- ข้อความ
- ประวัติศาสตร์
values occurring in July and August
values occurring in July and August (Moupela et al., 2013) and
the highest temperatures being observed from February to April.
The first felling cycle occurred in the annual allowable cut (AAC)
of Bambidie (13,410 ha, 0440
–0520 South and 013060
–013
170
East), accounting for 2.17% of the concession (13,410 ha), in
the early 1990s. The second felling cycle in the same AAC took
place from July to November 2013.
2.2. Data collection
The first census (Census 1) of this study took place from January
to July 2012, with the objective to assess the long term impacts of
logging on the western lowland gorilla. WLG density in the AAC of
Bambidie was estimated at 1.5 weaned gorilla km2 25 years after
the first felling cycle (Haurez et al., 2014). Nesting behavior was
characterized by a preferential selection of open canopy terra firma
forest for nest building (Haurez et al., 2014), confirming that
observed at other study sites (Petre et al., 2015; Tutin et al.,
1995; Willie et al., 2012). Detailed information regarding the sam-
pling scheme, nest count, habitat description and availability
assessment, and the nest site characterization, is provided in
Haurez et al. (2014).
In order to determine the short term impacts of timber harvest-
ing activities and to assess the viability of the gorilla population in
the site, two additional censuses were undertaken. They took place
in March 2014 (Census 2) and from September to November 2014
(Census 3), 4–6 months and 9–11 months after the second felling
cycle, respectively. The logging intensity in the AAC of Bambidie
was 1.01 tree ha1 (8.30 m3 ha1
) (Precious Woods Gabon, unpub-
lished). The same methodology (density estimation, habitat avail-
ability assessment and nesting behavior characterization) was
followed as in Census 1 (Haurez et al., 2014), but sampling effort
varied as a result of logistical constraints. During Censuses 1, 2
and 3, 308 km, 76 km and 106 km were monitored, respectively.
WLG density was estimated from detected nest counts and their
respective distances from the transect line, using the standing crop
nest count (SCNC) method (Hashimoto, 1995; Kühl et al., 2009;
Spehar et al., 2010). The estimated density of nests was then con-
verted to the number of weaned individual gorillas by dividing it
by nest production (1.0 nest day1
) and decay rates (Buckland
et al., 2001; Devos et al., 2008; Morgan and Sanz, 2007; Tutin
et al., 1995). As an insufficient number of fresh nests were encoun-
tered at the study site to calculate a site-specific nest decay rate, a
specific value was estimated for each census from available data
from the Lopé Reserve (located 250 km from our site, and present-
ing very similar ecological conditions) (Doucet, 2003; Tutin et al.,
1995). Census-specific decay rates were weighed according to the
frequency distribution of nest type observed during the census.
In order to assess the evolution of hunting pressure in relation
to logging activities, all signs of hunting and human presence
(thereafter referred to as ‘human presence indices’) observed along
transects were recorded during each census.
2.3. Data analysis and census comparison
2.3.1. Distance sampling and gorilla density estimation
All density estimations were calculated using Distance Sam-
pling software version 6.02 (Thomas et al., 2010). In order to
enhance the robustness of the estimation, the furthest 5% of obser-
vations from the transect were truncated before the analysis
(Buckland et al., 2001). Model function and adjustment term selec-
tion was realized by taking into account the lowest Akaike Infor-
mation Criterion (AIC) and the results of the Chi-square goodness
of fit (p-value > 0.05) (Rainey et al., 2010; Clark et al., 2009;
Stokes et al., 2010). The evolution of WLG density over time was
assessed through the comparison of the results of the three
the highest temperatures being observed from February to April.
The first felling cycle occurred in the annual allowable cut (AAC)
of Bambidie (13,410 ha, 0440
–0520 South and 013060
–013
170
East), accounting for 2.17% of the concession (13,410 ha), in
the early 1990s. The second felling cycle in the same AAC took
place from July to November 2013.
2.2. Data collection
The first census (Census 1) of this study took place from January
to July 2012, with the objective to assess the long term impacts of
logging on the western lowland gorilla. WLG density in the AAC of
Bambidie was estimated at 1.5 weaned gorilla km2 25 years after
the first felling cycle (Haurez et al., 2014). Nesting behavior was
characterized by a preferential selection of open canopy terra firma
forest for nest building (Haurez et al., 2014), confirming that
observed at other study sites (Petre et al., 2015; Tutin et al.,
1995; Willie et al., 2012). Detailed information regarding the sam-
pling scheme, nest count, habitat description and availability
assessment, and the nest site characterization, is provided in
Haurez et al. (2014).
