens, 1982). (Hansley and Beauvais, 2004 Kristan III, et al., 2003 Wiens, 1982)

          • قنوات الاتصال
          • صوتي
          • قنوات التصور
          • المرئية
          • اللمس
          • صوتي
          • المواد الكيميائية

          عادات الطعام

          The diet of sage sparrows varies depending on the season. Their diet during breeding season is described as that of a ground foraging omnivore who feeds on larval insects, adult insects, seeds, small fruits, plant material, spiders, and succulent vegetation. Their diet during non-breeding season (in early spring, fall, and winter months) can be described as that of a ground picking granivore, feeding on insects, plant material, and small seeds. Sage sparrows are able to forage and dig for the various types of food that make up their seasonal diets (Martin and Carlson, 1998).

          Sage sparrows also acquire water from the consumption of insects and vegetation. As nestlings, fledglings, and adults, sage sparrows are primarily insectivorous. As nestlings and fledglings, sage sparrows favor eating arthropods such as grasshoppers or spiders, which are provided to them by their parents (Meents et al., 1982). (Martin and Carlson, 1998 Meents, et al., 1982)

          • النظام الغذائي الأساسي
          • لاحم
            • آكل الحشرات
            • eats non-insect arthropods
            • فوليفور
            • فروجيفور
            • granivore
            • أغذية حيوانية
            • الحشرات
            • مفصليات الأرجل الأرضية غير الحشرات
            • أغذية نباتية
            • أوراق
            • seeds, grains, and nuts
            • فاكهة
            • Foraging Behavior
            • stores or caches food

            الافتراس

            Sage sparrows are targeted by a variety of predators during the different stages of their lives. Eggs and young are the targeted prey of Townsend’s ground squirrels ( Urocitellus townsendii ). Additionally, common ravens (Corvus corax) has been known to prey upon sage sparrow nests when nestlings are present. Other nest predators of sage sparrows include great horned owls (Bubo virginianus), loggerhead shrikes (Lanius ludovicianus), merlins (Falco columbarius), and greater roadrunners (Geococcyx californianus) (Martin and Carlson, 1998). A portion of nest-tending adults and unsuccessful nests have also been lost as a result of disease or parasitism. Brown-headed cowbirds (Molothrus ater) are a well-known parasite of sage sparrow nests during their breeding season. Additionally, diseases caused by botflies, chewing lice, flesh flies, fly larvae, and mites have the potential to affect the bodies of sage sparrows (Hansley and Beauvais, 2004). (Hansley and Beauvais, 2004 Martin and Carlson, 1998)

            • Anti-predator Adaptations
            • cryptic
            • Known Predators
              • Townsend’s ground squirrels ( Urocitellus townsendii ), common raven (Corvus corax), great horned owls (Bubo virginianus) , loggerhead shrikes (Lanius ludovicianus), merlins (Falco columbarius), greater roadrunners (Geococcyx californianus) , and brown-headed cowbirds (Molothrus ater)

              أدوار النظام البيئي

              Sage sparrows live in ecosystems that often experience interference in the form of habitat degradation and human interference, such as the introduction of grazing animals. Their habitats are primarily composed of shrubs and shrub-like plants that are in danger of being destroyed by chemical or mechanical means. This habitat degradation takes place in order to provide the proper landscape to ensure the growth of grasses that provide nutrients for grazing animals. This habitat degradation can severely decrease the distribution of sage sparrows (Martin and Carlson, 1998). Human expansion also significantly impacts the ecosystems of sage sparrows. This is based on the knowledge that the proximity of humans to sage sparrow increases their chances of being preyed upon by feral cats. Sage sparrows have experienced serious levels of fragmentation due to the introduction of secondary predation on top of the existing predation efforts and brood parasitism.

              The introduction of grazing animals also negatively affects sage sparrow habitat and can cause serious population decreases in chaparral or sagebrush environments. Domestic goats ( Capra aegagrus hircus ) and pigs ( Sus scrofa domesticus ) are two important examples of grazing animals that take part in such ecosystem destruction. However, threatened habitats and ecosystem as a whole can be recovered if grazing animals are removed (Martin and Carlson, 1998). (Martin and Carlson, 1998)

              الأهمية الاقتصادية للإنسان: إيجابية

              Sage sparrows are of economic importance to people because of their ability to inhabit various types of chaparral and sagebrush environments. They have the ability to blend into surrounding environments that are in close proximity to humans and in remote regions due to their muted coloration. Humans also study these birds in order to understand specific problems presented in the field of biology, such as avian evolution and methods that can be used to prevent population decreases in bird species. Sage sparrows are non-invasive and are not known to aggressively compete against other bird species for food. However, they do exhibit some aggressive behavior when involved in intraspecific competition. Sage sparrows do not play a role in the consumption of agricultural seeds that are produced by farm fields. They also do not communicate loudly or frequently, as communication is typically limited to breeding season. When they do communicate, it is not known to inconvenience humans (Hansley and Beauvais, 2004). (Hansley and Beauvais, 2004)

              الأهمية الاقتصادية للإنسان: سلبية

              Sage sparrows are not known to be associated with negative economic impacts.

