Efectul omogenizarii functional al urbanizării asupra comunitarilor de pasari

VINCENT DEVICTOR, ROMAIN JULLIARD, DENIS COUVET, ALEXANDRE LEE, AND FR´ED´ERIC JIGUET

Abstract:

WA studiat abundenta comunitatilor si dinamica pasarilor in zonle recent afectate de urbanizare pentru a testa previziunea ca, comunitatile biotice Ce traiesc in zonele peisajelor degradate sint in majoritate specii generaliste. Am analizat comunităţile de pasari din 657 de zone monitorizate de catre French Breeding Bird Survey din 2001 pana in 2005,contabilizand, pentru probabilitatea detectiei speciilor si autocorelarea spatiala. Am folosit un program independent de acoperire a terenului pentru evaluarea intensitatii urbanizarii in fiecare zona FBBS plot,din 1992 pana in 2002.
Am aflat ca urbanizarea a Indus omogenizarea comunitatilro si ca populatii de specii specialiste au devenit foarte instabile odata cu cresterea fenomenului de urbanizare a peisajului. Rezultatele noastre accentueaza faptul ca urbanizarea are un impact asupra componentei spatiale a comunitatilor si subliniaza efectul destabilizator al urbanizarii asupra comunitatilor de-a lungul timpului. Aceste rezultate ilustreaza ca urbanizarea poate fi un factor important in compozitia functionala a comunitatilor si ca masurarea omogenitatii comunitatilor etse o unealta in evaluarea efectelor degradarii peisajelor asupra comunitatilor de specii.

Introducere

Masurarea felului in care difera speciile si diversitatea este un element crucial pentru predictia consecintelor determinate de pierderea habitatului si degradarea mediului inconjurator.Totusi, efectul disturbarii speciilor poate foarte mult sa difere, conform cu sursa disturbatoare, intensitatea acesteia in timp si spatiu, si de asemenea trebuie sa se tina cont si de tipul de specie (Newmark 2006).
Afectarea mediului de catre oameni este considerate prin prisma speciilor afectate de activitatea umana, fiind de asemenea si unele specii care profita de pe urma efectelor generate de activitatea umana. (McKinney & Lockwood 1999).
Tinand cont de aceste considerente, conceptul este relevant in evaluarea felului in care si cum sint afectate comunitatile de specii de catre activitatile umane. (Kithahara et al. 2000). Intr-adevar, habitatele speciilor sunt teoretic considerate a fi foarte sensibile la pierderea habitatului sau la perturbarea habitatului, unde speciile generale pot fi mai putin afectate sau chiar pot beneficia de pe urma acestor perturbari cauzate de oameni (Owens & Bennett 2000; Marvier et al. 2004; Julliard et al. 2006). In consecinta, considerand vastul ansamblu de specii, multi autori si-au concentrat atentia asupra procesului ce duce la inlocuirea multor specii cu unele mai generaliste. Acest fenomen, numit omogenizare functionala, este in general cuantificata ca o dezvoltare spatiala a comunitatilor de-a lungul timpului. (Olden & Poff 2004; Olden 2006). Dintre perturbarile la scara larga care pot influenta soarta comunitatilor, urbanizarea este considerate ca fiind cea mai periculoasa si se raspandeste rapid in intreaga lume. (Vitousek et al. 1997; Pauchard et al. 2006).
Urbanizarea este in general insotita de activitati si asezari care afecteaza dramatic abundenta de specii si diversitatea acestora. (Chace & Walsh 2006). Urbanizarea include inlocuirea tuturor habitatelor cu diverse constructii si cu dezvoltarea infrastructurii specifice activitatilor umane, (e.g., drumuri, cai ferate, gradini). Acest process este complex si direct dependent, facand generalizarea rezultatelor particulare dificila. (Clergeau et al. 2006). Aceasta urbanizare este o cauza majora a omogenizarii biotice si a fost evidentata de curand. (McKinney 2006; Smart et al. 2006).
In particular, comunităţile afectate de degradarea mediului de câtre oameni, au fost in general investigate cu ajutorul variabilelor statice, cum ar fi mărimea fragmentelor reziduale găsite după distrugerea sau fragmentarea habitatului , unde din considerente explicite de procesele dinamice asociate cu pertubari pe scara larga au fost rare. Schimbările sunt diferite in zonele rurale situate in vecinătatea oraşelor, satelor metropolitane:comunităţile aflate in aceste zone nu sunt afectate cu aceeaşi rapiditate.
De asemenea in cazul, habitatelor fragmentate de activitatea umana, este important sa se specifice schimbările asociate in ceea ce priveşte diversitatea speciilor si similaritatea cantităţilor, nu numai spaţiu ci si de-a lungul timpului ( Blaier 2004) De exemplu, schimbările structurale ale peisajului, cum ar fi înmulţirea zonelor urbane au afectat abilitatea unor organisme de a se imprastia. Toate aceste conduc la predicţia ca, comunităţile compuse din mai multe specii cu necesitaţi specifice din punct de vedere al habitatului ar trebui sa aibă o rata locala a disparitei mai mare, in timp ce speciile mai răspândite si mai tolerante din punct de vedre al condiţiilor de habitat, beneficieaza de distrugerea habitatului si demonstrează o mai mare stabilitate. Aceste previziuni nu sunt insa subzistente din punct de vedere empiric in ceea ce priveşte comunităţile afectate de urbanizare.
Pentru examina aceste predicţii, date furnizate de programe de monitorizare pe scara larga, aceste programe pot fi folositoare atât cat timp cat procesul de monitorizare nu permite sa contabilizam potenţiale tendinţe.
In particular, doua alternative ale proiectării monitoringului au fost discutate, dar sunt adesea ignorate. In primul rând, comparaţia intre specii este adesea invalida deoarece speciile diferite au probabilitatea de detecţii diferite. Aceasta tendinţa se adresează procesului capturare – recapturare prin folosirea estimărilor necesare pentru astfel de coşuri care contatbilizeaza heterogenitatea in detecţia speciilor atât pentru animale cat si pentru plante. In al doilea rând datele furnizate la scara larga au o structura spaţiala clara care induce auto – corelarea spaţiala a variabilelor ecologice (Carrall&Pearson 2000)si compozitia. In aceste cazuri abundenta speciilor masurata in fiecare comunitate poate fii influentata de distanta dintre speciile luate ca esantioane , astfel incat speciile monitorizate nu sunt esantioane independente.
Aceasta structura spatiala poate micsora sau mari interactiunea dintre „raspunsurile” biologice si variabilele explicative, acestea pot avea ca rezultat, identificarea unor false interactiuni (Liebhold& Gurentvich (2002). In zonele cu peisaj disturbat, structura spatiala poate fi de o importanta particulara datorita compozitiei si bogatiei comunitatii analizate si se refera la distanta la care se afla asezarile umane sau la faptul ca urbanizarea nu este in general bine raspandita in zona respectiva. Am testat ipoteza potrivit careia pertubarea habitatului generarta de urbanizare creste omogenizarea comunitatilor si instabilitatea temporala a speciilor. Am testa aceste doua predictii cu date din FBBS, care contabilizeaza pentru detectii probabilitatea si dependenta spatiala a subiectilor.Folosirea acestor date este folositoare deoarece pasarile sunt una din cele mai studiate clasede organisme si folosesc o gama diversa de functionalitati ecologice.

