Tropical forest conversion and modi

Tropical forest conversion and modification continue at alarming rates globally and particularly in Southeast Asia (Brooks et al., 1999; WRI, 2000). The resulting habitat loss, degradation, and fragmentation are serious threats to the conservation of biological diversity (Harris and Silva-Lopez, 1992). Rapid human population growth in much of the tropics has resulted in many protected areas and biodiversity “hot spots” becoming habitat islands surrounded by a matrix of human-dominated landscapes that constrain efforts to conserve biological diversity (Janzen, 1983; Wilcox and Murphy, 1985; Harris and Silva-Lopez, 1992; Cincotta et al., 2000). Examples from every continent and current conservation theory suggest that strictly protected areas are needed to enable a full complement of a region’s biological diversity to persist over the long term (Kramer et al., 1997; Noss et al., 1999). To maintain the integrity of the fauna and flora within these core protected areas buffer zones are frequently established to reduce the impact of people on the biodiversity inside reserves (Shafer, 1990; Sayer, 1991; Groom et al., 1999). Buffer zones extend the available habitat for plants and animals (extension buffering) and provide resources and services to people (socio-buffering) (MacKinnon et al., 1986). One important challenge is to identify land use systems that can simultaneously fulfill both roles (Salafsky, 1993) while minimizing the potential for conflict among wildlife and stakeholders using this resource. In the tropics, and particularly in Southeast Asia, buffer zones that incorporate agroforestry systems provide one such approach (Siebert, 1989; Michon and de Foresta, 1990; Salafsky, 1993; Van Schaik and Terborgh, 1993; Potter and Lee, 1998; Vandermeer et al., 1998; Johns, 1999). Agroforestry systems are characterized by generally higher biological diversity compared to surrounding agricultural landscapes and monoculture cultivation but generally lower biological diversity compared to primary forests (Michon and de Foresta, 1990; Pimentel et al., 1992; Thiollay, 1995; Vandermeer et al., 1998). Overall, they contribute to considerable plant, invertebrate, and bird diversity (Thiollay, 1995; Lawton et al., 1998; Vandermeer et al., 1998). Plantations, production forests, and other managed forest systems offer additional opportunities to expand habitat available for biological diversity beyond the boundaries of core protected areas (MacKinnon et al., 1986; Sayer, 1991). Agroforestry systems also provide significant economic benefits to people (Michon and de Foresta, 1990; Nair, 1991; Wojtkowski, 1993; Brookfield and Padoch, 1994). In Indonesia, for example, smallholders grow stands of trees as components of their diverse farming systems (Potter and Lee, 1998) and help to make the country the world’s second largest producer of natural rubber (about three-quarters produced by smallholders), the world’s third largest produce of coffee (95% of production by smallholders) and the fourth largest producer of cocoa (Sunderlin and Resosudarmo, 1996). More than 200,000 people are employed by the rattan industry alone (FAO, 1998). The issue we address in this paper is how agroforestry systems adjacent to core wildlife habitat may have significant conservation value by extending available habitat for large mammals and serving as wildlife corridors but may also increase the risk of conflict with people using these same areas. Tigers (Panthera tigris) and elephants (Elephas maximus) are a principal source of conflict in much of Asia (McDougal, 1987; Sukumar and Gadgil, 1988; Nowell and
Jackson, 1996) and the same is true in Sumatra (Santiapillai and Ramono, 1993; Tilson and Nyhus, 1998). Recent history has shown that wildlife conflict with humans can increase as existing habitat becomes progressively fragmented and the pressure of human encroachment becomes more severe (McNeely, 1978; Seidensticker, 1984; McDougal, 1987; Sukumar, 1989; Nowell and Jackson, 1996). We are concerned that the potential linkages among agroforestry systems, wildlife conservation, and human–wildlife conflict have not been adequately considered. We use our experiences in Lampung Province, Sumatra, Indonesia, as a case study to highlight this challenge. Since 1995, we have collected data to evaluate the extent and distribution of tiger and elephant conflict at Way Kambas National Park (Nyhus et al., 2000; Nyhus and Tilson, 2004) and are now extending these observation to other areas of Sumatra as part of the Sumatran Tiger Project (Tilson et al., 1996, 1997, 2001). We discuss the implications of our observations for the development and management of both agroforestry systems and conservation of these mega-vertebrates.