              حالة الحفظ

              Sage sparrows are considered to be a species of special concern in the state of California. This classification is given to species declining in population size. The Western Working Group of Partners in Flight are active in their development of strategies regarding conservation management of the sage sparrow populations. Some of these strategies include protecting chaparral or sagebrush habitats from overgrazing, limiting the degradation of such areas, and prioritizing ahbitats that will ensure the growth of the sage sparrow populations (Martin and Carlson, 1998). Sage sparrows are becoming a species of major concern, based on the declining abundance and population distribution observed by the North American Breeding Bird Survey (BBS). The primary causes of their declining populations include the limited amount and quality of intact breeding habitat. However, not all government organizations agree that sage sparrows are a species of concern in California. The USDI Fish and Wildlife Service maintains that sage sparrows are not a species of conservation concern in California, but the USDI Bureau of Land Management states that they are a sensitive species. The USDA Forest Service also identifies sage sparrows as a sensitive species. In addition, the IUCN Red List recognizes sage sparrows as a priority avian species that needs to be conserved. They also note that there is concern that the species population is declining at a rapid rate (Hansley and Beauvais, 2004). (Hansley and Beauvais, 2004 Martin and Carlson, 1998)

              • IUCN Red List Least Concern
              • US Migratory Bird Act No special status
              • القائمة الفيدرالية الأمريكية لا يوجد وضع خاص
              • CITES No special status
              • قائمة ولاية ميشيغان لا يوجد وضع خاص

              Contributors

              Nikolija Jojic (author), California State University, San Marcos, Tracey Brown (editor), California State University, San Marcos, Galen Burrell (editor), Special Projects.

              قائمة المصطلحات

              the body of water between Africa, Europe, the southern ocean (above 60 degrees south latitude), and the western hemisphere. It is the second largest ocean in the world after the Pacific Ocean.

              يستخدم الصوت للتواصل

              الذين يعيشون في المناظر الطبيعية التي تهيمن عليها الزراعة البشرية.

              وجود تناسق للجسم بحيث يمكن تقسيم الحيوان في مستوى واحد إلى نصفين لصورة معكوسة. الحيوانات ذات التماثل الثنائي لها جوانب ظهرية وبطنية ، وكذلك نهايات أمامية وخلفية. Synapomorphy من Bilateria.

              حيوان يأكل اللحوم بشكل رئيسي

              توجد في المناطق الساحلية بين خطي عرض 30 و 40 درجة ، في مناطق ذات مناخ متوسطي. تهيمن على الغطاء النباتي مجموعات من الشجيرات الكثيفة الشوكية بأوراق صلبة (صلبة أو شمعية) دائمة الخضرة. يمكن الحفاظ عليها بنيران دورية. في أمريكا الجنوبية ، تشمل بيئة التقشير بين الغابة والبارامو.

              يستخدم الروائح أو المواد الكيميائية الأخرى للتواصل

              having markings, coloration, shapes, or other features that cause an animal to be camouflaged in its natural environment being difficult to see or otherwise detect.

              animals that use metabolically generated heat to regulate body temperature independently of ambient temperature. Endothermy is a synapomorphy of the Mammalia, although it may have arisen in a (now extinct) synapsid ancestor the fossil record does not distinguish these possibilities. Convergent in birds.

              تتم رعاية الوالدين من قبل الإناث

              اتحاد البويضة والحيوانات المنوية

              حيوان يأكل الأوراق بشكل رئيسي.

              حيوان يأكل الفاكهة بشكل رئيسي

              an animal that mainly eats seeds

              حيوان يأكل بشكل أساسي نباتات أو أجزاء من النباتات.

              حيوان يأكل بشكل رئيسي الحشرات أو العناكب.