In order to determine the short term impacts of timber harvest-
ing activities and to assess the viability of the gorilla population in
the site, two additional censuses were undertaken. They took place
in March 2014 (Census 2) and from September to November 2014
(Census 3), 4–6 months and 9–11 months after the second felling
cycle, respectively. The logging intensity in the AAC of Bambidie
was 1.01 tree ha1 (8.30 m3 ha1
) (Precious Woods Gabon, unpub-
lished). The same methodology (density estimation, habitat avail-
ability assessment and nesting behavior characterization) was
followed as in Census 1 (Haurez et al., 2014), but sampling effort
varied as a result of logistical constraints. During Censuses 1, 2
and 3, 308 km, 76 km and 106 km were monitored, respectively.
WLG density was estimated from detected nest counts and their
respective distances from the transect line, using the standing crop
nest count (SCNC) method (Hashimoto, 1995; Kühl et al., 2009;
Spehar et al., 2010). The estimated density of nests was then con-
verted to the number of weaned individual gorillas by dividing it
by nest production (1.0 nest day1
) and decay rates (Buckland
et al., 2001; Devos et al., 2008; Morgan and Sanz, 2007; Tutin
et al., 1995). As an insufficient number of fresh nests were encoun-
tered at the study site to calculate a site-specific nest decay rate, a
specific value was estimated for each census from available data
from the Lopé Reserve (located 250 km from our site, and present-
ing very similar ecological conditions) (Doucet, 2003; Tutin et al.,
1995). Census-specific decay rates were weighed according to the
frequency distribution of nest type observed during the census.
In order to assess the evolution of hunting pressure in relation
to logging activities, all signs of hunting and human presence
(thereafter referred to as ‘human presence indices’) observed along
transects were recorded during each census.
2.3. Data analysis and census comparison
2.3.1. Distance sampling and gorilla density estimation
All density estimations were calculated using Distance Sam-
pling software version 6.02 (Thomas et al., 2010). In order to
enhance the robustness of the estimation, the furthest 5% of obser-
vations from the transect were truncated before the analysis
(Buckland et al., 2001). Model function and adjustment term selec-
tion was realized by taking into account the lowest Akaike Infor-
mation Criterion (AIC) and the results of the Chi-square goodness
of fit (p-value > 0.05) (Rainey et al., 2010; Clark et al., 2009;
Stokes et al., 2010). The evolution of WLG density over time was
assessed through the comparison of the results of the three
0/5000
values occurring in July and August (Moupela et al., 2013) andthe highest temperatures being observed from February to April.The first felling cycle occurred in the annual allowable cut (AAC)of Bambidie (13,410 ha, 0440–0520 South and 013060–013170East), accounting for 2.17% of the concession (13,410 ha), inthe early 1990s. The second felling cycle in the same AAC tookplace from July to November 2013.2.2. Data collectionThe first census (Census 1) of this study took place from Januaryto July 2012, with the objective to assess the long term impacts oflogging on the western lowland gorilla. WLG density in the AAC ofBambidie was estimated at 1.5 weaned gorilla km2 25 years afterthe first felling cycle (Haurez et al., 2014). Nesting behavior wascharacterized by a preferential selection of open canopy terra firmaforest for nest building (Haurez et al., 2014), confirming thatobserved at other study sites (Petre et al., 2015; Tutin et al.,1995; Willie et al., 2012). Detailed information regarding the sam-pling scheme, nest count, habitat description and availabilityassessment, and the nest site characterization, is