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Ajuster le comportement du style de remplissage QGIS

Ajuster le comportement du style de remplissage QGIS


Est-ce que quelqu'un sait comment changer l'option de style de remplissage dans QGIS ?

J'ai besoin d'utiliser un motif diagonal qui existe, mais je dois l'ajuster. J'ai une spécification de cartographie qui définit le motif diagonal pour avoir un angle, une largeur de ligne et une distance spécifiques entre les lignes diagonales.

Quelqu'un a-t-il une expérience avec cela?

Meilleures salutations


Vous pouvez utiliser le Remplissage de motif de ligne pour définir vos lignes diagonales avec des angles définis et une distance entre les lignes.

Pour modifier la largeur de la ligne, sélectionnez le Ligne couche:


Effets possibles sur la faune

Les médias sociaux regorgent de publications partageant des rencontres surprenantes avec la faune pendant le verrouillage. Lorsque nous regardons par nos fenêtres ou apprécions une brève promenade dans le parc, la nature semble avoir changé, en particulier dans les environnements urbains. Non seulement il semble y avoir plus d'animaux que d'habitude, mais il y a aussi des visiteurs inattendus. Des personnes ont signalé avoir aperçu des pumas dans le centre-ville de Santiago, au Chili, des dauphins dans des eaux inhabituellement calmes dans le port de Trieste, en Italie, et des chacals en plein jour dans les parcs urbains de Tel Aviv, en Israël. Cachés à la vue, les animaux peuvent également commencer à errer plus librement à travers les océans du monde, suite à la réduction du trafic maritime et des niveaux de pollution sonore 1 .

Mais pour certaines espèces, la pandémie peut avoir créé de nouveaux défis. Par exemple, divers animaux urbains, comme les rats, les goélands ou les singes, sont devenus si dépendants de la nourriture jetée ou fournie par les humains qu'ils peuvent avoir du mal à joindre les deux bouts dans les conditions actuelles. Il est intéressant de noter que dans certains pays où les fermetures permettent l'exercice en plein air, les humains affluent vers les espaces verts dans ou à proximité des zones métropolitaines (voir Fig. 1), perturbant potentiellement la faune résidente 2 . Dans le même temps, une présence humaine réduite dans des zones plus reculées peut potentiellement exposer les espèces menacées, telles que les rhinocéros ou les rapaces, à un risque accru de braconnage ou de persécution 3 . Enfin, des inquiétudes ont été exprimées quant au fait que, dans les pays à faible revenu, les difficultés économiques pourraient entraîner une exploitation accrue des ressources naturelles 4 .

En haut : emplacements d'un sous-échantillon d'études de suivi actif des animaux (« bio-logging ») superposées à la densité de population humaine. Sources de données : 801 études de suivi d'animaux publiquement visibles de la plateforme de recherche Movebank (www.movebank.org) qui sont susceptibles de contenir des données chevauchant la période COVID-19 (données extraites le 18 mai 2020). « Marin » comprend les oiseaux de mer et d'autres espèces marines, « aviaire » fait référence à toutes les autres espèces d'oiseaux et « terrestre » sont des espèces non aviaires vivant principalement sur terre. Données de densité de population provenant de la réf. 15 (données consultées le 15 mai 2020). En bas : pourcentage médian de changement basé sur les valeurs quotidiennes (en référence à la référence par défaut du fournisseur de données pour la période de cinq semaines entre le 3 janvier et le 6 février 2020) des visites dans des lieux tels que les parcs locaux, les parcs nationaux, les plages publiques, les marinas, les chiens parcs, places et jardins publics pour le mois d'avril 2020. Les données sont tracées pour 900 sous-régions dans 131 pays (notez que pour 1,6 % des sous-régions, moins de 5 valeurs quotidiennes étaient disponibles pour avril 2020). Ces informations doivent être interprétées avec prudence et sont présentées ici simplement pour fournir une illustration préliminaire à grande échelle de certains changements récents dans les analyses scientifiques de la mobilité humaine qui nécessiteront des données calibrées à plus haute résolution. Données provenant de la réf. 16 (données consultées le 7 mai 2020). Les deux cartes ont été dessinées avec le système d'information géographique QGIS (http://qgis.org), en utilisant des données disponibles gratuitement (2018) pour les frontières des pays de GADM (https://gadm.org) (données consultées le 6 mai 2020).

À l'heure actuelle, il est impossible de dire quelles observations ont été médiatisées par les médias sociaux et quelles prédictions d'experts sur les réponses animales mondiales seront vraies. Mais ce qui est clair, c'est que les humains et la faune sont devenus plus interdépendants que jamais, et c'est maintenant le moment d'étudier cette relation complexe. Une enquête scientifique quantitative est urgente.