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

แปลงป่าเขตร้อนและ modification ต่อไป ที่น่ากลัวอัตราทั่วโลก และโดยเฉพาะอย่างยิ่ง ในเอเชียตะวันออกเฉียงใต้ (Brooks et al. 1999 WRI, 2000) เป็นผลลัพธ์สูญเสียแหล่งที่อยู่อาศัย ย่อยสลาย และกระจายตัวเป็นภัยคุกคามร้ายแรงต่อการอนุรักษ์ความหลากหลายทางชีวภาพ (Harris และ Silva-นิเฟอร์โลเปซ 1992) เจริญเติบโตของประชากรมนุษย์อย่างรวดเร็วมากของเขตร้อนเกิดขึ้นในหลายพื้นที่คุ้มครองและความหลากหลายทางชีวภาพ "จุดร้อน" กลายเป็น หมู่เกาะที่อยู่ล้อมรอบ ด้วยเมทริกซ์ของภูมิทัศน์ที่ครอบงำมนุษย์ที่จำกัดความพยายามในการอนุรักษ์ความหลากหลายทางชีวภาพ (Janzen, 1983 วิลค็อกซ์และเมอร์ฟี่ 1985 แฮริสและ Silva-นิเฟอร์โลเปซ 1992 Cincotta et al. 2000) ตัวอย่างจากทุกทฤษฎีอนุรักษ์เดอะคอนทิเน้นท์ และปัจจุบันแนะนำว่า มีความจำเป็นพื้นที่คุ้มครองอย่างเคร่งครัดเพื่อให้มีความหลากหลายทางชีวภาพของภูมิภาคจะยังคงอยู่ในระยะยาว (เครเมอร์ et al. 1997 ครบ Noss et al. 1999) การรักษาความสมบูรณ์ของสัตว์และ flora ภายในหลักเหล่านี้ มักกำหนดบัฟเฟอร์โซนเพื่อลดผลกระทบของคนบนความหลากหลายทางชีวภาพในพื้นที่คุ้มครองสงวน (Shafer, 1990 Sayer, 1991 เจ้าบ่าว et al. 1999) บัฟเฟอร์โซนขยายอยู่อาศัยพร้อมใช้สำหรับพืชและสัตว์ (นามสกุลบัฟเฟอร์) และให้ทรัพยากรและบริการให้ท่าน (และสังคมกำหนดบัฟเฟอร์) (MacKinnon et al. 1986) หนึ่งในความท้าทายสำคัญคือการ ระบุระบบการใช้ที่ดินที่สามารถพร้อมกัน fulfill ทั้งสองบทบาท (Salafsky, 1993) ในขณะที่ลดศักยภาพสำหรับท่านท่ามกลางสัตว์ป่าและมีส่วนได้เสียในการใช้ทรัพยากรนี้ ในเขตร้อน และโดยเฉพาะอย่างยิ่ง ในเอเชียตะวันออกเฉียงใต้ บัฟเฟอร์โซนที่รวมระบบหยัดให้วิธีหนึ่งดังกล่าว (Siebert, 1989 Michon และเดฟอเรสต้า 1990 Salafsky, 1993 Van Schaik และ Terborgh, 1993 พอตเตอร์และลี 1998 Vandermeer et al. 1998 จอห์น 1999) ระบบทำวนเกษตรมีลักษณะความหลากหลายทางชีวภาพมักจะสูงเมื่อเทียบกับรอบภูมิประเทศทางการเกษตร และเพาะปลูกพืชเชิงเดี่ยว แต่ความหลากหลายทางชีวภาพโดยทั่วไปต่ำกว่าเมื่อเปรียบเทียบกับหลักป่า (Michon และเดฟอเรสต้า 1990 Pimentel et al. 1992 Thiollay, 1995 Vandermeer et al. 1998) โดยรวม พวกเขานำไปสู่พืชมาก กระดูกสันหลัง และความหลากหลายของนก (Thiollay, 1995 ลอว์ตัน et al. 1998 Vandermeer et al. 1998) ไร่ ป่าไม้การผลิต และอื่น ๆ มีการจัดการป่าระบบข้อเสนอเพิ่มเติมโอกาสในการขยายที่อยู่อาศัยมีความหลากหลายทางชีวภาพนอกเหนือขอบเขตของพื้นที่หลักป้องกัน (MacKinnon et al. 1986 Sayer, 1991) ทำวนเกษตรระบบยังให้ประโยชน์ต่อเศรษฐกิจงมากท่าน (Michon และเดฟอเรสต้า 1990 Nair, 1991 Wojtkowski, 1993 Brookfield และ Padoch, 1994) ในอินโดนีเซีย เช่น เกษตรกรรายย่อยเติบโตยืนต้นเป็นส่วนประกอบของระบบการเกษตรที่หลากหลาย (พอตเตอร์และลี 1998) และช่วยทำให้ประเทศผู้ผลิตที่ใหญ่เป็นอันดับสองของโลกของยางธรรมชาติ (ประมาณสามในสี่ผลิต โดยเกษตรกรรายย่อย), กาแฟ (95% ของการผลิตโดยเกษตรกรรายย่อย) ผลิตใหญ่เป็นอันดับสามของโลก และผู้ผลิตที่ใหญ่ที่สุดอันดับสี่ของโกโก้ (Sunderlin และ Resosudarmo , 1996) มีการจ้างงานมากกว่า 200,000 คน โดยหวายอุตสาหกรรมเพียงอย่างเดียว (FAO, 1998) ปัญหาของเราที่อยู่ในเอกสารนี้เป็นวิธีที่ระบบทำวนเกษตรติดกับที่อยู่อาศัยสัตว์ป่าหลักอาจมีค่าอนุรักษ์งมาก โดยขยายบริการอาศัยการเลี้ยงลูกด้วยนมขนาดใหญ่ และเป็นทางเดินของสัตว์ป่า แต่อาจเพิ่มความเสี่ยงของท่านกับบุคคลที่ใช้พื้นที่เดียวกันเหล่านี้ เสือ (Panthera tigris) และช้าง (Elephas maximus) เป็นแหล่งสำคัญของท่านในมากของเอเชีย (McDougal, 1987 ใช่ Sukumar และ Gadgil, 1988 Nowell และแจ็คสัน 1996) และก็เช่นกันในสุมาตรา (Santiapillai และ Ramono, 1993 Tilson และ Nyhus, 1998) ประวัติล่าสุดได้แสดงให้เห็นว่าสัตว์ป่ากับมนุษย์ท่านสามารถเพิ่มการอยู่อาศัยที่มีอยู่กลายเป็นความก้าวหน้ามาก และความดันของกระจุกจะ รุนแรงมากขึ้น (McNeely, 1978 Seidensticker, 1984 McDougal, 1987 ใช่ Sukumar, 1989 Nowell และแจ็กสัน 1996) เชื่อมโยงศักยภาพระบบหยัด การอนุรักษ์สัตว์ป่า และมนุษย์ – สัตว์ป่าท่านได้ไม่ได้อย่างเพียงพอถือว่า กังวลอยู่ เราใช้ประสบการณ์ของเราในจังหวัดดาลัมปุง เกาะสุมาตรา อินโดนีเซีย เป็นกรณีศึกษาเพื่อเน้นความท้าทายนี้ ตั้งแต่ 1995 เราได้รวบรวมข้อมูลเพื่อประเมินขอบเขตและการกระจายของท่านเสือและช้างที่ทาง Kambas อุทยานแห่งชาติ (Nyhus et al. 2000 Nyhus และ Tilson, 2004) และขณะนี้กำลังขยายเหล่านี้สังเกตไปยังพื้นที่อื่น ๆ ของเกาะสุมาตราเป็นส่วนหนึ่งของโครงการเสือสุมาตรา (Tilson et al. 1996, 1997, 2001) เราหารือเกี่ยวกับผลกระทบของการสังเกตของเราสำหรับการพัฒนาและการจัดการทั้งระบบทำวนเกษตรและอนุรักษ์ของ mega-สัตว์มีกระดูกสันหลังเหล่านี้

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:

แปลงป่าเขตร้อนและ Modi Fi ไอออนบวกยังคงอัตราที่น่าตกใจทั่วโลกและโดยเฉพาะอย่างยิ่งในภูมิภาคเอเชียตะวันออกเฉียงใต้ (บรูคส์ et al, 1999;. WRI, 2000) ส่งผลให้ที่อยู่อาศัยของการสูญเสียการย่อยสลายและการกระจายตัวของภัยคุกคามร้ายแรงต่อการอนุรักษ์ความหลากหลายทางชีวภาพ (แฮร์ริสและซิลวาโลเปซ 1992) เดอะ การเติบโตอย่างรวดเร็วของประชากรมนุษย์มากในเขตร้อนมีผลในการป้องกันพื้นที่จำนวนมากและความหลากหลายทางชีวภาพ "จุดร้อน" กลายเป็นเกาะที่อยู่อาศัยล้อมรอบด้วยเมทริกซ์ของภูมิทัศน์ของมนุษย์ที่โดดเด่นที่ จำกัด มีความพยายามที่จะอนุรักษ์ความหลากหลายทางชีวภาพ (Janzen, 1983; วิลคอกซ์และเมอร์ฟี่ 1985 ; แฮร์ริสและซิลวาโลเปซ, 1992. Cincotta, et al, 2000) ตัวอย่างจากทุกทวีปและทฤษฎีการอนุรักษ์ในปัจจุบันแสดงให้เห็นว่าพื้นที่คุ้มครองอย่างเคร่งครัดมีความจำเป็นเพื่อเปิดใช้งานเต็มรูปแบบของภูมิภาคของความหลากหลายทางชีวภาพที่จะยังคงอยู่ในระยะยาว (เครเมอ, et al, 1997;.. Noss, et al, 1999) เพื่อรักษาความสมบูรณ์ของสัตว์และฟลอริด้าร่าภายในพื้นที่หลักที่มีการป้องกันเหล่านี้บัฟเฟอร์โซนจะจัดตั้งขึ้นบ่อยครั้งเพื่อลดผลกระทบของประชาชนเกี่ยวกับความหลากหลายทางชีวภาพภายในสำรอง (เช 1990; Sayer 1991. เจ้าบ่าว, et al, 1999) บัฟเฟอร์โซนขยายที่อยู่อาศัยพร้อมใช้งานสำหรับพืชและสัตว์ (บัฟเฟอร์ส่วนขยาย) และจัดหาทรัพยากรและบริการให้กับผู้คน (ทางสังคมบัฟเฟอร์) (MacKinnon et al., 1986) หนึ่งในความท้าทายที่สำคัญคือการระบุระบบการใช้ประโยชน์ที่ดินที่สามารถ LL Fi ful พร้อมกันทั้งสองบทบาท (Salafsky, 1993) ในขณะที่ลดศักยภาพในการใช้ไอซีทีขัดแย้งในหมู่สัตว์ป่าและผู้มีส่วนได้เสียโดยใช้ทรัพยากรนี้ ในเขตร้อนและโดยเฉพาะอย่างยิ่งในภูมิภาคเอเชียตะวันออกเฉียงใต้บัฟเฟอร์โซนที่รวมระบบวนเกษตรให้เป็นหนึ่งในวิธีการดังกล่าว (เบิร์ท 1989; Michon และฟอเรส, 1990; Salafsky 1993; link มาตรฐานของ browser Terborgh 1993; พอตเตอร์และลี 1998; Vandermeer et al, 1998;. จอห์นส์, 1999) ระบบวนเกษตรที่โดดเด่นด้วยความหลากหลายโดยทั่วไปทางชีวภาพที่สูงขึ้นเมื่อเทียบกับภูมิทัศน์โดยรอบการเกษตรและการเพาะปลูกเชิงเดี่ยว แต่ความหลากหลายทางชีวภาพโดยทั่วไปลดลงเมื่อเทียบกับป่าหลัก (Michon และฟอเรส, 1990; Pimentel et al, 1992;. Thiollay, 1995;. Vandermeer, et al, 1998) โดยรวมแล้วพวกเขามีส่วนร่วมกับพืชมากที่ไม่มีกระดูกสันหลังและความหลากหลายของนก (Thiollay, 1995; ลอว์ตัน et al, 1998;. Vandermeer et al, 1998). สวนป่าการผลิตและระบบอื่น ๆ ที่มีการจัดการป่าไม้มีโอกาสเพิ่มเติมในการขยายที่อยู่อาศัยที่สามารถใช้ได้สำหรับความหลากหลายทางชีวภาพเกินขอบเขตของพื้นที่คุ้มครองหลัก (MacKinnon et al, 1986;. Sayer, 1991) ระบบวนเกษตรยังมีนัยสำคัญ Fi ลาดเท Fi Bene เศรษฐกิจ TS เพื่อคน (Michon และฟอเรส, 1990; แนร์ 1991; Wojtkowski 1993; ห้วยภาคสนามและ Padoch, 1994) ในประเทศอินโดนีเซียเช่นเกษตรกรรายย่อยเติบโตยืนของต้นไม้เป็นส่วนหนึ่งของระบบการทำฟาร์มที่มีความหลากหลายของพวกเขา (พอตเตอร์และลี, 1998) และช่วยทำให้ประเทศผู้ผลิตที่ใหญ่เป็นอันดับสองของโลกของยางธรรมชาติ (ประมาณสามในสี่ที่ผลิตโดยเกษตรกรรายย่อย) ที่ การผลิตใหญ่ที่สุดในโลกที่สามของกาแฟ (95% ของการผลิตโดยเกษตรกรรายย่อย) และเป็นผู้ผลิตใหญ่เป็นอันดับสี่ของโกโก้ (Sunderlin และ Resosudarmo, 1996) มากกว่า 200,000 คนที่ถูกว่าจ้างโดยอุตสาหกรรมหวายเพียงอย่างเดียว (FAO, 1998) ปัญหาที่เราอยู่ในเอกสารนี้เป็นวิธีการที่ระบบวนเกษตรที่อยู่ติดกับสัตว์ป่าที่อยู่อาศัยหลักอาจมีค่าอนุรักษ์ Fi ลาดเทนัยสำคัญโดยการขยายที่อยู่อาศัยที่สามารถใช้ได้สำหรับการเลี้ยงลูกด้วยนมขนาดใหญ่และทำหน้าที่เป็นทางเดินของสัตว์ป่า แต่ยังอาจเพิ่มความเสี่ยงของนักโทษชั้นไอซีทีกับคนที่ใช้พื้นที่เดียวกันนี้ เสือ (Panthera tigris) และช้าง (Elephas Maximus) เป็นแหล่งสำคัญของนักโทษชั้น ICT มากในเอเชีย (McDougal 1987; Sukumar และ Gadgil 1988; Nowell และ
แจ็คสัน, 1996) และเดียวกันเป็นจริงในสุมาตรา (Santiapillai และ Ramono, 1993 Tilson และ Nyhus, 1998) ประวัติศาสตร์ที่ผ่านมาแสดงให้เห็นว่าสัตว์ป่า Con ชั้น ICT กับมนุษย์สามารถเพิ่มเป็นที่อยู่อาศัยที่มีอยู่กลายเป็นมากมีความก้าวหน้าและความดันของบุกรุกของมนุษย์กลายเป็นความรุนแรงมากขึ้น (McNeely 1978; Seidensticker 1984; McDougal 1987; Sukumar 1989; Nowell และแจ็คสัน, 1996) เรามีความกังวลว่าการเชื่อมโยงที่อาจเกิดขึ้นในระบบวนเกษตร, การอนุรักษ์สัตว์ป่าและมนุษย์สัตว์ป่า Con ชั้นไอซีทียังไม่ได้รับการพิจารณาอย่างเพียงพอ เราใช้ประสบการณ์ของเราในจังหวัดลัมปุงสุมาตราอินโดนีเซียเป็นกรณีศึกษาเพื่อเน้นความท้าทายนี้ ตั้งแต่ปี 1995 เราได้เก็บรวบรวมข้อมูลเพื่อประเมินขอบเขตและการกระจายตัวของเสือและ Con ช้างชั้น ICT ที่อุทยานแห่งชาติ Way Kambas (Nyhus et al, 2000;. Nyhus และ Tilson, 2004) และตอนนี้กำลังขยายการสังเกตเหล่านี้ไปยังพื้นที่อื่น ๆ ของเกาะสุมาตราเป็นส่วนหนึ่ง ของเสือโครงการสุมาตรา (Tilson et al., 1996 1997, 2001) เราจะหารือถึงผลกระทบของการสังเกตของเราสำหรับการพัฒนาและการจัดการของทั้งสองระบบวนเกษตรและการอนุรักษ์เหล่าล้านสัตว์มีกระดูกสันหลัง

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