METODE CULEGEREA DATELOR

Programul FBBS, initiat in 2001 in Franta, este pus in practicea de catre ornitologi voluntari care contabilizeaza pasarile dupa aceeasi procedura. Monitorizarea este constituita dintr-o supraveghere standardizata pe mai mult de 1000 de zone, avand o suprafata de 2×2 Km ficare, zone selectate dintr-un total de 136501 astfel de arii. O astfel de zona este selectata intr-o arie cu diametrul de 10 km in jurul unei localitatipropuse de catreobservator (o zona este selectata dintr-un total de 80 de astfel de zone ).
O astfel de selectie aleatorie asigura supravegherea unor habitate variate ( inclusiv ferme, paduri, suburbii si orase).
Datele furnizate de un anumit punct sunt validate daca zona monitorizata de acelasi observator de doua ori de- lungulprimaverii, o data inainte de 8 mai si odata dupa 8 mai, cu
4 – 6 saptamani inainte de perioadele de prelevare.
Acesta dubla supraveghere este facuta pentru a determina inmultirea timpurie(primavara) si cea tarzie de iarna . Fiecare obsevator desfasoara supravegherea in 10 puncte in zona 2×2 km
Si inregistreaza orice indicatie vizuala sau acustica dintr-perioada de 5 minute.Supravegherea trebuie sa inceapa la aceeasi ora a zilei ( plus sau minus 15 minute la 1 – 4 ore dupa rasarit). In plus cele 10 puncte de observare trebuie fixate si monitorizate in aceeasi ordine sa fie la cel putin 300m unul de altul si care sa distribuie de-a lungul habitatului de catre observator.
Fiecare zona este astfel selectata aleator, dar cele 10 zone sunt selectate de catre observator in concordanta cu compozitia relativa reliefului in zona 2 x 2 km si in functie de acesibilitatea zone. Acelasi observator monitorizeaza acelasi punct urmarind acest protocol in fiecare an.

SELECTIA SPECIILOR

Fiecare specie detectata de FBBS a fost clasificata ca specialism sa non – specilism(tabel 1). Am bagat aceasta clasificare pe clasificarea speciilor intocmita de Gregory. Etalon (2005), care afost intocmit pentru calculul indicatori PAN – EUROPENI ai pasarilor. Aceasta clasificare europeana categorizeaza 48 specii in „specialiste” si „nespecialiste” si se bazeaza pe Atlas European de Crestere, Inmultirea Pasarilor, Pasari in Europa(TUCKER&HEATH 1994)si evaluarea nationala BBS a prinderii fiecarei specii nationale intr-un anumit tip de habitat(ferme zone impadurite parcurisi gradini. Pe langa aceste specii, 22 si 28 de specii au fost de asemenea clasificate ca specie non specialiste sau specialiste la nivel European.
Pentru stabilirea unei astfel de liste in Franta, doua specii au fost excluse din cele 22 clasificate ca non specialiste la nivel European, deoarece aceste 2 specii sunt foarte rare pentru a fi monitorizate conform algoritmului. Au fost selectate 20 de specii „specialiste”
Pentru a se asigura ca cele 2 grupuri includ acelasi numar de specii. S-a determinat proportia fiecarei populatii de specii „specialiste” ce pot fi intalnite in ferme, zone impadurite sa parcuri si gradini din Franta. O specie a fost considerata ca „specialista” pentru un anumit tip habitat daca densitatea relativa a fost mai mare in acest habitat si pentru alte habitate si s-au exclus 6 specii pentru care la acestea densitatea a fost mai scazuta.

ABUNDENTA SPECIILOR SI ESTIMARILE DINAMICE

Pentru a estima abundenta speciilor si parametrii dinamici ai comuitatilor tinand cont de probabilitatea detectiei speciilor, am considerat cele 10 puncte FBBS de numarare din fiecare zona ca „simpling” local al comunitatii din entitaea geografica patru kilometrii patrati zona FBBS.
Matricea de prezenta sau absenta a speciilor detectate de- lungul celor zece esantioane au fost procesate prin combinarea a 2 unitati de simpling (o specie a fost considerata a fi prezenta daca a fost detectata in cel putin o unitate de „simpling” pentru fiecare din cele 20 de specii „specialisti” sau „specialiste”. Estimarea parametrilor dinamici ai comunitatilor a fost facuta urmand metoda de estimare a varietatiei temporare pentru determinarea abundentei speciilor,si a ratelor de disparitie pentru situatia cand nu toate speciile au fost detectate. (NICHOLS 1999).
Acest program a fost special conceput pentru abundenta speciilor si parametrii dinamici ai comunitatilor si de asemenea pentru a contabiliza eterogenitatea dedectabilitatii speciilor. Acest model afost cel mai bine folosit ca metoda aleasa pentru estimarea abundentei de comuniati de pasari (Boulinier 1998 b), si cea mai recenta pentru FBBS in conditiile simplingului eterogenitate. In zonele FBBS unde cateva specii au fost inregistrate, probabilitatea de detectie a fost estimata ca fiind mica si a condus la estimari nesemnificative ale abundentei si aparametrilor dinamici. Astfel, pentru a face modelul capturare – recapturare sa functioneze adecvat, am retinut in zone FBBS monitorizate pentru cel putin 2 ani, intre 2001 – 2005 si in aceste zone cel putin 6 specii din fiecare comunitate au fost detectate in fiecare an. Asfel s-au analizat 657 zone FBBS, care au indeplinit aceste conditii. Dinamica comunitatilor a fost caracterizata de 2 factori de estimare care se adreseaza schimbarilor survenite an de an in structura comunitatilor: rata disparitiei locale si rata locala de reversie. Rata locala de disparitie dintre timpul t si t +1 a fost calclata ca fiind 1 minus rata de supravietuire a speciilor locale, care are proportia speciilor, in afara de cele determinate la timpul t, care au fost estimate ca fiind presente la timpul t+1 (Nichols et al. 1998a; Boulinier et al. 2001). Similar cu aceasta, rata locala de reversie a fost calculata ca fiind proportia speciilor la t +1 estimata ca fiind noua, d.p.d.v al timpului t, in locatia respectiva (Nichols et al. 1998a; Boulinier et al. 2001). Deoarece acesta rata de reverisie a fost conditionata de catre speciile prezente la timpul t +1, a fost o consecinta a disparitiei locale si a colonizarii si a reflectat disimilaritatile dintre comunitati la t si t +1. Masuratorile folosite pentru descrierea dinamicii comunitatilor si a abundentei acestora nu au fost independente, dimpotriva, au fost concentrate pe aspecte diferite dar complementare ale comunitatilor.