Le suivi radar révèle l'influence des vents latéraux et de la topographie sur le comportement migratoire des buses européennes à miel

Les variables affectant le choix des buses européennes migratrices de voler au-dessus d'un plateau plat ou de le contourner en survolant des pentes abruptes et des vallées profondes ont été testées. Un radar situé à un goulet d'étranglement méditerranéen a permis la collecte de traces de rapaces. Les variables comprenaient les effets du temps, de la taille du troupeau, de l'heure de la journée et de la vitesse au sol des buses. Il a été constaté que les rapaces passaient au-dessus des hautes terres lorsque la vitesse du vent (principalement latéral) augmentait en raison d'une dérive partielle, tandis que les buses avaient tendance à déborder les hautes terres à midi et dans l'après-midi, probablement lorsque des thermiques plus forts générés sur les pentes de la vallée étaient disponibles. Ces résultats suggèrent que, dans cette étude de cas, les buses mellifères européennes modulent la compensation de la dérive du vent à différents moments de la journée, montrant un comportement hautement plastique lors de la migration.

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2. Travaux connexes

Le concept de GAN ayant été introduit assez récemment (Goodfellow et al., 2014), il n'y a pas eu beaucoup de recherches sur le sujet concernant l'architecture et le design urbain, bien qu'il soit bien connu dans le domaine de l'informatique.

Les travaux antérieurs dans le domaine du design urbain génératif sont principalement basés sur un ensemble de règles et de contraintes définies selon lesquelles plusieurs options de conception sont générées (Beirão et al., 2010) . Nagy, Villaggi et Benjamin (Nagy et al., 2018)

explorer l'optimisation de la complexité du problème avec l'ensemble de deux objectifs principaux et l'utilisation d'algorithmes génétiques. Cependant, leur approche nécessite également un ensemble de contraintes et d'exigences. Leur modèle génère un espace de conception à partir duquel, après optimisation, seules quelques conceptions sont choisies comme finales.

L'utilisation des GAN a été explorée en design d'intérieur ainsi qu'en visualisation (Wang et al., 2018) et en simulation. Stanislas Chaillou (Chaillou, 2020) a exploré la fonctionnalité de la méthode appliquée à la conception des appartements en générant leur forme, leur structure interne, leur zonage fonctionnel et le placement des meubles. La même approche à la même échelle architecturale (Galanos, 2020) a été utilisée pour la simulation de l'éclairage naturel dans un appartement fourni son plan. Un autre travail publié en 2020 a utilisé un GAN avec une architecture différente de la nôtre pour l'aménagement du territoire (Wang et al., 2020) avec l'utilisation de paramètres prédéfinis qu'un aménageur considère importants pour sa solution et la conception de la zone. Cependant, cette approche ne produit qu'une distribution à grande échelle du zonage fonctionnel dans la ville et n'est pas applicable à la conception urbaine.
Le présent travail aborde un problème d'échelle différente : la conception au niveau des îlots urbains. Au lieu d'utiliser un ensemble de règles exploitées par les modèles de conception urbaine générative précédemment, le GAN apprend l'ensemble de paramètres présents dans la conception d'îlots à partir des caractéristiques visuelles des images. Un travail qui utilise les GAN en architecture à une échelle similaire à la nôtre est le projet This Map Does Not Exist (Boates, 2020) . Cependant, ce travail utilise une architecture différente qui ne permet pas la production des conceptions basées sur l'entrée existante : les cartes ne sont attachées à aucun point existant dans le monde réel et les conditions existantes d'un environnement urbain ne sont pas prises en compte lors produire une image. Un autre travail (Chu et al., 2019) utilise des réseaux génératifs pour la génération d'un tracé de rue urbain. Cette approche est la plus proche de notre travail tant en termes d'échelle urbaine que de possibilité de génération conditionnelle. Le problème est exploré d'un point de vue différent : les auteurs utilisent la génération de graphes pour produire une conception de route tandis que notre recherche s'attaque à la génération des îlots urbains.
Surtout, notre recherche combine à la fois les défis rencontrés dans les travaux mentionnés précédemment utilisant les GAN : la production d'une solution de conception basée sur les paramètres choisis de l'environnement environnant et l'intégrité de la solution au sein de son îlot urbain.


Plante de la semaine – 1er février 2021- Perce-neige (Galanthus nivalis)

J'ai vu mon premier perce-neige de 2021 en me promenant dans le cimetière local le 20 janvier. Maintenant, une semaine plus tard, je les vois partout dans les jardins des gens. Les perce-neige sont toujours un délice, apportant de la joie lorsque le temps est sans joie. Cette année, j'avais des perce-neige sur une carte de Noël - ils ont évidemment rejoint les rouges-gorges, les faisans, les mésanges bleues, les renards et les écureuils en tant qu'organismes charismatiques saisonniers et bio-symboles de Noël.

Fig. 1. Perce-neige en pleine floraison à Inveresk. La touffe est formée de divisions répétées du bulbe. Photo : Chris Jeffree.