              يتم إنتاج النسل في أكثر من مجموعة (فضلات ، براثن ، إلخ) وعبر مواسم متعددة (أو فترات أخرى مناسبة للتكاثر). يجب أن تعيش الحيوانات غير المتجانسة ، بحكم التعريف ، على مدى مواسم متعددة (أو تغيرات دورية في الحالة).

              parental care is carried out by males

              Having one mate at a time.

              القدرة على الانتقال من مكان إلى آخر.

              المنطقة التي يوجد فيها الحيوان بشكل طبيعي ، المنطقة التي يتوطن فيها.

              حيوان يأكل بشكل رئيسي جميع أنواع الأشياء ، بما في ذلك النباتات والحيوانات

              يحدث التكاثر الذي يتم فيه إطلاق البويضات من خلال نمو النسل الأنثوي خارج جسم الأم.

              scrub forests develop in areas that experience dry seasons.

              تربية محصورة في موسم معين

              التكاثر الذي يشمل الجمع بين المساهمة الجينية لفردين ، ذكر وأنثى

              places a food item in a special place to be eaten later. Also called "hoarding"

              يستخدم اللمس للتواصل

              that region of the Earth between 23.5 degrees North and 60 degrees North (between the Tropic of Cancer and the Arctic Circle) and between 23.5 degrees South and 60 degrees South (between the Tropic of Capricorn and the Antarctic Circle).

              يستخدم البصر للتواصل

              مراجع

              Chase, M., W. Kristan III, A. Lyman, M. Price, J. Rotenberry. 2000. Single species as indicators of species richness and composition in California coastal sage scrub birds and small mammals. Conservation Biology , 14(2): 474-487.

              Cicero, C., M. Koo. 2012. The role of niche divergence and phenotypic adaptation in promoting lineage diversification in the Sage Sparrow (Artemisiospiza belli, Aves: Emberizidae). Biological Journal of the Linnean Society , 107(2): 332-354.

              Dunn, J., J. Alderfer, P. Lehman. 2017. National Geographic field guide to the birds of North America . Washington, D.C.: National Geographic.

              Hansley, P., G. Beauvais. 2004. Species assessment for sage sparrow (Amphispiza belli) in Wyoming . Cheyenne, Wyoming, USA: United States Department of the Interior, Bureau of Land Management, Wyoming State Office.

              Kristan III, W., A. Lynam, M. Price, J. Rotenberry. 2003. Alternative causes of edge‐abundance relationships in birds and small mammals of California coastal sage scrub. Ecology , 26(1): 29-44.

              Martin, J., B. Carlson. 1998. "Bell’s Sparrow (Artemisiospiza belli), version 2.0. In The Birds of North America (A.F. Poole, Editor)" (On-line). Accessed April 20, 2020 at https://birdsna.org/Species-Account/bna/species/belspa2.

              Meents, J., B. Anderson, R. Ohmart. 1982. Vegetation relationships and food of Sage Sparrows wintering in honey mesquite habitat. The Wilson Bulletin , n/a: 129-138.

              Misenhelter, M., J. Rotenberry. 2000.

              Rich, T. 1981. Microgeographic variation in the song of the sage sparrow. The Condor , 83(2): 113-119.

              Rich, T. 1980. Territorial behavior of the Sage Sparrow: spatial and random aspects. The Wilson Bulletin , n/a: 425-438.

              Rotenberry, J., S. Knick. 1999. Multiscale habitat associations of the Sage Sparrow: implications for conservation biology. Studies in Avian Biology , 19: 95-103.

              Rotenberry, J., J. Wiens. 1989. Reproductive biology of shrubsteppe passerine birds: geographical and temporal variation in clutch size, brood size, and fledging success. The Condor , 91(1): 1-14.

              Turner, J. 2009. Habitat associations of the San Clemente sage sparrow (Amphispiza belli clementeae).. n/a , n/a: n/a.

              Unitt, P. 2012. "Sage Sparrow “Amphispiza belli" (On-line). Accessed March 10, 2020 at http://sdplantatlas.org/BirdAtlas/BirdPages.aspx.

              Wiens, J. 1982. Song pattern variation in the sage sparrow (Amphispiza belli): Dialects or epiphenomena?. The Auk , 99(2): 208-229.