provided inHaurez et al. (2014).In order to determine the short term impacts of timber harvest-ing activities and to assess the viability of the gorilla population inthe site, two additional censuses were undertaken. They took placein March 2014 (Census 2) and from September to November 2014(Census 3), 4–6 months and 9–11 months after the second fellingcycle, respectively. The logging intensity in the AAC of Bambidiewas 1.01 tree ha1 (8.30 m3 ha1) (Precious Woods Gabon, unpub-lished). The same methodology (density estimation, habitat avail-ability assessment and nesting behavior characterization) wasfollowed as in Census 1 (Haurez et al., 2014), but sampling effortvaried as a result of logistical constraints. During Censuses 1, 2and 3, 308 km, 76 km and 106 km were monitored, respectively.WLG density was estimated from detected nest counts and theirrespective distances from the transect line, using the standing cropnest count (SCNC) method (Hashimoto, 1995; Kühl et al., 2009;Spehar et al., 2010). The estimated density of nests was then con-verted to the number of weaned individual gorillas by dividing itby nest production (1.0 nest day1) and decay rates (Bucklandet al., 2001; Devos et al., 2008; Morgan and Sanz, 2007; Tutinet al., 1995). As an insufficient number of fresh nests were encoun-tered at the study site to calculate a site-specific nest decay rate, aspecific value was estimated for each census from available datafrom the Lopé Reserve (located 250 km from our site, and present-ing very similar ecological conditions) (Doucet, 2003; Tutin et al.,1995). Census-specific decay rates were weighed according to thefrequency distribution of nest type observed during the census.In order to assess the evolution of hunting pressure in relationto logging activities, all signs of hunting and human presence(thereafter referred to as ‘human presence indices’) observed alongtransects were recorded during each census.2.3. Data analysis and census comparison2.3.1. Distance sampling and gorilla density estimationAll density estimations were calculated using Distance Sam-pling software version 6.02 (Thomas et al., 2010). In order toenhance the robustness of the estimation, the furthest 5% of obser-vations from the transect were truncated before the analysis(Buckland et al., 2001). Model function and adjustment term selec-tion was realized by taking into account the lowest Akaike Infor-mation Criterion (AIC) and the results of the Chi-square goodnessof fit (p-value > 0.05) (Rainey et al., 2010; Clark et al., 2009;Stokes et al., 2010). The evolution of WLG density over time wasassessed through the comparison of the results of the three
การแปล กรุณารอสักครู่..
ค่าที่เกิดขึ้นในเดือนกรกฎาคมและสิงหาคม (Moupela et al., 2013) และ
อุณหภูมิสูงสุดถูกตั้งข้อสังเกตจากกุมภาพันธ์-เมษายน.
วงจรตัดโค่นแรกที่เกิดขึ้นในการตัดอนุญาตประจำปี (AAC)
ของ Bambidie (13,410 ฮ่า, 0? 440
-0? 520 ภาคใต้และ 013? 060
-013?
170
ตะวันออก) คิดเป็น 2.17% ของสัมปทาน (13,410 ฮ่า) ใน
ช่วงปี 1990 รอบที่สองในการตัดโค่น AAC เดียวกันเอา
ขึ้นจากกรกฎาคม-พฤศจิกายน 2013
2.2 การเก็บรวบรวมข้อมูล
การสำรวจสำมะโนประชากรครั้งแรก (การสำรวจสำมะโนประชากร 1) การศึกษาครั้งนี้เกิดขึ้นตั้งแต่เดือนมกราคม
ที่จะกรกฎาคม 2012 โดยมีวัตถุประสงค์เพื่อประเมินผลกระทบในระยะยาวของ
การเข้าสู่ระบบในลุ่มอันธพาลตะวันตก ความหนาแน่น WLG- สนามใน AAC ของ
Bambidie อยู่ที่ประมาณ 1.5 กม. หย่านมกอริลลา 2 25 ปีหลังจากที่
รอบแรกโค่น (Haurez et al., 2014) พฤติกรรมการทำรังเป็นที่
โดดเด่นด้วยการเลือกสิทธิพิเศษเปิดหลังคาผืนดิน
ป่าสร้างรังยืนยันว่า (Haurez et al, 2014.)
ตั้งข้อสังเกตที่เว็บไซต์การศึกษาอื่น ๆ (ทำให้กลัว et al, 2015;. Tutin, et al.,
1995; วิลลี่เอต al., 2012) ข้อมูลรายละเอียดเกี่ยวกับตัวอย่างทดสอบไว้
โครงการปลิงนับรัง, รายละเอียดที่อยู่อาศัยและความพร้อม
การประเมินและวิเคราะห์เว็บไซต์รังให้ไว้ใน
Haurez et al, (2014).