La plupart des gens imaginent que les perce-neige sont indigènes ici, mais ils ne le sont pas. Le genre perce-neige a son siège en Europe de l'Est et au Moyen-Orient, et il existe au moins 20 espèces (voir la carte ci-dessous). Le sauvage commun que nous avons en Grande-Bretagne, Galanthus nivalis, occupe une grande partie de l'Europe, s'étendant jusqu'à la France mais s'arrêtant brutalement à la Manche. Il a une beauté et une pureté simples, d'où son attrait (Fig 1). On pense qu'il a été introduit en Grande-Bretagne au XVIe siècle, illustré dans Gerard's Herbal 1597 où il est appelé " violet bulbe à floraison opportune ", mais dans l'édition de 1663, l'éditeur ajoute " certains les appellent perce-neige ". Linnaeus a nommé la plante Galanthus nivalis en 1753. William Wordsworth écrivit un sonnet sur le perce-neige un peu plus tard, en 1819. Cela commençait ainsi :

Fleur solitaire, ourlée de neige et blanche comme elles

Mais plus dur de loin, une fois de plus je te vois plier

Ton front, comme craignant d'offenser,

Bien sûr, de nombreuses autres espèces, sous-espèces, hybrides et variétés de Galanthus sont connus en horticulture et certains d'entre eux sont naturalisés. Les types à fleurs doubles sont facilement disponibles et donc à l'avenir nous pouvons nous attendre à en voir plus à l'état sauvage (Fig 2). Mick Crawley a utilement écrit une clé qui inclut des variantes horticoles pour aider les enregistreurs BSBI :

Fig. 2. Deux variétés de G. nivalis. A gauche, ‘Magnet’ (proche du type sauvage), à ​​droite ‘Flore pleno’ (un ‘double’ avec de nombreux tépales supplémentaires). Photos : Chris Jeffree.

Le précis statut G. nivalis dans les îles britanniques n'est pas clair. Est-ce que tous les perce-neige de ces îles proviennent de la plantation de bulbes, ou certains d'entre eux sont-ils dérivés de graines (dispersées par des fourmis, j'ai entendu dire) ? La plus grande partie de la reproduction se fait certainement par division des bulbes pour former des touffes, mais les fleurs attirent les pollinisateurs (Fig. 3) par temps chaud et des graines se forment parfois. La plupart des plus beaux peuplements de perce-neige se trouvent dans les forêts de grands domaines et il existe de longs enregistrements continus de certains des affichages les plus remarquables (ceux d'Arniston Woods près de Gorebridge sont là depuis au moins 200 ans, d'autres beaux affichages sont dans les monastères) . Dans ces cas, les jardiniers et les moines ont vraisemblablement planté quelques bulbes il y a longtemps. Je n'ai pas pu trouver de mention de perce-neige faisant partie de la flore du sol dans plusieurs récits fiables de forêts indigènes, et ma meilleure hypothèse est que la grande majorité des perce-neige ne proviennent pas de graines mais de bulbes plantés.

De nouvelles espèces de perce-neige sont encore découvertes en Eurasie, et les plus rares peuvent être menacées par la collecte et le changement d'utilisation des terres. Galanthus est inscrite à l'Annexe II de la CITES, ce qui rend illégale l'exportation de spécimens prélevés dans la nature. Certaines informations sur la conservation de Galanthus peuvent être obtenues à partir du rapport suivant d'un chercheur de Kew Gardens :

Galanthus appartient à la famille des Amaryllidacées, qui contient de nombreuses espèces connues pour leurs fleurs fines, dont Amaryllis, Agapanthe et Narcisse, aussi bien que Allium. Galanthus a des fleurs très distinctives, avec deux verticilles de trois tépales, et comme la plupart de sa famille, la plante passe une partie considérable de l'année comme bulbe souterrain.

Fig. 3. Fleur de perce-neige exposée pour montrer la structure florale. Notez le style central et les anthères oranges bien visibles. Les rayures vertes sur les tépales peuvent jouer un rôle en attirant les pollinisateurs et en fournissant une photosynthèse supplémentaire. Les nectaires sont à la base du style (ovaire infère). Photo : Chris Jeffree.

Les perce-neige fleurissent pendant la partie la plus froide de l'année - un exploit extraordinaire rendu possible par des enzymes adaptées au froid. Cela ne peut pas être toute l'explication, car la mitose est très sensible à la température et est sévèrement réduite par des conditions de congélation. Il s'avère que de nombreux bulbes à floraison printanière (« géophytes ») ont de grands génomes et Galanthus ne fait pas exception (Zonneveld et al. 2003). Philip Grime et ses collègues de l'Université de Sheffield (Grime et Mowforth 1982) ont développé l'idée que la taille du génome a des implications écologiques et évolutives, et ont émis l'hypothèse que les géophytes sont capables de développer une grande partie de leur feuillage et de leurs parties florales dans le bulbe l'année précédente. Lorsque le printemps arrive, les cellules sont simplement gonflées avec de l'eau - aucune mitose n'est nécessaire. Un compte rendu plus complet des implications de la taille du génome est donné par Dodsworth et al. (2015) et peut être consulté ici : https://doi.org/10.1016/j.gde.2015.10.006

Fig. 4. Plages natives de 20 Galanthus espèce. Image : La carte sous-jacente de travail de Nalagtus a été créée à l'aide de l'équipe de développement QGIS, 2013. Système d'information géographique QGIS. Projet Open Source Geospatial Foundation. http://www.qgis.org/ Références : Aaron P. Davis : The Genus Galanthus. Une monographie de magazine botanique. Jardins botaniques royaux, Kew 1999, ISBN 0-88192-431-8.