Tabelul 1.
Specializarea
Nume stiintific categoria si habiataul
Aegithalos caudatus S I C 1 W
Alauda arvensis S O G 1 F
Anthus trivialis S I G 2 W
Carduelis cannabina S G G 1 F
Carduelis carduelis S G C 1 F
Coturnix coturnix S O G 2 F
Emberiza citrinella S O G 1 F
Garrulus glandarius S O C 1 W
Lanius collurio S I C 2 F
Emberiza calandra S O G 1 F
Parus ater S O C 1 W
Passer montanus S O C 1 F
Phoenicurus phoenicurus S I C 2 W
Phylloscopus collybita S I G 2 W
Prunella modularis S I G 1 W
Regulus regulus S I C 1 W
Saxicola rubetra S I G 2 F
Turdus philomelos S O C 1 W
Turdus viscivorus S O C 1 W
Vanellus vanellus S I C 1 F
Accipiter nisus NS R C 1 W
Buteo buteo NS R C 1 W
Carduelis chloris NS G C 1 W
Columba palumbus NS G C 1 F
Corvus corone NS O C 1 F
Corvus monedula NS O C 1 F
Dendrocopos major NS O C 1 W
Erithacus rubecula NS I G 1 W
Falco subbuteo NS R C 2 F
Falco tinnunculus NS R C 1 F
Fringilla coelebs NS O C 1 W
Hirundo rustica NS I C 2 F
Jynx torquilla NS I C 2 W
Motacilla flava NS I G 1 F
Parus caeruleus NS O C 1 W
Parus major NS O C 1 W
Phylloscopus trochilus NS I G 2 W
Pica pica NS O C 1 F
Sylvia borin NS O C 2 W
Turdus merula NS O C 1 W
Cheia: S, specie specialista; NS, specie non specialista; I, insectivore; G, ierbivore; O, omnivore; R, rapitoare; C, canopy nester; G, ground nester; 1,
Migratoare pe distante scurte; 2, migratoare pe distante lungi; W, camp, parcuri, gradini F, ferme.

Masurarea Omogenitatii locale si a Stabilitatii Relative a Comunitatilor

Figura 1. Distributia spatiala a urbanizarii din 1992 pana in 2002 in Franta. Fiecare zona reprezinta un punct de monitorizare desfasurata pentru cel putin 2 ani intre 2001si 2005 de catre participantii la French Breeding Bird Survey (n = 657).

2005.
Omogenizarea Biotica este complexa si poate cauza interpretari gresite daca nu este definite clar. (Olden 2006). De exemplu, o metoda des folosita pentru cuantificarea omogenizarii intre comunitati este obtinuta prin calcularea indicilor de similaritate (e.g., Jacard index) dintre comunitati (K¨uhn & Klotz 2006). Totusi, astfel de indici nu au o explicatie clara privind identitatea caracteristicilor ecologice ale speciilor. Am construit un set de masuri al procesului de omogenizare cu doua necesitati explicite. In primul rand am cautat un index al omogenizarii comunitatilor care sa masoare inlocuirea speciilor speciilor speciale cu specii generaliste. Acest index de omogenizare este un caz special al omogenizarii functionale (Olden 2006) si este de asteptat ca acesta sa creasca cand speciile sensibile la mediul urban sint inlocuite de specii cu o adaptibilitate marita la mediul uman. In al doilea rand, s-a dorit o metoda care sa poata fi usor implementata in programele de monitorizare. Estimarile abundentei speciilor obtinute pentru comunitatile generale si speciale pentru un anumit an, intr-o zona FBBS data, au fost considerate ca fiind observatii pereche (Doherty et al. 2003). Astfel, am calculat indexul de omogenizare (Hˆ ) in fiecare zona FBBS, in fiecare an ca o proportie a speciilor generale
(g): Hˆ = ˆSg ˆSg + ˆSs. (1)
Unde ˆSg si ˆSs sint estimari ale abundentei speciilor generale si speciale (furnizate de COMDYN). Aceasta calculatie contabilizeaza variatia in detectabilitatea speciilor. Stabilitatea relative (Eˆ ) a speciilor speciale din fiecare comunitate a fost calculate in fiecare an ca fiind diferenta dintre rata de disparitie locala dintre speciile generale si speciale din fiecare zona
FBBS : ˆE = ˆEs − ˆEg, (2)
Unde ˆEs si ˆEg sint estimari ale ratelor de disparitie locale ale speciilor generale si speciale. In final, am calculat diferentele din estimarile ratelor de reversie locale, ˆT dintre speciile genrale si speciale. Apoi am realizat media fiecarui parametru (Hˆ , Eˆ , and Tˆ ) pentru fie,carezona,de-alungul,perioadei,studiat.