              شكر وتقدير

              Funding for our research was provided through the Wildlife Restoration Act and the North Carolina Wildlife Resources Commission with matching funds from the Fisheries, Wildlife, and Conservation Biology Program at North Carolina State University. We thank A. Bartelt, D. Bernasconi, A. Bledsoe, S. Masecar, M. McAlister, T. Root, M. Seamster, and M. Wallgren for assistance in the field. A. Carl, R. Hudson, H. McIver, and L. Starke granted site access and provided valuable fire data and logistical assistance. We thank the North Carolina Wildlife Resources Commission for providing access to Bachman's Sparrow presence data. Comments by C. Lepczyk, C. DePerno, and two anonymous reviewers greatly improved an earlier version of the manuscript.

              يرجى ملاحظة ما يلي: الناشر غير مسؤول عن محتوى أو وظيفة أي معلومات داعمة مقدمة من المؤلفين. يجب توجيه أي استفسارات (بخلاف المحتوى المفقود) إلى المؤلف المقابل للمقالة.


              Journal list menu

              Department of Biology, University of Saskatchewan, 112 Science Place, Saskatoon SK S7N5E2 Canada

              Unité Mixte de Recherche No. 5558, Biométrie et Biologie Evolutive, Bâtiment 711, Université Claude Bernard Lyon 1, 43 Boulevard du 11 novembre 1918, FR-69622 Villeurbanne Cedex, France

              Department of Biological Sciences, University of Alberta, Edmonton AB T6G2E9 Canada

              Unité Mixte de Recherche No. 5558, Biométrie et Biologie Evolutive, Bâtiment 711, Université Claude Bernard Lyon 1, 43 Boulevard du 11 novembre 1918, FR-69622 Villeurbanne Cedex, France

              Department of Biology, University of Saskatchewan, 112 Science Place, Saskatoon SK S7N5E2 Canada

              Centre d'Etudes Biologiques de Chizé, Centre National de la Recherche Scientifique, Villiers-en-Bois, 79360 Beauvoir/Niort, France

              Office National de la Chasse et de la Faune Sauvage, Centre National d'Etudes et de Recherches Appliquées Cervidés-Sanglier, 1 Place Exelmans, 55000 Bar-le-Duc, France

              Unité Mixte de Recherche No. 5558, Biométrie et Biologie Evolutive, Bâtiment 711, Université Claude Bernard Lyon 1, 43 Boulevard du 11 novembre 1918, FR-69622 Villeurbanne Cedex, France

              Office National de la Chasse et de la Faune Sauvage, Centre National d'Etudes et de Recherches Appliquées Cervidés-Sanglier, 1 Place Exelmans, 55000 Bar-le-Duc, France

              Office National de la Chasse et de la Faune Sauvage, Centre National d'Etudes et de Recherches Appliquées Cervidés-Sanglier, 1 Place Exelmans, 55000 Bar-le-Duc, France

              Department of Biology, University of Saskatchewan, 112 Science Place, Saskatoon SK S7N5E2 Canada

              Unité Mixte de Recherche No. 5558, Biométrie et Biologie Evolutive, Bâtiment 711, Université Claude Bernard Lyon 1, 43 Boulevard du 11 novembre 1918, FR-69622 Villeurbanne Cedex, France

              Department of Biological Sciences, University of Alberta, Edmonton AB T6G2E9 Canada

              Unité Mixte de Recherche No. 5558, Biométrie et Biologie Evolutive, Bâtiment 711, Université Claude Bernard Lyon 1, 43 Boulevard du 11 novembre 1918, FR-69622 Villeurbanne Cedex, France

              Department of Biology, University of Saskatchewan, 112 Science Place, Saskatoon SK S7N5E2 Canada

              Centre d'Etudes Biologiques de Chizé, Centre National de la Recherche Scientifique, Villiers-en-Bois, 79360 Beauvoir/Niort, France

              Office National de la Chasse et de la Faune Sauvage, Centre National d'Etudes et de Recherches Appliquées Cervidés-Sanglier, 1 Place Exelmans, 55000 Bar-le-Duc, France

              Unité Mixte de Recherche No. 5558, Biométrie et Biologie Evolutive, Bâtiment 711, Université Claude Bernard Lyon 1, 43 Boulevard du 11 novembre 1918, FR-69622 Villeurbanne Cedex, France

              Office National de la Chasse et de la Faune Sauvage, Centre National d'Etudes et de Recherches Appliquées Cervidés-Sanglier, 1 Place Exelmans, 55000 Bar-le-Duc, France

              Office National de la Chasse et de la Faune Sauvage, Centre National d'Etudes et de Recherches Appliquées Cervidés-Sanglier, 1 Place Exelmans, 55000 Bar-le-Duc, France

              Corresponding Editor: G. M. Henebry.