Sans surprise, G. nivalis a été un favori des enregistreurs phénologiques, avec des rapports remontant à de nombreuses années (voir Sparks & Carey 1995, Fitter et al. 1995, Sparks, Jeffree et Jeffree 2000). On imagine qu'un certain seuil de température stimule le début de la croissance, mais ma brève lecture de cet ouvrage suggère une histoire plus compliquée (les corrélations entre la date de floraison et la température du perce-neige sont faibles, contrairement à la floraison de nombreuses espèces tempérées et à l'effeuillage de la plupart des arbres).

La recherche sur Galanthus (Web of Science search, 2021) se concentre souvent sur la phylogénie du genre, mais il existe également de nombreux articles sur l'identification et l'extraction de composés biologiquement actifs. La lectine de perce-neige est un insecticide utilisé pour lutter contre les coléoptères et autres insectes, et à l'avenir, les gènes de perce-neige pourraient être incorporés dans des cultures génétiquement modifiées pour réduire les dommages causés par les insectes. L'alcaloïde galanthamine dérivé de Galanthus est approuvé aux États-Unis et dans d'autres pays comme traitement de la démence et de la maladie d'Alzheimer. N'oubliez pas que ce sont des plantes vénéneuses.

J'ai été intrigué de découvrir un article chinois bien cité faisant état d'un effet antiviral de composés de G. nivalis sur le coronavirus félin (Hsieh et al. 2010). Je n'ai pas de chats, mais venant de recevoir ma première vaccination contre le coronavirus Covid-19, cela semblait être une découverte intéressante.

Dodsworth S, Leitch AR et Leitch JL (2015) Diversité de la taille du génome chez les angiospermes et son influence sur l'espace génétique. Opinion actuelle en génétique et développement 35, 73-78.

Fitter AH, Fitter RSR, Harris ITB, Williamson MH (1995) Relations entre la date de première floraison et la température dans la flore d'une localité du centre de l'Angleterre. Écologie fonctionnelle 9, 55-60.

Grime JP et Mowforth MA (1982) Variation de la taille du génome – une interprétation écologique. Nature 299, 151-153.

Hsieh LE et al. (2010) Effet antiviral synergique de Galanthus nivalis agglutinine et nelfinavir contre le coronavirus félin. Recherche antivirale 88, 25-30. 10.1016/j.antiviral.2010.06.010

Sparks TH, Carey PD (1995) Les réponses des espèces au climat sur deux siècles : Une analyse de l'enregistrement phénologique de Marsham, 1736–1947. Journal d'écologie 83, 321-329.

Sparks TH, Jeffree EP, Jeffree CE (2000) Un examen de la relation entre les périodes de floraison et la température à l'échelle nationale en utilisant des enregistrements phénologiques à long terme du Royaume-Uni. Journal international de biométéorologie. 44 (2) : 82-87. doi:10.1007/s004840000049

Zonneveld BJM, Grimshaw JM et Davis AP (2003) La valeur systématique de la teneur en ADN nucléaire dans Galanthus. Systématique et évolution des plantes 241, 89-102. DOI 10.1007/s00606-003-0016-z


Ajuster le comportement du style de remplissage QGIS - Geographic Information Systems