Indicatori ai dinamicii Peisajului
Franta a dezvoltat programul TERUTI, un program special construit pentru estimarea schimbarilor de folosinta a terenurilor de-a lungul timpului si spatiului. TERUTI este un program de supraveghere sistematica a intregii tari (inclusive Corsica) care are 15,500 de cellule de 2 X 2 km2. In fiecare celula sint alese 36 de puncte distribuite in mod regulat la 300 m unul de altul. Fiecare punct a fost supravegheat si caracterizat in concordanta cu propriile caracteristici fizice dupa olsta standardizata. Toate caracteristicile urbane (e.g., parcarile, cimitirele, caile ferate si autostrazile) sint grupate intr-o singura categorie urbana. Toate celelalte categorii care contin caracteristici nonurbane sint grupate intr-o categorie non-urbana (Agreste 2003). Folosind aceasta clasificare binara (urbana si non-urbana), am calculate proportia punctelor urbane in fiecare celula TERUTI, in 1992 si 2002 (in 14,892 de cellule monitorizate in France metropolitana, i.e., exclusiv Corsica). Am calculate apoi un index de urbanizare pentru fiecare celula ca fiind diferenta de proportie a punctelor clasificate ca urbane dintre anii 1992 si 2002. Urbanizarea negativa poate aparea intr-o celula data, daca asezarile umane au fost mutate intre 1992 si 2002. Aceasta supraveghere a terenului, a oferit o oportunitate excelenta pentru examinarea variatiei biodiversitatii, deoarece incorporeaza estimari cantitative ale dinamicii peisajului la scara larga, mai bine decat limitand analizele la un gradient static al densitatii urbane. Pentru intocmiea unui index de urbanizare pentru fiecare zona FBBS, a fost folosit un model spatial de interpolare. Modelul spatial de autocorelare, care a fost folosit pentru obtinerea predictiilor ne-partinitoare, astfel obtinandu-se variabile optime de interpolare pentru zonele ce nu au fost considerate ca mostre (Cressie 1993;Ashraf et al. 1997).
In cazul fermelor, padurilor si al asezarilor umane probabilitatea de a fi afectate de urbanizare este mica. De exemplu, s-a considerat ca habitatele urbanizate contin mai multe specii generaliste (McKinney 2006). In consecinta, pentru controlul analizei statistice al principalelor tipuri de habitate din fiecare zona FBBS din 1992, am folosit CORINE de supraveghere a terenurilor, care este o baza de date nationala de geo-referinta care reprezinta intreaga tara ca fiind poligoane contiguous, clasificate in patru categorii diferite de supraveghere a terenurilor (urban, ferme, paduri, si zone mlastinase). Am suprapus fiecare zona FBBS peste aceasta baza de date pentru supravegherea terenurilor si am calculat suma zonele poligoanelor CORINE. Pentru fiecare zona am considerat categoria de habitat cu cel mai mare scor pentru principalul tip de habitat al ariei. Fiecare zona FBBS a fost clasificata ca urbana, ferma, padure sau mlastinoasa. Supravegherile FBBS, CORINE, si TERUTI au fost independente dar au avut aceasi rezolutie spatiala.

Analiza Datelor
Am cautat o potentiala legatura intre specii Indus de catre selectia speciilor realizata de noi. Aceasta analiza a fost realizata pentru a stabili daca masura de omogenizare a fost condusa de caracteristici particulare impartite de specii specifice. Am folosit statistica Moran pentru fiecare nivel taxonomic (gen, familie, ordin) pentru a testa daca speciile inrudite indeaproape pot fi mai degraba clasificate ca speciale (Lockwood et al. 2002). Apoi am comparat proportia de pasari apartinind grupurilor speciale sau non speciale, ce impart aceleasi caracteristici de cuibarit (cuibaritul terestru sau in cuiburi suspendate), dieta (pradatori, insectivor, granivore (granivorous), si omnivore), strategia de migratie (residente sau migratie pe distante ungi sau scurte), sau dupa zona cea mai des intanlita de inmultire (paduri, parcuri si gradini sau ferme). Am folosit un test chi-patrat (chi-square) si corectie pentru continuitate pentru a face o ultima comparatie. Am cautat sa determinam daca parametrii comunitatii (i.e., omogenizarea, diferente intre reversia speciilor de pasari, si diferentele dintre rata de disparitie) sint in directa legatura cu urbanizarea, cu controlul tipului de habitat (i.e., efectul de urbanizare a fost testat dar a fost ajustat pentru habitat ca factor), si calculul pentru autocorelarea spatiala. Am folosit modelul “ultimului patrat” generalizat (GLS) care adapteaza dependenta spatiala intre zonele FBBS. Un model GLS este un model liniar – combinat care permite specificarea dependentei spatiale in eroarea asociata fiecarui mostre estimate ca un model ales aleatoriu si astfel a rezultat calculatia corespunzatoare coeficientilor de regresie a “ultimului patrat” (Pinhero & Douglas 2000). Am condus aceste analize GLS in trei pasi. In primul, am folosit modele liniare care presupuneau lipsa structurii spatiale intre erori (am transformat omogenizarea in radacina de arc-sinus patrat pentru ca omogenizarea din tate analizele sa intanleasca prezumtii ale testelor parametrice). Am folosit semivariograme de “ramasite” standardizate pentru a investiga autocorelarea structurala spatiala. “Semivariograma” este o zona de semi-diversitate intre ramasite in functie de distanta dintre mostre (Fortin et al. 2002). Am ales cele mai potrivite semi-variograme si parametrii corespondenti (sir si pepita) pentru a modela fiecare structura spatiala intr-un model GLS complet, cu structura spatiala ca effect intamplator, habitatul ca factor, si parametrii comunitatii ca o variabila sigura. Pentru detectia potentialelor non-lineare, am zonat precedentele modele de regresie cu un model global aditive amestecat (GAMM), care este analog la LMM, dar care poate folosi structuri de date non-lineare si relatii nonmonotonice intre raspuns si variabilele explicative (Guisan et al. 2002). In aceste zone urbanizarea a fost considerata ca un limita neteda.. Autocorelarea taxonomica, GLS si GAMM au fost completate respectiv in ape, nlme, si mgcv pachetul R de software statistic (versiunea 1.9.1., R Developpement Core Team 2004).

Resultate
Specializarea nu a fost auto corelata cu familia (Moran’s I=0.06, p=0.63) sau nivelul genului (I=−0.04, p= 0.95). Cu alte cuvinte, clasificarea noastra nu a fost grupata tinand cont de nivelele taxonomie. Autocorelarea taxonomica a fost pozitiva la nivel de ordin (I = 0.15, p = 0.01), dar acest model a fost slabit de proportia asimetrica ridicata de specii ce apartin Passeriformorder (31 de specii din 40). Proportia speciilor pradatoare, insectivore, graminovore si omnivore nu difera intre speciile specialiste sau nonspecialiste (χ2= 5.14, 3 df, p = 0.16). Proportia speciilor rezidente si a celor ce migreaza pe distante lungi nu difera intre cele doua grupuri de specii (χ2= 0, 1 df, p = 1). Asemanator, nu exista o diferenta majora intre proportia speciilor speciale si non speciale care cuibaresc in cuiburi pe pamant sau in cuiburi amplasate in copaci (χ2= 2.97, 1 df, p = 0.08) sau intre speciile care se inmultesc in ferme (sau in vecinatatea fermelor), padurilor, sau parcurilor si gradinilor (χ2= 0, 1 df, p = 1). Astfel, comunitatile generaliste sau speciale au fost similare din punct de vedere al numarului de caracteristici natural – istorice. Urbanizarea, in toate privintele, a crescut semnificativ intre anii 1992 si 2002, cu o diferenta medie de 0.0176 in numarul punctelor de mostre TERUTI pe celula care au fost clasificate ca urbane (95% CI 0.016–0.018). Aceasta diferenta reprezinta o crestere de 25% in suprafata a poligoanelor urbane CORINE la nivelul intregii tari. Acesta crestere a urbanizarii, nu a fost distribuita in mod egal pe scara larga la nivel spatial. Gradientul brut al urbanizarii positive de la est a fost detectat. (Fig. 1). La scara regionala, urbanizarea a afectat in special zonele din jurul marilor orase si coasta Mediteraneana. Asa cum s-a prevazut, modelul habitatului controlat cu care s-au testat relatiiile dintre omogenizare si urbanizare a aratat ca mai multe omogenizari de comunitati au fost associate cu peisajele urbanizate (model spatial: t653=3.74, p < 0.001;