แปลงป่าเขตร้อนและ Modi จึงบวกต่อไปในอัตราที่น่าตกใจ และทั่วโลกโดยเฉพาะอย่างยิ่งในภูมิภาคเอเชียตะวันออกเฉียงใต้ ( Brooks et al . , 1999 ; อ้างอิง , 2000 ) เกิดการสูญเสียแหล่งที่อยู่อาศัย , การย่อยสลายและการรักษาร้ายแรงเพื่อการอนุรักษ์ความหลากหลายทางชีวภาพ ( Harris และ ซิลวา โลเปซ , 1992 ) ประชากรมนุษย์ในการเจริญเติบโตอย่างรวดเร็วมากของเขตร้อน ส่งผลให้หลายพื้นที่อนุรักษ์ความหลากหลายทางชีวภาพ และ " ฮอตสปอต " กลายเป็นที่อยู่อาศัยเกาะล้อมรอบด้วยภูมิทัศน์ที่กำหนดเมทริกซ์ของมนุษย์ควบคุมความพยายามในการอนุรักษ์ความหลากหลายทางชีวภาพ ( แจนเซน , 1983 ; วิลคอกซ์กับ เมอร์ฟี่ , 1985 ; Harris และ ซิลวา โลเปซ , 1992 ; ที่ตั้ง et al . , 2000 ) . ตัวอย่างจากทุกทวีปและทฤษฎีการอนุรักษ์ปัจจุบันแนะนำว่า การคุ้มครองอย่างเคร่งครัดพื้นที่ต้องการให้เต็มสมบูรณ์ของความหลากหลายทางชีวภาพของภูมิภาคยังคงอยู่ในระยะยาว ( เครเมอร์ et al . , 1997 ; นอ ์ et al . , 1999 ) เพื่อรักษาความสมบูรณ์ของพืช และflโอร่าภายในหลักเหล่านี้ป้องกันพื้นที่บัฟเฟอร์โซนบ่อยขึ้นเพื่อลดผลกระทบของประชาชนเกี่ยวกับความหลากหลายทางชีวภาพภายในสำรอง ( Shafer , 2533 ; กล่าว , 1991 ; เจ้าบ่าว et al . , 1999 ) บัฟเฟอร์โซนขยายที่อยู่อาศัยของพืชและสัตว์ ( ขยายกำลังส่ง ) และให้ข้อมูลและบริการประชาชน ( Socio buffering ) ( แมคคินนอน et al . , 1986 ) หนึ่งที่สำคัญที่ท้าทายคือการระบุที่ดินใช้ระบบที่สามารถพร้อมกันจึงจะครบทั้งบทบาท ( salafsky , 1993 ) ในขณะที่ลดศักยภาพสำหรับคอนflไอซีทีของสัตว์ป่าและผู้มีส่วนได้เสียในการใช้ทรัพยากรนี้ ในเขตร้อนชื้น และโดยเฉพาะอย่างยิ่งในภูมิภาคเอเชียตะวันออกเฉียงใต้ บัฟเฟอร์โซนที่รวมระบบวนเกษตรให้วิธีการเช่น ( เบิร์ท , 1989 ; มิเชิน และเดอฟอเรสต้า , 2533 ; salafsky , 1993 ; และรถตู้ schaik terborgh , 1993 ; พอตเตอร์ และ ลี , 1998 ; vandermeer et al . , 1998 ; จอห์น , 1999 ) ระบบวนเกษตร มีความหลากหลายทางชีวภาพสูงโดยทั่วไปเมื่อเทียบกับภูมิทัศน์โดยรอบ การเกษตรและการเพาะปลูกเชิงเดี่ยว แต่โดยทั่วไปลดความหลากหลายทางชีวภาพเมื่อเทียบกับป่าปฐมภูมิ ( มิเชิน และเดอฟอเรสต้า , 2533 ; ไพเมนเทิล et al . , 1992 ; thiollay , 1995 ; vandermeer et al . , 1998 ) โดยรวม พวกเขามีส่วนร่วมมากพืช , สัตว์ที่ไม่มีกระดูกสันหลัง , และความหลากหลายของนก ( thiollay , 1995 ; ลอว์ตัน et al . , 1998 ; vandermeer et al . , 1998 ) สวน , ป่า , การผลิตและระบบการจัดการป่าอื่น