L' augmentation des émissions de gaz à effet de serre dans l' atmosphère est l' un des problèmes les plus importants au niveau mondial [ 1 ] . Le changement climatique et l' urbanisation représentent deux des points les plus critiques qui sont inextricablement liés [ 2 ] . Au cours du 20ème siècle, la concentration atmosphérique de gaz à effet de serre est augmentée en raison des activités humaines contribuant à l'augmentation de la température mondiale [3]. Les villes sont responsables de 75 à 80 % des émissions mondiales de gaz à effet de serre [ 4 ] . Il a été émis l'hypothèse que le CO2 les émissions du trafic routier dans le monde augmenteront de 92 % entre 1990 et 2020 [ 5 ] affectant l'environnement, la santé et l'économie [ 6 ] . Le problème est accentué dans les zones urbaines où la circulation automobile est la principale source de gaz à effet de serre [ 7 ] et où la dynamique urbaine actuelle est basée sur des tendances continues d'étalement et, par conséquent, une forte dépendance vis-à-vis des transports motorisés privés peut contribuer de manière significative à la augmentation des taux d'émission de gaz [ 8 ] . La population urbaine est exposée à un plus grand risque d'effets néfastes sur la santé, ce qui peut être attribué à une exposition accrue aux particules et aux polluants gazeux émis par la circulation automobile. Ces polluants représentent un danger direct et grave pour les organismes vivants en général et pour les humains en particulier [ 9 ] . Les niveaux élevés d'émissions des véhicules dans les villes sont liés à la tendance à la hausse des maladies respiratoires allergiques [ 10 ] avec une relation directe entre les gaz d'échappement des véhicules à moteur et les symptômes respiratoires aigus ou chroniques chez les enfants vivant à proximité des zones à fort trafic. Le verdissement urbain peut réduire l'exposition de la population à la pollution de l'air par l'interception de particules en suspension dans l'air à la surface des feuilles ou à l'intérieur des tissus foliaires via les racines [ 11 ] ou l'absorption de dioxyde de carbone (CO2) via les stomates [ 12 ] . Un nombre croissant de recherches dans des contextes environnementaux extérieurs, tels que les espaces publics urbains, les milieux résidentiels, les écoles et les hôpitaux, montre qu'une vue sur le verdissement améliore la santé et réduit le stress [ 13 ] . De plus, les recherches sur les parcs urbains démontrent une relation positive entre la disponibilité d'espaces verts et l'activité physique des enfants et des adolescents [ 14 ] ainsi que le jeu créatif [ 15 ] . Néanmoins, des études similaires ne sont pas disponibles pour les jardins de guérison des hôpitaux. De plus, le comportement de marche des visiteurs et des patients variait en fonction des caractéristiques de conception du jardin de l'hôpital (marche extravertie versus marche introvertie) [ 16 ]. Rejetés comme périphériques aux traitements médicaux pendant une grande partie du 20e siècle, les jardins sont de retour à la mode, désormais présents dans la conception de la plupart des nouveaux hôpitaux, selon l'American Society of Landscape Architects. Des études antérieures suggèrent que des facteurs de conception tels que le mauvais ombrage, la plantation et les options de sièges influencent la convivialité des jardins dans les hôpitaux [17] et en milieu urbain [18] . Plusieurs études ont trouvé une réduction des niveaux de stress et des plaintes liées à la santé chez les patients et le personnel [ 19 ] qui disposaient de fenêtres donnant sur les jardins. De plus, il existe des preuves indirectes que l'accès aux jardins de l'hôpital augmente la satisfaction des patients et du personnel vis-à-vis de l'expérience globale de l'hôpital [ 17 ] . Ainsi, les spécialistes de la santé, les architectes et les paysagistes devraient considérer que l'environnement hospitalier peut affecter l'humeur, le niveau de stress et le bien-être des patients et de leurs familles [ 20 ] . Dans un tel contexte, l'objectif principal de la présente recherche était d'évaluer le dioxyde de carbone (CO2) variations de concentration à l'intérieur et à l'extérieur de la Policlinico Umberto I, l'un des hôpitaux les plus importants de Rome, compte tenu du rôle du verdissement dans l'amélioration de la qualité de l'air. Les données collectées peuvent être utilisées pour un inventaire disponible pour les projets de mobilier vert pour améliorer la qualité de vie dans les zones protégées telles que les hôpitaux, les écoles et les abris.

2. Matériels et méthodes 2.1. Zone d'étude

L'étude a été réalisée entre janvier et juillet 2015 dans la zone de la Policlinico Umberto I à Rome (41˚54'26.9"N, 12˚30'42.9"E, Italie). L'hôpital couvre une superficie de 150 000 m 2 et est délimité sur la face nord par la rue Giovanni Maria Lancisi, sur la face est par l'avenue Regina Elena, sur la face sud par l'avenue University et sur la face ouest par l'avenue Policlinico, tous caractérisés par un niveau de trafic élevé toute la journée. La Policlinico Umberto I dispose de 1500 lits et de plusieurs services ambulatoires de médecine, de diagnostic et de chirurgie. C'est un centre d'échange culturel au niveau national et international. De plus, l'hôpital se caractérise par un niveau de trafic élevé tant à l'intérieur qu'à l'extérieur et par une large mesure de verdissement, en particulier, prairie et « groupe d'arbres ».

Dix sites ont été sélectionnés le long de deux transects traversant l'hôpital de l'extérieur vers l'intérieur, selon [21] . Parmi les sites considérés, six sites étaient à l'intérieur (Is) et quatre à l'extérieur (Os) de l'hôpital et correspondant aux entrées publiques. En particulier, parmi les Is, deux sites étaient caractérisés par des prairies (Ms1 et Ms2), deux par « groupe d'arbres » (Ts1 et Ts2) et deux sans végétation (Es1 et Es2). Ms1 et Ms2 avaient la même extension, et Ts1 et Ts2 avaient des espèces d'arbres différentes (20 ± 5 et 10 ± 3 arbres à feuilles persistantes et à feuilles caduques dans Ts1 et Ts2, respectivement).