Fig. 2a). Zonele mai netede ale acestei relatii au fost delimitate: proportia speciilor generaliste a crescut odata cu intensitatea fenomenului de urbanizare dar au ramas la un nivel constant pentru nivelul cel mai ridicat de perturbare.
Abundenta estimate a speciilor generaliste a fost la o medie de 14.6 (0.35 SE) pentru o zona supravegheata, desi abundenta estimata a speciilor al fost in medie de 12.5 (0.75 SE). In medie, speciile generaliste au avut o rata de extinctie mai mare de 54% pe fiecare zona supravegheata (0.090, 0.003 SE) decat speciile generalsite (0.058, 0.002 SE), cu o medie aritmetica, specialiste minus generaliste, de 0.031. Asa cum s-a prevazut, aceasta diferenta a crescut in intensitate datorita urbanizarii (t653= 8.91; p < 0.0001;

Figura 2. Relatiile dintre parametrii comunitatilor de pasari si urbanizare.

(a) Relatia dintre omogenizare (proportia de specii generaliste) calculate oentru fiecare zona FBBS plot din 2001 pana in 2005 si perturbarea recenta indusa de catre urbanizare, masurata intre 1992 si 2002 (cu limite de eroare standard figurate cu linie punctata).
(b) Aceasi relatie este prezentata pentru (b)si se refera la diferenta ratei locale de disparitie (specialiste minus generaliste) si
(c) (c)diferenta ratelor locale de reversie (specialiste minus generaliste). Toate zonele au fost micsorate cu modele de aditivi globale.

Fig. 2b). Similar cu aceasta, speciile speiale au avut o medie de 63% mai mare decat rata de reversie locala pentru fiecare zona monitorizata (0.085, 0.003 SE), decat speciile generaliste (0.052, 0.002 SE), cu o diferenta a mediei aritmetice, specialiste minus generaliste, de 0.033, si aceasta diferenta a crescut de asemenea odata cu cresterea intensitatii fenomenului de urbanizare (t653 = 8.14; p < 0.001; Fig. 2c). Probabilitatea estimata de detectie a speciilor (detectabilitatea) a fost mai mare pentru speciile generaliste decat pentru speciile specialiste (respectiv 0.85 x 0.004 SE si 0.80 ± 0.005 SE; pereche t test: t656 =7.88; p<0.0001). Speciile generaliste au aparut in proportie mai mare decat cele specialiste. In medie, comunitatile de pasari sint compuse din 56% specii generaliste si 44% specii speciale (t657 = 147.3 p < 0.0001).