ๆเสนอโอกาสเพิ่มเติมเพื่อขยายแหล่งที่อยู่อาศัยของความหลากหลายทางชีวภาพเกินขอบเขตหลักของพื้นที่คุ้มครอง ( แมคคินนอน et al . , 1986 ; กล่าว , 1991 ) ของระบบยังมี signi จึงไม่สามารถดีทางเศรษฐกิจจึงเป็นคน ( มิเชินและ de ฟอเรสต้า , 2533 ; แนร์ , 1991 ; wojtkowski , 1993 ; ละมั่งจึง บรูค และ padoch , 1994 ) ในอินโดนีเซีย ตัวอย่างเช่น ชาวสวนปลูกยืนของต้นไม้ที่เป็นส่วนประกอบของระบบเกษตรที่หลากหลายของพวกเขา ( พอตเตอร์และลี , 1998 ) และช่วยให้ประเทศผู้ผลิตใหญ่เป็นอันดับสองของโลกของยางธรรมชาติ ( ประมาณสามในสี่ผลิตโดยชาวสวน ) ผลิตที่ใหญ่เป็นอันดับ 3 ของโลกของกาแฟ ( 95% ของการผลิตเกษตรกรกลุ่ม ) และสี่ที่ใหญ่ที่สุดผู้ผลิตโกโก้ ( sunderlin และ resosudarmo , 1996 ) มากกว่า 200000 คนที่ถูกว่าจ้างโดยอุตสาหกรรมหวายคนเดียว ( FAO , 1998 ) ปัญหาเราที่อยู่ในกระดาษนี้เป็นวิธีการของระบบที่อยู่ติดกันเพื่อที่อยู่อาศัยสัตว์ป่าหลักอาจมีมูลค่า signi อนุรักษ์ลาดเทจึงอาศัยของสัตว์เลี้ยงลูกด้วยนมขนาดใหญ่ในการขยาย และทำหน้าที่เป็นทางเดินของสัตว์ป่า แต่ยังอาจเพิ่มความเสี่ยงของคอนflไอซีทีกับคนที่ใช้พื้นที่เดียวกันนี้ เสือ ( Panthera พิภาค ) และช้าง ( แบบ maximus ) เป็นแหล่งที่มาหลักของคอนfl ICT มากในเอเชีย ( เมิ่กดูเกิล , 1987 ; sukumar และ gadgil , 1988 ; โนเวลล์และแจ็คสัน , 1996 ) และเดียวกันเป็นจริงในเกาะสุมาตราและ santiapillai ramono , 1993 ; Tilson และ nyhus , 1998 ) ประวัติศาสตร์ได้แสดงให้เห็นว่าสัตว์ป่าหลอกflไอซีทีกับมนุษย์สามารถเพิ่มกับที่มีอยู่ที่อยู่อาศัยกลายเป็นแตกทุกที และแรงกดดันจากการบุกรุกของมนุษย์จะกลายเป็นรุนแรงมากขึ้น ( McNeely , 1978 ; seidensticker , 1984 ; เมิ่กดูเกิล , 1987 ; sukumar , 1989 ; โนเวลกับแจ็คสัน , 1996 ) เรามีความกังวลว่าศักยภาพความเชื่อมโยงระหว่างระบบวนเกษตร การอนุรักษ์สัตว์ป่า และมนุษย์และสัตว์ป่า คอนflไอซีทียังไม่ได้นำมาพิจารณา เราใช้ประสบการณ์ของเราใน Lampung จังหวัดสุมาตรา อินโดนีเซีย เป็นกรณีศึกษา เพื่อเน้นความท้าทายนี้ ตั้งแต่ปี 1995 เราได้เก็บรวบรวมข้อมูลเพื่อประเมินขอบเขตและการกระจายของ เสือ และช้าง คอนflไอซีทีในทาง kambas อุทยานแห่งชาติ ( nyhus et al . , 2000 ; และ nyhus Tilson , 2004 ) และกำลังขยายเหล่านี้สังเกตไปยังพื้นที่อื่น ๆของเกาะสุมาตรา ซึ่งเป็นส่วนหนึ่งของโครงการเสือโคร่งสุมาตรา ( Tilson et al . , 1996 , 1997 , 2001 ) เราได้กล่าวถึงความหมายของการสังเกตของเราในการพัฒนาและการจัดการของระบบวนเกษตร และการอนุรักษ์สัตว์ใหญ่เหล่านี้