Rome est sous un climat de type méditerranéen. La plupart des précipitations annuelles totales (866 mm) sont réparties en automne-hiver et la sécheresse s'étend de juin à août. La température moyenne de l'air est de 16,4˚C ± 6,5˚C, la température moyenne minimale de l'air des mois les plus froids (janvier et février) de 4,9˚C ± 0,1˚C et la température moyenne maximale de l'air du mois le plus chaud (août ) 31,7˚C ± 1,4˚C. Au cours de la période d'étude, la température minimale moyenne de l'air des mois les plus froids (janvier et février) était de 4,5˚C ± 0,1˚C, la température maximale moyenne de l'air du mois le plus chaud (juillet) 33,9˚C ± 1,2˚C et précipitations totales de 502 mm (données fournies par l'Agence régionale du Latium pour le développement et l'innovation agricole, Rome, pour la période 2006-2015).

L'étendue de la prairie (Ms) et du "groupe d'arbres" (Ts) à l'intérieur de la Policlinico Umberto I a été mesurée par le QGIS (Système d'Information Géographique). QGIS détermine l'acquisition, l'enregistrement, l'analyse, la visualisation et la restitution des informations par des données géographiques. Le logiciel SIG est utile pour le recensement des espaces verts urbains par analyse des cartographies numériques.

Les caractéristiques structurelles du « groupe d'arbres » comprenaient le diamètre de l'arbre à hauteur de poitrine (DHP, cm) mesuré par des compas et la hauteur de la plante (H, m) par des clinomètres. Le nombre d'arbres pour chaque espèce dans le « groupe d'arbres » a été compté.

2.3. Concentration de dioxyde de carbone et densité du trafic

Le dioxyde de carbone atmosphérique (CO2, ppm) a été effectuée mensuellement (trois jours d'échantillonnage par mois avec des conditions climatiques comparables, près de 3 jours après la dernière pluie) pendant la période d'étude. Le CO2 la concentration a été mesurée dans chaque site, toutes les deux heures de 9h00 à 17h00, par un CO2 analyseur de gaz (ADC, Bioscientific LTD, UK) à 1,50 m du sol, selon [ 22 ] .

La densité du trafic (c'est-à-dire le nombre de voitures par minute) a été mesurée simultanément avec le CO2 mesures dans chacun des sites considérés à l'intérieur et à l'extérieur de l'hôpital. En particulier, à l'extérieur de la Policlinico, la densité du trafic a été mesurée sur la rue Giovanni Maria Lancisi, l'avenue Regina Elena, l'avenue University et l'avenue Policlinico.

2.4. Mesures du microclimat

Les mesures du microclimat ont été effectuées simultanément avec du CO2 mesures, dans chacun des sites considérés. Température de l'air (Tune, C) et l'humidité (Rh, %) ont été mesurées par un thermo-hygromètre portable (HD 8901, Delta Ohm, I).

Les différences des moyennes ont été testées par une analyse de variance à un facteur (ANOVA) et un test de Tukey pour des comparaisons multiples. Une simple analyse de régression a été utilisée pour analyser la corrélation entre le niveau de trafic et le CO atmosphérique2 concentration. Tous les tests statistiques ont été effectués à l'aide d'un logiciel statistique (Statistica, Statsoft, USA).

Le verdissement urbain peut générer d' importants services écosystémiques tels que la compensation des émissions de carbone [ 23 ] [ 24 ] , l' élimination des polluants atmosphériques [ 11 ] la réduction du bruit [ 25 ] , la régulation du microclimat [ 26 ] et la promotion des loisirs et des équipements [ 27 ] . Les plantes agissent comme des puits de CO2 en fixant le carbone lors de la photosynthèse et en stockant l'excédent sous forme de biomasse [28]. Cette fonction végétale est particulièrement importante dans les zones protégées telles que les hôpitaux, les écoles et les abris [29] . Néanmoins, sans données locales détaillées, les gestionnaires de la végétation urbaine ne peuvent pas facilement concevoir et mettre en œuvre des stratégies pour maximiser les fonctions écologiques souhaitées d'une végétation particulière, et ainsi, protéger et améliorer sa valeur [ 30 ] .

A l'intérieur de la Policlinico Umberto I, les prairies couvrent 11 409 m 2 et le « groupe d'arbres » 18 773 m 2 . En particulier, à Ts1, la plupart des arbres sont des arbres à feuilles persistantes tandis qu'à Ts2, des espèces à feuilles caduques. Parmi les arbres à feuilles persistantes, 45% sont Quercus ilex, 20% Phoenix canariensis, 15% Pinus pinea, 15% Magnolia grandiflora et 5% Cupressus sempervirens. Parmi les feuillus, 60 % sont Tilia platyphyllos et 40 % Platanus hybrida (valeur moyenne de Ts1 et Ts2, respectivement). Les arbres considérés ont une hauteur de 13,6 ± 6,8 m et un diamètre de 0,50 ± 0,24 m, respectivement (valeur moyenne de l'espèce d'arbre) ( Tableau 1 ).