เพื่อตรวจสอบผลกระทบในระยะสั้นของไม้ harvest-
ไอเอ็นจีและกิจกรรมเพื่อประเมินศักยภาพของประชากรกอริลลาใน
เว็บไซต์สองสำมะโนประชากรเพิ่มเติมกำลังดำเนินการ พวกเขาเอาสถานที่
มีนาคม 2014 (การสำรวจสำมะโนประชากร 2) และจากเดือนกันยายนถึงพฤศจิกายน 2014
(การสำรวจสำมะโนประชากร 3), 4-6 เดือนและ 9-11 เดือนหลังจากการตัดโค่นที่สอง
รอบตามลำดับ ความเข้มในการเข้าสู่ระบบของ AAC Bambidie
เป็น 1.01 ต้นไม้ฮ่า 1 (8.30 m3 ฮ่า 1
) (พรีเชียสวู้ดส์กาบอง unpub-
lished) วิธีการเดียวกัน (ประมาณความหนาแน่นที่อยู่อาศัยรุนแรงทางเพศ
การประเมินความสามารถและลักษณะพฤติกรรมการทำรัง) คือการ
ปฏิบัติตามในการสำรวจสำมะโนประชากรที่ 1 (Haurez et al., 2014) แต่การสุ่มตัวอย่างความพยายาม
ที่แตกต่างกันเป็นผลมาจากข้อ จำกัด จิสติกส์ ในช่วงสำมะโนประชากร 1, 2
และ 3 308 กม., 76 กม. และ 106 กม. ถูกตรวจสอบตามลำดับ.
WLG- สนามหนาแน่นได้รับการประเมินจากการนับรังตรวจพบของพวกเขาและ
ระยะทางที่เกี่ยวข้องจากบรรทัดผ่าโดยใช้ยืนพืช
นับรัง (SCNC) วิธีการ (ฮาชิโมโตะ , 1995; Kühl et al, 2009;.
Spehar et al, 2010). ความหนาแน่นประมาณรังถูกแล้ววง
verted ไปยังหมายเลขของกอริลล่าบุคคลที่หย่านมโดยแบ่ง
จากการผลิตรัง (1.0 รัง 1 วัน?
) และอัตราการสลายตัว (Buckland
et al, 2001;. Devos et al, 2008;. มอร์แกนและ Sanz 2007; Tutin
., et al, 1995) ในฐานะที่เป็นจำนวนไม่เพียงพอรังสดได้พบได้
ทำาที่เว็บไซต์การศึกษาในการคำนวณอัตราการสลายตัวของรังเว็บไซต์ที่เฉพาะเจาะจงซึ่งเป็น
ค่าที่ระบุเป็นที่คาดกันสำหรับแต่ละสำมะโนประชากรจากข้อมูลที่มีอยู่
จาก Lope สำรอง (อยู่ 250 กม. จากเว็บไซต์ของเราและในปัจจุบัน -
ไอเอ็นจีสภาพแวดล้อมที่คล้ายกันมาก) (Doucet 2003; Tutin, et al.,
1995) การสำรวจสำมะโนประชากรเฉพาะอัตราการสลายตัวได้รับการชั่งน้ำหนักตามที่
แจกแจงความถี่ประเภทรังสังเกตในระหว่างการสำรวจสำมะโนประชากร.
เพื่อที่จะประเมินวิวัฒนาการของความดันการล่าสัตว์ในความสัมพันธ์
กับกิจกรรมการเข้าสู่ระบบสัญญาณทั้งหมดของการล่าสัตว์และการปรากฏตัวของมนุษย์
(หลังจากนั้นจะเรียกว่า 'มนุษย์ ดัชนี ') ตั้งข้อสังเกตพร้อม
ตัดขวางที่ถูกบันทึกไว้ในแต่ละสำมะโนประชากร.
2.3 การวิเคราะห์ข้อมูลและการสำรวจสำมะโนประชากรเปรียบเทียบ
2.3.1 การสุ่มตัวอย่างและระยะทางประมาณความหนาแน่นกอริลลา
ทั้งหมดประมาณการความหนาแน่นถูกคำนวณโดยใช้ระยะทางตัวอย่างทดสอบไว้
ซอฟต์แวร์รุ่นปลิง 6.02 (โทมัส et al., 2010) เพื่อ
เพิ่มความทนทานของการประมาณค่าที่ไกล 5% ของ obser-
vations จากแนวที่ถูกตัดออกก่อนที่จะมีการวิเคราะห์
(Buckland et al., 2001) ฟังก์ชั่นรุ่นและระยะเวลาการปรับเลือกคํา
การได้ตระหนักโดยคำนึงถึงต่ำสุด Akaike สารสนเทศ
mation เกณฑ์ (AIC) และผลของ Chi-square ความดี
ของพอดี (p-value> 0.05) (เรนนีย์ et al, 2010. คลาร์ก et al, 2009;.
. สโต๊ค, et al, 2010) วิวัฒนาการของความหนาแน่น WLG- สนามในช่วงเวลาที่ได้รับ
การประเมินจากการเปรียบเทียบผลของทั้งสามที่
อุณหภูมิสูงสุดถูกตั้งข้อสังเกตจากกุมภาพันธ์-เมษายน.