Concluzii
Urbanizarea a crescut in mod semnificativ (+1.7%) in Franta intre 1992 si 2002. Daca aceasta crestere pare relativ mica din punct de vedere al suprafetei totale al Frantei metropolitane, deoarece aproximativ 7% din teritoriul Frantei (38,014 km2 din 549 192 km2) a fost compusa din asezari urbane in 1992, reprezinta de fapt o crestere de 28% in ceea ce priveste habitatele urbanizate. Pe langa aceasta, rezultatele obtinute arata ca urbanizarea a fost raspandita de-a lungul intregii tari. De fapt, desi urbanizarea era permisa doar in jurul marilor orase, afecteaza acum si asezarile rurale. (Antrop 2004). Asemenea perturbari au afectat comunitatile diferit, in functie de speciile considerate, deoarece un mediu mai arid, favorizeaza speciile generaliste, in timp ce speciile speciale sint favorizate de mediile mai constante. (Futuyma & Moreno 1988; Jonsen & Fahrig 1997; Marvier et al. 2004). In consecinta, s-a constatat ca omogenizarea functionala a fost conectata cu urbanizarea comunitatii.
Aceasta relatie a fost delimitate, sugerind ca cel mai mare nivel de urbanizare al comunitatilor a fost compus in principal din specii generaliste foarte comune, si ca, in acesta etapa, compozitia specialiste – generaliste ramane constanta. Specille speciale au o probabilitate de detectie mai scazuta decat speciile generaliste. Acest rezultat subliniaza necesitatea contabilizarii faptului ca probabilitatea de detectie poate varia intre specii cand se examineaza impactul disturbarii peisajului asupra comunitatilor. (Newmark 2006). Daca in clasificarea speciilor facuta de noi a rezultat gruparea speciilor care impartesc aceleasi trasaturi, alti factori de confuzie pot duce la asemenea exemplu.Cu toate acestea, nu am gasit dovezi ale unei legaturi stranse intre specii induse de sutocorelatia taxonomica, sau de aceleasi trasaturi natural istorice. In concluzie sintem increzatori ca masurile de omogenizare reflecta sensibilitatea speciilor la fenomenul de urbanizare, bazata pe abilitatea sau inabilitatea lor de a se adapta in mediile degradate. Speciile specialiste au rate locale si de reversie mai ridicate decat speciile generaliste, sugerand faptul ca speciile speciale sint mai predispuse la disparitia locala urmata de recolonizare. Acest model poate fi asteptat daca, de exemplu, destinatia speciilor special si generaliste sint doar o functie a unui model de abundenta generala aparenta si nici o alta consideratie nu a fost cautata pentru problemele de detectabilitate. Intr-adevar, speciile cu densitati scazute sint predispose la niste nivele mai mare de extinctie. (Hanski, 1999). Astfel, accentuam faptul ca estimarile dinamice contabilizate pentru variatia detectabilitatii intre specii si cele contabilizate pentru asemenea diferente intre comunitatile de specii. Totusi, rata de disparitie s-a bazat pe numarul de specii detectate la timpul t +1 care au fost detecatate anterior. Daca aceste specii erau mai usor de detectat la timpul t (e.g., deoarece indivizii din aceste specii erau in numar mai mare, mai abundenti), exista probabilitatea ca aceste specii sa fie mai repede detectabile anul urmator este mica. (Nichols et al. 1998a). Aceasta poate induce tendinte aditionale ascunse in ratele de disparitie, ducand la valori scazute, in ciuda folosirii modelului capturare – recapturare. In cazul nostrum particular aceasta tendinta poate reprezenta o problema daca, de exemplu, speciile generaliste sint in mod systematic mai abundente decat speciile speciale, care pot induce o subestimare sistematica a ratelor de extinctie, pentru speciiile generaliste. Aceasta tendinta a fost studiata empiric de cuarand, (Alpizar-Jara et al. 2004) si cu modele de simulare ( Jenouvrier & Boulinier 2006). Rezultatele acestor studii au aratat ca aceasta tendinta a fost foarte slaba la metodologia de capturare – recapturare proiectata sa contabilizeze eterogenitatea in probabilitatea detectiei speciilor a fost facuta bine, chiar si in cazurile co – variatiei intre detectabilitatea si probabilitatea speciilor alectate de extinctia locala. Contrastul in parametrii dinamici intre speciile speciale si generaliste sint astfel putin probabil sa se bazeze pe raspunsuri ecologice ale comunitatilor la disturbarea mediului. Intr-un mediu constant este de qasteptat ca speciile speciale vor avea o adaptabilitate mai mare in habitatul lor specific. Astfel, o specie speciala prezenta intr-un habitat un an dat, in medie, va avea o probabilitate mai mare de a fi detectata in acelasi habitat anul urmator. Aceasta mare probabilitate de detectie dovedeste ca schimbarile in dinamica parametrilor trebuie sa fie scazute pentru speciile speciale la nivel de comunitate. Totusi, rezultatele obtinute au aratat ca mediul nu a fost constant si a fost afectat semnificativ de urbanizare. In consecinta, consideram ca rezultatele privind schimbarea parametrilor de schimbare a mediului inconjurator, sustin ipoteza ca in contextul schimbarilor globale curente speciile speciale sint in pericol mai mare decat speciile generale. ( Julliard et al. 2004). Relatia pozitiva gasita intre rata locala de extictie si rata de reversie a speciilor speciale si si cresterea urbanizarii sustin aceasta concluzie. Aceste rezultate sustin de asemenea ideea ca, deoarece speciile generaliste folosesc tipuri de habitate variate din matricea peisagistica, fiind astfel mai putin expuse la riscul de disparitie decat speciile care depend de unul sau cateva tipuri de habitate. (Brouat et al. 2004). Am evaluat omogenizarea comunitatilor si stabilitatea temporala relative a speciilor speciale contra speciile nonspecialiste fe-a lungul unei perioade scurte de timp (2001–2005). Aceasta perioada de timp nu s-a potrivit cu masuratoarea urbanizarii peisajului. (1992–2002). Astfel, impactul perturbarilor ecologice este de obicei detectabil de-a lungul perioadelor lungi de timp. (Newmark 2006), urbanizarea modificand in mod dramatic peisajul in moduri care adesea depasesc zonele impadurite si schimba practicile din ferme. Modificarile terenurilor induse de urbanizare sint pe termen lung si se intensifica de-a lungul timpului neexistand oportunitatea unei refaceri succesionale. (McKinney 2006; Marzluff & Ewing 2001). Asadar, este probabil ca efectul imediat al urbanizarii, are un impact puternic dar acesta poate fi cuantificat mai precis dupa perioade mai lungi de timp sau chiar dupa cativa ani. Clasificarea speciilor in specialiste si non specialiste a ilustrat efectul urbanizarii, chiar si pe perioade scurte de timp. Variabilele, altele decat specializarea, cum ar fi grupul in intregime, sint un mod bun de predictie a potentialelor raspunsuri la disturbarea efectuata de oameni asupra speciilor. (Blumstein et al. 2005), si specii diferite sint vulnerabile la riscuri diferite. (Owens & Bennett 2000). De exemplu, pradatorii sint in general mai vulnerabili la perturbare decat ierbivorele.. McGill et al. (2006) accentueaza relevanta folosirii masurilor de trasaturi functionale in comunitatea ecologica. Sugeram ca gruparea speciilor in funtie de o trasatura specifica si care se asteapta sa fie sensibila la perturbarea mediului poate oferi pretioase comunitati metrice pentru testarea predictiilor sctiintifice. Rezultatele noastre arata ca dinamica parametrilor reflectand stabilitatea comunitatilor merita sa fie considerate si ca urbanizarea duce la o distributie spatiala mai mare a comunitatilor generaliste si o crestere a instabilitatii de-a lungul timpului. Masura de omogenizare folosita a avut marele avantaj de a fii calculate cu date de prezenta –absenta si in consecinta fiind valabile si pentru programele de monitorizare. A masura cantitativa a speciilor specializate, ce se bazeaza pe densitatea speciilor de-a lungul habitatelor, a fost propusa recent. ( Julliard et al. 2006). O asemenea masura cantitativa s-a aratat a fi foarte valoroasa in cuantificarea segregarii spatiale a speciilor de pasari si poate permite rafinarea legaturii cantitative intre omogenizare si urbanizare. In final, deoarece urbanizarea nu a fost uniform distribuita in spatiu, am sugerat ca folosirea modelelor spatiale pot fi cruciale in investigarea comunitatilor alese (Legendre 1993; Selmi et al. 2002; Heikkinen et al. 2004). Intr-adevar, cand consideram procesele ecologice in care perturbarea mediului este putin probabil sa fie corelata spatial si unde procesele de dispersie ar trebui sa explice unele din caracteristicile observate, contabilizarea pentru autocorelarea spatiala poate fi mult mai apropiata din puct de vedere statistic si mult mai folositoare ecologic. (Selmi & Boulinier 2001).

Implicatii manageriale – Management Implications
Cei care decide au nevoie de informatii clare cu privire la fortele ce conduc la formarea compozitiei comunitatilor in spatiu si timp (Balmford et al. 2005). Rezultatele noastre sustin ipoteza ca urbanizare conduce la inlocuirea speciilor speciale cu specii mai generaliste, in cadrul comunitatilor.
Conservarea Biologica Volum 21, No. 3, June 2007 Devictor et al. Bird Community