Au cours de l'année, le CO le plus élevé2 la concentration est surveillée en hiver-printemps (425 ± 8 ppm, valeur moyenne) ( Figure 1 ) lorsque la densité de trafic atteint son maximum (10 ± 8

car∙min −1 ), diminuant de 17 % en été lorsque la densité du trafic diminue de 50 %, comme le confirme la corrélation positive significative (r = 0,527, p < 0,05) entre le CO2 concentration et densité du trafic. Le CO diurne2 la tendance ( Figure 2 ) montre la concentration la plus élevée (433 ± 61 ppm, valeur moyenne) dans les sites considérés (c'est-à-dire Is et Os) dans les premières heures du matin (9h00) diminuant de 12% de 11h00 à 13h00 en relation avec la diminution de la densité du trafic ( Figure 3 ). Le 2,5% de CO atmosphérique2 l'augmentation de la concentration à 17h peut être justifiée par l'augmentation du rapport respiration des plantes/photosynthèse de l'après-midi jusqu'aux premières heures du matin. Les résultats mettent en évidence le rôle du verdissement dans la diminution du CO atmosphérique2 à l'intérieur de la Policlinico Umberto I. En particulier, le "groupe d'arbres" diminue le CO atmosphérique2 concentration de 20% par rapport à l'extérieur, suivi des prairies (14%) ( Figure 4 ). De plus, le verdissement a une

rôle important dans l'amélioration du bien-être des personnes en particulier pour les personnes hospitalisées. Des études montrent que les patients hospitalisés post-chirurgicaux avec vue sur des paysages verdoyants ont une période de récupération significativement plus courte et un besoin réduit d'analgésiques par rapport aux patients avec vue sur des environnements urbains [ 31 ] et la santé et l'état émotionnel des enfants bénéficient des garderies avec végétation [ 29 ] [ 32 ] . De plus, les arbres plantés peuvent réduire indirectement le CO2 les émissions liées à la production d'électricité et à la consommation de gaz naturel en réduisant la demande de chauffage et de climatisation dans les bâtiments qu'elles abritent [33]. Les arbres représentent également d' excellents régulateurs de la température de l' air par l' ombre et la transpiration [ 24 ] . En conséquence, nos résultats montrent qu'à l'extérieur de la Policlinico la température de l'air était, en moyenne, 17% plus élevée par rapport à l'intérieur ( Figure 5 ), surtout en mars (30%) et en juillet (25%). Une tendance opposée a été observée pour l'humidité de l'air, comme l'atteste la corrélation entre les deux variables (pente = -0,81 r = 0,45 p < 0,0001), résultant en 18 % plus élevé à l'intérieur qu'à l'extérieur de l'hôpital ( Figure 5 ). De plus, les espèces à feuilles persistantes, telles que Q. ilex, P. canariensis, M.

grandifolia, C. sempervirens et P. pinea, par leur activité photosynthétique continue tout au long de l'année, contribuent à réduire le CO2 également en hiver lorsque le trafic est le plus élevé, comme en témoigne la densité de trafic supérieure de 67 % à celle observée au printemps et en été. Ce rôle est très important dans les hôpitaux où la fréquentation du public est plus élevée en hiver. Plusieurs études ont montré la répartition des décès mensuels cumulés avec une prédominance hivernale marquée [34] ainsi qu'une augmentation de la morbi-mortalité respiratoire et cardiovasculaire [35].

Dans l'ensemble, les résultats mettent en évidence que les espèces à feuilles persistantes et à feuilles caduques contribuent à la baisse de la température de l'air en été (Tune est 13 % plus faible en Ts qu'en Es). Ainsi, les plantes de la ville ont non seulement un rôle ornemental mais elles peuvent aussi avoir un rôle de régulation des fonctions environnementales. Le type de verdissement (c. En conséquence, nos résultats montrent 8% de CO en moins2 concentration en Ts par rapport à Ms attestant de la plus grande capacité de stockage de carbone des arbres. La couverture verte peut être intégrée dans un système d'information géographique facilitant la gestion de la végétation par l'analyse spatiale et l'identification des caractéristiques du paysage. De plus, le choix des espèces végétales pourrait être établi en favorisant ces espèces en tenant compte de leur propre capacité d'amélioration de l'air. Les caractéristiques végétales de chaque espèce peuvent être utilisées pour réaliser un inventaire disponible pour les programmes de plantation d'arbres afin d'améliorer la qualité de vie.

Les auteurs ne déclarent aucun conflit d'intérêts concernant la publication de cet article.