วงจรตัดโค่นแรกที่เกิดขึ้นในการตัดอนุญาตประจำปี (AAC)
ของ Bambidie (13,410 ฮ่า, 0? 440
-0? 520 ภาคใต้และ 013? 060
-013?
170
ตะวันออก) คิดเป็น 2.17% ของสัมปทาน (13,410 ฮ่า) ใน
ช่วงปี 1990 รอบที่สองในการตัดโค่น AAC เดียวกันเอา
ขึ้นจากกรกฎาคม-พฤศจิกายน 2013
2.2 การเก็บรวบรวมข้อมูล
การสำรวจสำมะโนประชากรครั้งแรก (การสำรวจสำมะโนประชากร 1) การศึกษาครั้งนี้เกิดขึ้นตั้งแต่เดือนมกราคม
ที่จะกรกฎาคม 2012 โดยมีวัตถุประสงค์เพื่อประเมินผลกระทบในระยะยาวของ
การเข้าสู่ระบบในลุ่มอันธพาลตะวันตก ความหนาแน่น WLG- สนามใน AAC ของ
Bambidie อยู่ที่ประมาณ 1.5 กม. หย่านมกอริลลา 2 25 ปีหลังจากที่
รอบแรกโค่น (Haurez et al., 2014) พฤติกรรมการทำรังเป็นที่
โดดเด่นด้วยการเลือกสิทธิพิเศษเปิดหลังคาผืนดิน
ป่าสร้างรังยืนยันว่า (Haurez et al, 2014.)
ตั้งข้อสังเกตที่เว็บไซต์การศึกษาอื่น ๆ (ทำให้กลัว et al, 2015;. Tutin, et al.,
1995; วิลลี่เอต al., 2012) ข้อมูลรายละเอียดเกี่ยวกับตัวอย่างทดสอบไว้
โครงการปลิงนับรัง, รายละเอียดที่อยู่อาศัยและความพร้อม
การประเมินและวิเคราะห์เว็บไซต์รังให้ไว้ใน
Haurez et al, (2014).
เพื่อตรวจสอบผลกระทบในระยะสั้นของไม้ harvest-
ไอเอ็นจีและกิจกรรมเพื่อประเมินศักยภาพของประชากรกอริลลาใน
เว็บไซต์สองสำมะโนประชากรเพิ่มเติมกำลังดำเนินการ พวกเขาเอาสถานที่
มีนาคม 2014 (การสำรวจสำมะโนประชากร 2) และจากเดือนกันยายนถึงพฤศจิกายน 2014
(การสำรวจสำมะโนประชากร 3), 4-6 เดือนและ 9-11 เดือนหลังจากการตัดโค่นที่สอง
รอบตามลำดับ ความเข้มในการเข้าสู่ระบบของ AAC Bambidie
เป็น 1.01 ต้นไม้ฮ่า 1 (8.30 m3 ฮ่า 1
) (พรีเชียสวู้ดส์กาบอง unpub-
lished) วิธีการเดียวกัน (ประมาณความหนาแน่นที่อยู่อาศัยรุนแรงทางเพศ
การประเมินความสามารถและลักษณะพฤติกรรมการทำรัง) คือการ
ปฏิบัติตามในการสำรวจสำมะโนประชากรที่ 1 (Haurez et al., 2014) แต่การสุ่มตัวอย่างความพยายาม
ที่แตกต่างกันเป็นผลมาจากข้อ จำกัด จิสติกส์ ในช่วงสำมะโนประชากร 1, 2
และ 3 308 กม., 76 กม. และ 106 กม. ถูกตรวจสอบตามลำดับ.
WLG- สนามหนาแน่นได้รับการประเมินจากการนับรังตรวจพบของพวกเขาและ
ระยะทางที่เกี่ยวข้องจากบรรทัดผ่าโดยใช้ยืนพืช
นับรัง (SCNC) วิธีการ (ฮาชิโมโตะ , 1995; Kühl et al, 2009;.
Spehar et al, 2010). ความหนาแน่นประมาณรังถูกแล้ววง
verted ไปยังหมายเลขของกอริลล่าบุคคลที่หย่านมโดยแบ่ง
จากการผลิตรัง (1.0 รัง 1 วัน?