Omogenizarea
(McKinney 2006) si descresterea relative in stabilitatea temporala a speciilor specialiste. McKinney and Lockwood (1999) a subliniat importanta identificarii modelului present al omogenizarii biotice pentru stabilirea unui plan de conservare active. Rezultatele noastre sugereaza ca folosind datele de prezenta – absenta din programele de monitorizare la scara larga, pot fi o metoda folositoare din care sa rezulte o tendinta a omogenizarii bioticesi sa furnizeze o cuantificare simpla a felului in care biodiversitatea si activitatile umane interactioneaza. In plus, pentru a fi eficient, planul de conservare trebuie sa fie bazat pe informatii furnizate din studii bine effectuate de-a lungul intregului spectru de folosinta a terenurilor, din zonele salbatice pana in zonele unde oamenii traiesc si muncesc. (Miller & Hobbes 2002). Evaluari asemanatoare ale omogenizarii functionale sint deja posibile pe scara larga in multe tari, unde asemenea surse de date sint acum disponibile pentru speciile de animale si plante. (Smart et al. 2006). Omogenizarea este unul dintre cele mai proeminente forme de impovarare biotica din intreaga lume si este de asteptat sa cauzeze efecte negative din punct de vedere genetic, functional, evolutionar cu impact asupra comunitatilor. (Olden et al. 2004). Rezultatele noastre au aratat ca acest simptom al pierderii biodiversitatii, este perceptibil cand sint luate in considerare speciile comune. Peisajul si planificarea urbana trebuie deci sa urmareasca protectia tuturor speciilor specialiste si sa nu se bazeze doar pe salvarea speciilor rare si a celor pe cale de disparitie. Conceptul, viziunea, valorile si utilitatea terenurilor rurale sint in zilele noastre definite pe larg de oamenii care traiesc si muncesc in orase (Antrop 2004). Considerand ca efectele raspandirii urbane variaza in functie de specie, in viitoarele planuri urbanistice pot aparea metode ce pot fii urmate pentru o dezvoltare urbana sustenabila. In particular, in cazul speciilor specialiste este de asteptat ca acestea sa se dezvolte mai bine in mediile stabile. Simpla protectie a zonelor non urbane din peisajele urbanizate, trebuie sa contrabalanseze colonizarea peisajelor afectate de activitatea umana de catre speciile generaliste. In consecinta datorita faptului ca speciile specialiste sint de asteptat sa fie mail imitate din punct de vedere a abilitatii de dispersie decat cele generale (Krauss et al. 2003; Marvier et al. 2004), conexiunea intre zonele nonurbane din cadrul matricei urbanizate, poate fi de ajutor in ceea ce priveste disparitia locala a speciilor specialiste. Managementul schimbarilor peisagistice, inclusive in zonele complexe si urbanizate, este de urgenta majora, si de asemenea este necesar un plan de conservare care sa se adreseze problemelor cauzate de asezarile umane si sa sublinieze valoare terenurilor neprotejate pentru conservarea naturii (Miller & Hobbes 2002). Evaluarea protectiei numeroaselor aspecte ale peisajelor traditionale (e.g., in parcurile regionale din Franta) unde presiunea exercitata de om este mare, protectia este eficienta din punct de veder al limitarii omogenizarii comunitatilor, ar fi un mare pas inainte. Deoarece infrastructura umana ameninta biodiversitatatea in toata lumea, si va creste in intensitate in viitor, biologii ar trebui sa isi mareasca aria de investigatie si in zonele in care traiesc oamenii.

Multumiri – Acknowledgments
Sintem recunoscatori lui E. Main, trei referenzi anonimi, si lui S. Tainer pentru comentarii si sugestii care au imbunatatit foarte mult lucrarea. Multumim de asemenea sutelor de voluntari care au luat parte la monitorizarea nationala a speciilor de pasari, si carora aceasta lucrare le este dedicata (STOC EPS program). Aceasta lucarare a fost sustinuta de catre Institut Fran¸cais pour la Biodiverst´e (IFB), the Institut National de Recherche Agronomique (INRA), si de catre National Center for Scientific Research (CNRS). The Institut Fran¸cais de l’Environnement (IFEN) a furnizat programul Corine, baza de date pentru supravegherea teritoriului din Franta.