              الملخص

              The relationship between individual performance and nonrandom use of habitat is fundamental to ecology however, empirical tests of this relationship remain limited, especially for higher orders of selection like that of the home range. We quantified the association between lifetime reproductive success (LRS) and variables describing lifetime home ranges during the period of maternal care (spring to autumn) for 77 female roe deer (Capreolus capreolus) at Trois-Fontaines, Champagne-Ardenne, France (1976–2000). We maintained population growth rate (adjusted to account for removals of non-focal animals) near صالأعلى, which enabled us to define the fitness–habitat relationship in the absence of density effects. Using a negative binomial model, we showed that a roe deer's incorporation into its home range of habitat components important to food, cover, and edge (meadows, thickets, and increased density of road allowances) was significantly related to LRS. Further, LRS decreased with increasing age of naturally reclaimed meadows at the time of a deer's birth, which may have reflected a cohort effect related to, but not entirely explained by, a decline in quality of meadows through time. Predictive capacity of the selected model, estimated as the median correlation (صس) between predicted and observed LRS among deer of cross-validation samples, was 0.55. The strength of this relationship suggests that processes like selection of the site of a home range during dispersal may play a more important role in determining fitness of individuals than previously thought. Individual fitness of highly sedentary income breeders with high reproductive output such as roe deer should be more dependent on home range quality during the period of maternal care compared to capital breeders with low reproductive output. Identification of the most important habitat attributes to survival and reproduction at low density (low levels of intraspecific competition) may prove useful for defining habitat value (“intrinsic habitat value”).


              Lifetime reproductive success and density-dependent, multi-variable resource selection

              Individuals are predicted to maximize lifetime reproductive success (LRS) through selective use of resources however, a wide range of ecological and social processes may prevent individuals from always using the highest-quality resources available. Resource selection functions (RSFs) estimate the relative amount of time an individual spends using a resource as a function of the proportional availability of that resource. We quantified the association between LRS and coefficients of individual-based RSFs describing lifetime resource selection for 267 female red deer (Cervus elaphus) of the Isle of Rum, Scotland, from 1970 to 2001. LRS was significantly related to first- and second-order effects of selection for Agrostis/Festuca grassland and proximity to the sea coast (quality of forage within Agrostis/Festuca grassland was highest nearest the coast (ratio of short : long grassland)). The benefits of selecting for quality in Agrostis/Festuca grassland, however, traded-off with increases in LRS gained by avoiding conspecific density. LRS was inversely associated with local density, which was highest along the coast, and reproductive benefits of selecting Agrostis/Festuca grassland diminished with increasing density. We discuss the relevance of these results to our understanding of the spatial distribution of red deer abundance, and potential applications of our approach to evolutionary and applied ecology.

              مراجع

              . 2000 Viability analyses with habitat-based metapopulation models . بوبول. ايكول . 42, 45–53.doi:10.1007/s101440050008. . كروسريف ، الباحث العلمي من Google

              Boyce M.S, Vernier P.R, Nielsen S.E& Schmiegelow F.K.A

              . 2002 Evaluating resource selection functions . ايكول. نموذج . 157, 281–300.doi:10.1016/S0304-3800(02)00200-4. . كروسريف ، آي إس آي ، الباحث العلمي من جوجل

              Brommer J.E, Gustafsson L, Pietiainen H& Merilä J

              . 2004 Single-generation estimates of individual fitness as proxies for long-term genetic contribution . أكون. نات . 163, 505–517.doi:10.1086/382547. . Crossref, PubMed, Google Scholar

              Model selection and multimodel inference: a practical information-theoretic approach . 2nd edn. 2002 New York, NY : Springer . منحة جوجل

              Clutton-Brock T.H, Albon S.D& Guinness F.E

              Red deer: behavior and ecology of two sexes . 1982 Chicago, IL : University of Chicago Press . منحة جوجل

              Clutton-Brock T.H, Iason G.R& Guinness F.E

              . 1987 Sexual segregation and density-related changes in habitat use in male and female red deer (Cervus elephas) . J. Zool. Lond . 211, 275–289. كروسريف ، الباحث العلمي من Google

              Conradt L, Clutton-Brock T.H& Guinness F.E

              . 1999 The relationship between habitat choice and lifetime reproductive success in female red deer . أويكولوجيا . 120, 218–224.doi:10.1007/s004420050851. . كروسريف ، PubMed ، ISI ، الباحث العلمي من Google