) และอัตราการสลายตัว (Buckland
et al, 2001;. Devos et al, 2008;. มอร์แกนและ Sanz 2007; Tutin
., et al, 1995) ในฐานะที่เป็นจำนวนไม่เพียงพอรังสดได้พบได้
ทำาที่เว็บไซต์การศึกษาในการคำนวณอัตราการสลายตัวของรังเว็บไซต์ที่เฉพาะเจาะจงซึ่งเป็น
ค่าที่ระบุเป็นที่คาดกันสำหรับแต่ละสำมะโนประชากรจากข้อมูลที่มีอยู่
จาก Lope สำรอง (อยู่ 250 กม. จากเว็บไซต์ของเราและในปัจจุบัน -
ไอเอ็นจีสภาพแวดล้อมที่คล้ายกันมาก) (Doucet 2003; Tutin, et al.,
1995) การสำรวจสำมะโนประชากรเฉพาะอัตราการสลายตัวได้รับการชั่งน้ำหนักตามที่
แจกแจงความถี่ประเภทรังสังเกตในระหว่างการสำรวจสำมะโนประชากร.
เพื่อที่จะประเมินวิวัฒนาการของความดันการล่าสัตว์ในความสัมพันธ์
กับกิจกรรมการเข้าสู่ระบบสัญญาณทั้งหมดของการล่าสัตว์และการปรากฏตัวของมนุษย์
(หลังจากนั้นจะเรียกว่า 'มนุษย์ ดัชนี ') ตั้งข้อสังเกตพร้อม
ตัดขวางที่ถูกบันทึกไว้ในแต่ละสำมะโนประชากร.
2.3 การวิเคราะห์ข้อมูลและการสำรวจสำมะโนประชากรเปรียบเทียบ
2.3.1 การสุ่มตัวอย่างและระยะทางประมาณความหนาแน่นกอริลลา
ทั้งหมดประมาณการความหนาแน่นถูกคำนวณโดยใช้ระยะทางตัวอย่างทดสอบไว้
ซอฟต์แวร์รุ่นปลิง 6.02 (โทมัส et al., 2010) เพื่อ
เพิ่มความทนทานของการประมาณค่าที่ไกล 5% ของ obser-
vations จากแนวที่ถูกตัดออกก่อนที่จะมีการวิเคราะห์
(Buckland et al., 2001) ฟังก์ชั่นรุ่นและระยะเวลาการปรับเลือกคํา
การได้ตระหนักโดยคำนึงถึงต่ำสุด Akaike สารสนเทศ
mation เกณฑ์ (AIC) และผลของ Chi-square ความดี
ของพอดี (p-value> 0.05) (เรนนีย์ et al, 2010. คลาร์ก et al, 2009;.
. สโต๊ค, et al, 2010) วิวัฒนาการของความหนาแน่น WLG- สนามในช่วงเวลาที่ได้รับ
การประเมินจากการเปรียบเทียบผลของทั้งสามที่
การแปล กรุณารอสักครู่..
ค่านิยมที่เกิดขึ้นในเดือนกรกฎาคมและสิงหาคม ( moupela et al . , 2013 ) และอุณหภูมิสูงสุดที่ถูกสังเกตตั้งแต่เดือนกุมภาพันธ์ - เมษายนความรู้สึกแรกที่เกิดขึ้นในรอบตัดที่อนุญาต ( AAC ) ประจำปีของ bambidie ( 13410 แบบฮา0520 013060 –ใต้สัมฤทธิ์จำกัด170ตะวันออก ) , การบัญชี 2.17 % ของสัมปทาน ( 13410 ฮา ) ในช่วงต้นทศวรรษ 1990 สองตัดวงจรใน AAC เดียวกันสถานที่ ตั้งแต่เดือนกรกฎาคมถึงพฤศจิกายน 20132.2 . การเก็บรวบรวมข้อมูลการสำรวจสำมะโนประชากรครั้งแรก ( การสำรวจสำมะโนประชากร 1 ) การศึกษานี้เกิดขึ้นตั้งแต่เดือนมกราคมกรกฎาคม 2012 โดยมีวัตถุประสงค์เพื่อศึกษาผลกระทบในระยะยาวของเข้าสู่ระบบบนตะวันตกที่ราบกอริลลา WLG ความหนาแน่นใน AAC ของbambidie ประมาณ 1.5 กิโลเมตร 25 ปีหลังจากหย่านม กอริลลาครั้งแรกที่ตัดวงจร ( haurez et al . , 2010 ) พฤติกรรมในการสร้างรังวางไข่ คือลักษณะการเลือกพิเศษของเปิดหลังคาดินแข็งป่าสร้างรัง ( haurez et al . , 2010 ) , ยืนยันว่าสังเกตที่เว็บไซต์อื่น ๆ การศึกษา ( เพเทอร์ et al . , 2015 ; tutin et al . ,1995 ; วิลลี่ et al . , 2012 ) ข้อมูลรายละเอียดเกี่ยวกับ ซัมปลิงนี้รังนับรายละเอียดที่อยู่อาศัยและห้องว่างการประเมิน และเว็บไซต์ที่ทำรังไว้ในตัวละครhaurez et al . ( 2014 )เพื่อศึกษาผลกระทบของการเก็บเกี่ยวไม้ - ระยะสั้นไอเอ็นจีกิจกรรมและประเมินความมีชีวิตของกอริลลาประชากรในเว็บไซต์เพิ่มเติมสองสำมะโนประชากรการทางการศึกษา เขาเอาสถานที่ในเดือนมีนาคมปี 2014 ( การสำรวจสำมะโนประชากร 2 ) และจากเดือนกันยายนถึงพฤศจิกายน 2014( การสำรวจสำมะโนประชากร 3 ) , 4 - 6 เดือน และ 9 – 11 เดือนหลังจากสองคืนรอบ ตามลำดับ บันทึกความเข้มใน AAC ของ bambidieเท่ากับ 1.01 ha1 ( 8.30 M3 ha1 ต้นไม้( อันมีค่า ) ป่า unpub - กาบองlished ) วิธีการเดียวกัน ( ประมาณความหนาแน่นของที่อยู่อาศัยประโยชน์การประเมินความสามารถและพฤติกรรมการทำรัง )ตามในการสำรวจสำมะโนประชากร 1 ( haurez et al . , 2010 ) แต่ตัวอย่างความพยายามหลากหลายเป็นผลของจิสติกส์จำกัด . ระหว่างประชากร 1 , 2และ 3 , 308 กม. 76 กม. 106 กิโลเมตร ถูก ตามลำดับความหนาแน่น WLG ประมาณจากรังและตรวจนับของระยะทางจากพื้นที่แต่ละบรรทัดใช้ยืนปลูกพืชนับรัง ( scnc ) วิธีการ ( ฮาชิโมโต้ , 1995 ; K ü hl et al . , 2009spehar et al . , 2010 ) ค่าความหนาแน่นของรังแล้วคอน -verted ไปยังหมายเลขของแต่ละบุคคล โดยแบ่งลูกกอริลลาโดยการผลิตรัง ( รัง Day1 สำหรับ) และอัตราการสลาย ( บัคแลนด์et al . , 2001 ; ดีโวส์ et al . , 2008 ; มอร์แกน และ tutin ซานซ์ 2007 ;et al . , 1995 ) เป็นจำนวนที่ไม่เพียงพอของรัง encoun - สดtered ในพื้นที่ที่ศึกษา เพื่อคำนวณอัตราการสลายตัวเฉพาะรัง ,เป็นค่าเฉพาะแต่ละการสำรวจสำมะโนประชากรจากข้อมูลที่มีอยู่ประมาณจาก ลพบุรี โดยสำรอง ( ตั้งอยู่ 250 กม. จากเว็บไซต์ของเราและปัจจุบัน -ไอเอ็นจีสภาพนิเวศวิทยาที่คล้ายคลึงกันมาก ) ( doucet , 2003 ; tutin et al . ,1995 ) การสำรวจสำมะโนประชากรเฉพาะผุ อัตรากำลังหนักไปตามการกระจายความถี่ของรังไข่ชนิดพบในประชากรเพื่อศึกษาวิวัฒนาการของความดันล่าสัตว์ในความสัมพันธ์เพื่อบันทึกกิจกรรม , สัญญาณทั้งหมดของการล่าสัตว์และการแสดงตนของมนุษย์( หลังจากนั้น เรียกว่า " ดัชนี " ต่อหน้ามนุษย์ ) พบตามtransects ที่ถูกบันทึกไว้ในแต่ละประชากร2.3 การวิเคราะห์ข้อมูลการสำรวจสำมะโนประชากรและการเปรียบเทียบ2.3.1 . ระยะทาง ) และความหนาแน่นประมาณกอริลลาการประเมินความหนาแน่นทั้งหมดถูกคำนวณโดยใช้ระยะทาง ซัมปลิงซอฟต์แวร์รุ่น 6.02 ( Thomas et al . , 2010 ) เพื่อเพิ่มความแกร่งของประมาณ ร้อยละ 5 ของ obser - ทันสมัยที่สุดvations จากพื้นที่ถูกตัดก่อนการวิเคราะห์( บัคแลนด์ et al . , 2001 ) ฟังก์ชันรูปแบบและระยะเวลาการปรับ - ซีเลคtion เป็นตระหนักโดยคำนึงถึงอิน - เคราะห์ ถูกที่สุดดาวน์โหลดเกณฑ์ ( AIC ) และผลของความดีไคสแควร์พอดี ( p-value > 0.05 ) ( เรนนี่ et al . , 2010 ; คลาร์ก et al . , 2009สโต et al . , 2010 ) วิวัฒนาการของความหนาแน่น WLG ตลอดเวลาคือการประเมินผ่านการเปรียบเทียบผลของทั้งสาม
การแปล กรุณารอสักครู่..