Bibliografie
Avifauna homogenisation by urbanisation: analysis at different European latitudes. Biological Conservation 127:336–344.
Cressie, N. 1993. Statistics for spatial data. Revised edition. John Wiley & Sons, New York.
Crooks, K. R., A. V. Suarez, and D. T. Bolger. 2004. Avian assemblage along a gradient of urbanization in a highly fragmented landscape. Biological Conservation 115:451–462.
Dall, S. R. X., and I. C. Cuthill. 1997. The information costs of generalism. Oikos 80:197–202.
Doherty, P. F. J., G. Sorci, J. A. Royle, E. J. Hines, J. D. Nichols, and T. Boulinier. 2003. Sexual selection affects local extinction and turnover in bird communities. Proceeding National Academy of Science 100:5858–5862.
Fortin, M.-J., M. R. T. Dale, and J. ver Hoef. 2002. Spatial analysis in ecology. Pages 2051–2058 in A. H. El-Shaarawi and W. W. Piegorsh,
editors. Encyclopedia of environmetrics. Chichester, United Kingdom. Futuyma, D. J., and G. Moreno. 1988. The evolution of ecological specialization. Annual Review of Ecology and Systematic 19:207–
233. Gregory, R. D., A. van Strien, P. Vorisek, A. W. G. Meyling, D. G. Noble, R. P. B. Foppen, and D. W. Gibbons. 2005. Developping indicators for European birds. Philosophical Transactions of the Royal SocietyB 360:269–288.
Guisan, A., T. C. Edwards, and J. T. Hastie. 2002. Generalized linear and generalized additive models in studies of species distribution: setting the scene. Ecological Modelling 157:89–100. Hagemeijer, E. J., and J. M. Blair. 1997. The EBCC atlas of European breeding birds: their distribution and abundance. Poyser, London Hanski, I. K. 1999. Metapopulation ecology. Oxford University Press,New York. Heikkinen, R. K., M. Luoto, R. Virkkala, and K. Rainio. 2004. Effects of habitat cover, landscape structure and spatial variables on the abundance of birds in an agriculturalforest mosaic. Journal of Applied Ecology 41:824–835.
Hines, J. E., T. Boulinier, J.D. Nichols, J. R. Sauer, and K. H. Pollock. 1999. COMDYN: software to study the dynamics of animal communities using a capture-recapture approach. Bird Study 46:209–217. Jenouvrier, S. and T. Boulinier. 2006. Estimation of local extinction rates when species datectability covaries with extinction probability: is it a problem? Oikos 113:132–138.
Jiguet, F., O. Renault, and A. Petiau. 2005. Estimating species richness with capture-recapture models in heterogeneous conditions: choice of model when sampling in heterogeneous conditions. Bird Study 52:180–187. Jonsen, I. D., and L. Fahrig. 1997. Response of generalist and specialist
insect herbivores to landscape spatial structure. Landscape Ecology 12:185–197. Julliard, R., F. Jiguet, and D. Couvet. 2004. Common birds facing global changes: what makes a species at risk? Global Change Biolog 10:148–154.
Julliard, R., J. Clavel, V. Devictor, F. Jiguet, and D. Couvet. 2006. Spatial segregation of specialists and generalists in bird communities. Ecology Letters 9:1237–1244. K´ery, M. 2004. Extinction rate estimates for plant populations in revisitation studies: importance of detectability. Conservation Biology18:570–574.
Kithahara, M., K. Sei, and K. Fujii. 2000. Patterns in the structure of grassland butterfly communities along a gradient of human disturbance analysis based on the generalist/specialist concept. Population Ecology 42:135–144.
Krauss, J., I. Steffan-Dewenter, and T. Tscharntke. 2003. Local speciesimmigration, extinction, and turnover of butterflies in relation to habitat area and habitat isolation. Oecologia 442:591–602.
K¨uhn, I., and S. Klotz. 2006. Urbanization and homogenization— comparing the floras of urban and rural areas in Germany. Biological Conservation 127:292–300.
Legendre, P. 1993. Spatial autocorrelation: trouble or new paradigmx Ecology 74:1659–1673. Liebhold, A. M., and J. Gurevitch. 2002. Integrating the statistical analysis of spatial data in ecology. Ecography 25:553–557.
Lockwood, J. L., G. J. Russel, J. L. Gittleman, C. C. Daehler, M. L. McKinney, and A. Purvis. 2002. A metric for analysing taxonomic patterns of extinction risk. Conservation Biology 16:1137–1142. McGill, B. J., B. Enquist, E. Weiher, and M. Westoby. 2006. Rebuilding community ecology from functional traits. Trends in Ecology & Evolution 21:178–185.
McKinney, M. L. 2006. Urbanization as a major cause of biotic homogenization. Biological Conservation 127:247–260.
McKinney, M. L., and J. L. Lockwood. 1999. Biotic homogenization: a few winners replacing many losers in the next mass extinction. Trends in Ecology & Evolution 14:450–453.
Marvier, M., P. Kareiva, and M. G. Neubert. 2004. Habitat destruction,
fragmentation, and disturbance promote invasion by habitat generalists in a multispecies metapopulation. Risk Analysis 24:869–878.
Marzluff, J. M. 2005. Island biogeography for an urbanizing world: how
extinction and colonization may determine biological diversity in human-dominated landscapes. Urban Ecosystems 8:157–177.
Marzluff, J. M., K. Ewing, 2001. Restoration of fragmented landscapes for
the conservation of birds: a general framework and specific recommendations for urbanizing landscapes. Restoration Ecology 9:280– 292.
Miller, J. R., and R. J. Hobbs. 2002. Conservation where people live and
work. Conservation Biology 16:330–337.
Newmark,W. 2006. A 16-year study of forest disturbance and understory bird community structure and composition in Tanzania. Conservation
Biology 20:112–134.
Nichols, J. D., T. Boulinier, J. E. Hines, K. H. Pollock, and J. R. Sauer.
1998a. Estimating rates of local species extinction, colonization, and turnover in animal communities. Ecological Applications 8:1213–1225.
Nichols, J. D., T. Boulinier, J. E. Hines, K. H. Pollock, and J. R. Sauer.1998b. Inference methods for spatial variation in species richness and community composition when not all species are detected. Conservation Biology 12:1390–1398.
Olden, J. D. 2006. On defining and quantifying biotic homogenization. Global Ecology and Biogeography 15:113–120.
Olden, J. D., and N. L. Poff. 2004. Clarifying biotic homogenization. Trends in Ecology & Evolution 19:282–283.
Olden, J. D., N. L. Poff, M. B. Douglas, M. E. Douglas, and K. D. Fausch. 2004. Ecological and evolutionary consequences of biotic homogenization. Trends in Ecology & Evolution 19:18–24. Owens, I. P. F., and P. M. Bennett. 2000. Ecological basis of extinction risk in birds: habitat loss versus human persecution and introduced
predators. Proceeding of the National Academy of Science 97:12144–12148.
Pauchard, A., M. Aguayo, E. Pe˜na, and R. Urrutia. 2006. Multiple effects of urbanization on the biodiversity of developing countries: the case of a fast-growing metropolitan area (Concepci´on, Chile). Biological Conservation 127:272–281.
Pinhero, J. C., and M. B. Douglas 2000. Mixed-effects models in S and S-PLUS. Springer, New York.
R Development Core Team. 2004. R: a language and environment for statistical computing. R Foundation for Statistical Computing, Vienna. Available from http://www.R-project.org (accessed September
2006). Sekercioglu, C¸. H. 2006. Increasing awareness of avian ecological function. Trends in Ecology & Evolution 21:464–471.
Selmi, S., and T. Boulinier. 2001. Ecological biogeography of Southern Ocean islands: the importance of considering spatial issues. The American Naturalist 158:426–437.
Selmi, S., T. Boulinier, and R. Barbault. 2002. Richness and composition of oasis bird communities: spatial issues and species-area relationships. The Auk 119:533–539.
Conservation Biology
Volume 21, No. 3, June 2007
Devictor et al. Bird Community Homogenization 751
Smart, S. M., K. Thompson, R. H. Marrs, M. G. Le Duc, L. C. Maskell, and L. G. Firbank. 2006. Biotic homogenization and changes in species diversity across human-modified ecosystems. Philosophical Transactions of the Royal Society B 273:2659–2665.
Thompson, W. L. 2002. Towards reliable bird surveys: accounting for individuals present but not detected. The Auk 119:18–25.
Tucker,G. M., and M. H. Heath. 1994. Birds in Europe: their conservation status. Birdlife International, Cambridge, United Kingdom.
Tworek, S. 2003. Local extinction, colonisation and turnover rates of breeding birds in fragmented landscapes: differences between migratory guilds. Ornis Fennica 80:49–62.
Vitousek, P. M., H. A. Mooney, J. Lubchenko, and J. M. Melillo. 1997. Human domination of earth’s ecosystems. Science 277:494–499.
Yoccoz, N. G., J. D. Nichols, and T. Boulinier. 2001. Monitoring of biological diversity in space and time.Trends in Ecology & Evolution16:446–453

 Autor: Calin Doru Daniel, dan_doru@yahoo.com

Un răspuns

  1. Wow – really amazing matter. I am goin to blog about it likewise!!

Lasă un răspuns

Completează mai jos detaliile despre tine sau dă clic pe un icon pentru autentificare:

Logo WordPress.com

Comentezi folosind contul tău WordPress.com. Dezautentificare / Schimbă )

Poză Twitter

Comentezi folosind contul tău Twitter. Dezautentificare / Schimbă )

Fotografie Facebook

Comentezi folosind contul tău Facebook. Dezautentificare / Schimbă )

Fotografie Google+

Comentezi folosind contul tău Google+. Dezautentificare / Schimbă )

Conectare la %s