              Coulson T, Albon S, Guinness F, Pemberton J& Clutton-Brock T

              . 1997 Population substructure, local density, and calf winter survival in red deer (Cervus elaphus) . علم البيئة . 78, 852–863. كروسريف ، آي إس آي ، الباحث العلمي من جوجل

              Delibes M, Gaona P& Ferreras P

              . 2001 Effects of an attractive sink leading into maladaptive habitat selection . أكون. نات . 158, 277–285.doi:10.1086/321319. . كروسريف ، PubMed ، ISI ، الباحث العلمي من Google

              . 1970 On territorial behavior and other factors influencing habitat distribution in birds. 1. Theoretical development . اكتا بيوثور . 19, 16–36.doi:10.1007/BF01601953. . كروسريف ، الباحث العلمي من Google

              Delusions in habitat evaluation: measuring use, selection, and importance . Research techniques in animal ecology: controversies and consequences

              . 2000 pp. 111–164. Eds. New York, NY : Columbia University Press . منحة جوجل

              Hastie T, Tibshirani T& Freidman J

              The elements of statistical learning: data mining, inference, and prediction . 2001 New York, NY : Springer . منحة جوجل

              The ecological theatre and the evolutionary play . 1965 New Haven, CT : Yale University Press . منحة جوجل

              Iason G.R, Duck C.D& Clutton-Brock T.H

              . 1986 Grazing and reproductive success of red deer: the effect of local enrichment by gull colonies . J. انيم. ايكول . 55, 507–515. كروسريف ، الباحث العلمي من Google

              . 1980 The comparison of usage and availability measurements for evaluating resource preference . علم البيئة . 61, 65–71. كروسريف ، آي إس آي ، الباحث العلمي من جوجل

              . 1998 Stress and decision making under the risk of predation: recent developments from behavioral, reproductive, and ecological perspectives . حال. عشيق. Behav . 27, 215–290. كروسريف ، الباحث العلمي من Google

              . 1990 Behavioural decisions made under the risk of predation: a review and prospectus . Can. J. Zool . 68, 619–640. كروسريف ، آي إس آي ، الباحث العلمي من جوجل

              Manly B.F.J, McDonald L.L, Thomas D.A, McDonald T.L& Erickson W.E

              Resource selection by animals: statistical design and analysis for field studies . 2nd edn. 2002 Dordrecht, The Netherlands : Kluwer Academic Publishers . منحة جوجل

              Generalized linear models . 1989 London, UK : Chapman & Hall . منحة جوجل

              McLoughlin P.D, Dunford J.S& Boutin S

              . 2005 Relating predation mortality to broad-scale habitat selection . J. انيم. ايكول . 74, 701–707.doi:10.1111/j.1365-2656.2005.00967.x. . كروسريف ، آي إس آي ، الباحث العلمي من جوجل

              . 2003 Toward an ecological synthesis: a case for habitat selection . أويكولوجيا . 136, 1–13.doi:10.1007/s00442-003-1241-4. . كروسريف ، PubMed ، ISI ، الباحث العلمي من Google

              . 1998 Functional responses in habitat use: availability influences relative use in trade-off situations . علم البيئة . 79, 1435–1441. كروسريف ، آي إس آي ، الباحث العلمي من جوجل

              Pettorelli N, Gaillard J.M, Yoccoz N.G, Duncan P, Maillard D, Delorme D, Van Laere G& Toïgo C

              . 2005 The response of fawn survival to changes in habitat quality varies according to cohort quality and spatial scale . J. انيم. ايكول . 74, 972–981.doi:10.1111/j.1365-2656.2005.00988.x. . كروسريف ، الباحث العلمي من Google

              . 1981 A theory of habitat selection . علم البيئة . 62, 327–335. كروسريف ، الباحث العلمي من Google

              . 1991 Habitat selection and population interactions: the search for mechanism . أكون. نات . 137, S5–S28.doi:10.1086/285137. . كروسريف ، آي إس آي ، الباحث العلمي من جوجل

              . 1972 Evolution of niche width . أكون. نات . 106, 683–718.doi:10.1086/282807. . كروسريف ، آي إس آي ، الباحث العلمي من جوجل

              Werner E.E, Gilliam J.F, Hall D.J& Mittelbach G.G

              . 1983 An experimental test of the effects of predation risk on habitat use in fish . علم البيئة . 64, 1540–1548. كروسريف ، آي إس آي ، الباحث العلمي من جوجل


              شاهد الفيديو: تزاوج الطيور الجميلة Mount the beautiful birds (كانون الثاني 2022).