ภาษาอื่น ๆ
การสนับสนุนเครื่องมือแปลภาษา: กรีก, กันนาดา, กาลิเชียน, คลิงออน, คอร์สิกา, คาซัค, คาตาลัน, คินยารวันดา, คีร์กิซ, คุชราต, จอร์เจีย, จีน, จีนดั้งเดิม, ชวา, ชิเชวา, ซามัว, ซีบัวโน, ซุนดา, ซูลู, ญี่ปุ่น, ดัตช์, ตรวจหาภาษา, ตุรกี, ทมิฬ, ทาจิก, ทาทาร์, นอร์เวย์, บอสเนีย, บัลแกเรีย, บาสก์, ปัญจาป, ฝรั่งเศส, พาชตู, ฟริเชียน, ฟินแลนด์, ฟิลิปปินส์, ภาษาอินโดนีเซี, มองโกเลีย, มัลทีส, มาซีโดเนีย, มาราฐี, มาลากาซี, มาลายาลัม, มาเลย์, ม้ง, ยิดดิช, ยูเครน, รัสเซีย, ละติน, ลักเซมเบิร์ก, ลัตเวีย, ลาว, ลิทัวเนีย, สวาฮิลี, สวีเดน, สิงหล, สินธี, สเปน, สโลวัก, สโลวีเนีย, อังกฤษ, อัมฮาริก, อาร์เซอร์ไบจัน, อาร์เมเนีย, อาหรับ, อิกโบ, อิตาลี, อุยกูร์, อุสเบกิสถาน, อูรดู, ฮังการี, ฮัวซา, ฮาวาย, ฮินดี, ฮีบรู, เกลิกสกอต, เกาหลี, เขมร, เคิร์ด, เช็ก, เซอร์เบียน, เซโซโท, เดนมาร์ก, เตลูกู, เติร์กเมน, เนปาล, เบงกอล, เบลารุส, เปอร์เซีย, เมารี, เมียนมา (พม่า), เยอรมัน, เวลส์, เวียดนาม, เอสเปอแรนโต, เอสโทเนีย, เฮติครีโอล, แอฟริกา, แอลเบเนีย, โคซา, โครเอเชีย, โชนา, โซมาลี, โปรตุเกส, โปแลนด์, โยรูบา, โรมาเนีย, โอเดีย (โอริยา), ไทย, ไอซ์แลนด์, ไอร์แลนด์, การแปลภาษา.
- ถ้ามันทำไห้รู้สึดก็ดีสิ
- เสนอราคาครั้งที่ 1
- Done
- เรียนรู้และประยุกต์การใช้โค้ด
- Corruption, Political Instability andEco
- Just a short trip from Kanchanaburi, the
- 3.Results and DiscussionThe outcomes fro
- การให้คำปรึกษาและโน้มใจผู้อื่น
- อวัยวะภายใน
- The proposed droplet detection method is
- และสามารถใส่ได้ทั้งชายและหญิง
- วันนี้ฉันไปตัดผม เดี๋ยวฉันจะโชว์ทรงผมให้
- ลดการเกิดผมหงอก
- ให้แยกค่าบริการออกจากสินค้าทุกครั้ง หากม
- eventually
- makes no matter
- ฉันขอโทษที่ปฏิเสธที่จะวิดีโอกับคุณเสมอ เ
- Corruption, Political Instability andEco
- Example 3.1 [5,6] Consider the LDDE of f
- Hi there I'm ok for a Monday! It's getti
- ต้องไปที่ต่อไป
- Until
- External skin color (three measurements
- 2. How-to knowledge: information necessa