5. CONCLUSION

Les lignes directrices de l'UICN (UICN/SSC, 1998 , 2013 ) stipulent que la réintroduction d'une espèce doit être effectuée dans son aire de répartition indigène historique. L'évaluation de la répartition historique des espèces s'est avérée être un élément précieux de la boîte à outils des méthodes de validation et de planification des programmes de réintroduction en Grande-Bretagne (Hendricks et al., 2016). La reconstruction des aires de répartition historiques des espèces disparues au niveau régional a contribué à la restauration régionale réussie d'espèces telles que le pygargue à queue blanche (Bainbridge et al., 2003 Dennis et al., 2019 Nygard et al., 2009), le castor européen, Fibre de ricin (Gaywood, Batty et Galbraith, 2008 Kitchener et Conroy, 1997 ) et la martre des pins, Martes Martes (Macpherson, 2014).

Il a déjà été suggéré que la réintroduction de l'une ou des deux espèces d'aigles au Pays de Galles n'est pas faisable en raison du manque de preuves historiques suggérant leur apparition répandue au Pays de Galles (Marquiss, 2005). Notre compilation d'enregistrements et la reconstruction des répartitions historiques des pygargues à queue blanche et royaux ont révélé que les deux espèces étaient largement réparties au Pays de Galles jusqu'au début du milieu du XIXe siècle, et identifie les zones centrales dans lesquelles nous sommes le plus confiants quant à la présence historique. de chaque espèce.

Notre analyse confirme que les deux espèces étaient autrefois répandues dans tout le pays de Galles et ont toutes deux été victimes de persécutions humaines. Le paysage gallois a considérablement changé depuis la dernière reproduction des deux aigles au Pays de Galles il y a plus de 150 ans. Additional analysis is now needed to assess whether the modern Welsh landscape can still support both the Golden and White-tailed Eagle, and to assess whether a reintroduction of either or both eagle species to Wales is a realistic possibility.


Discussion

The influence of environmental and socioeconomic factors on the incidence of WNV human cases reported in three counties in the Central Valley of California was examined. When considering all predictors in a multivariate analysis, the incidence of WNV cases was most strongly associated with several environmental factors, specifically precipitation and mean temperature, and additionally the socioeconomic factor ethnicity. The majority of previous studies examining environmental and socioeconomic factors have been conducted in urbanized areas (Ruiz et al. 2004, Gibbs et al. 2006, Brown et al. 2008, Harrigan et al. 2010). Rural areas such as the Northern San Joaquin Valley of California have been studied to a lesser degree in terms of research related to factors associated with WNV.

The environmental factors temperature and precipitation were significantly related to the incidence of human WNV cases, and this finding is consistent with previous studies (Reisen et al. 2006a, 2006b, Liu and Weng 2012, Paz 2015). Mosquitoes need water for larvae to develop, and insects grow more rapidly in warmer temperatures (Dohm et al. 2002, Turell et al. 2006, Zou et al. 2006). Standing water such as puddles, in gutters and storm drains, and habitats such as abandoned or neglected pools are ideal habitats for mosquitoes such as Cx. pipiens et Cx. tarsalis, both primary vectors associated with WNV (Reisen et al. 2008).

There was a marginally significant association overall of housing foreclosures and human cases of WNV foreclosed homes may have neglected swimming pools, which can serve as larval habitats for Culex mosquitoes that transmit WNV (Reisen et al. 2008). Along with temperature and precipitation, the incidence of a WNV-positive mosquito pool in a census tract was associated with the incidence of human WNV cases. These findings highlight the importance of mosquito abatement, which conducts surveillance for WNV-positive mosquitoes, and focuses on source reduction of preferred habitats for mosquito development. When environmental factors were considered individually or together with socioeconomic factors in a logistic regression model, environmental factors were the most significant predictors associated with the incidence of WNV human cases in the region of this study.

In the negative binomial regression of socioeconomic variables, ethnicity was the only significant predictor of WNV cases. It is unclear why ethnicity (increase in percentage White) in the census tract is associated with the incidence of WNV cases. Ethnicity as a risk factor could relate to differences in health insurance and willingness to seek medical care, resulting in under-reporting. For example, Hispanics were frequently infected with St. Louis encephalitis virus in southern California, but cases were rarely reported (Reisen and Chiles 1997). Ethnicity could also be associated with a behavioral risk factor, which might increase the chance of contracting WNV, such as whether individuals work outside the home (Gibney et al. 2012). A retrospective study found that individuals spent more time indoors in the early evening, since the adoption of modern appliances such as television and air conditioning this is related to a reduction in reports of mosquito-borne viral encephalitis cases (Gahlinger et al. 1986).

Behavioral risk factors could be further explored and ethnicity considered. In a report on WNV infections in Texas during 2012, a higher attack rate for WNV was observed in those of White/non-Hispanic ethnicity (11.1/100,000) compared with those of other ethnicities (Murray et al. 2013). Investigators in Chicago and Detroit found that middle-class neighborhoods were associated with high WNV activity and human infection (Ruiz et al. 2007). In contrast, the risk of WNV human infection was associated with low-income areas in Orange County, CA, Harris County, TX, and in Shelby County, TN (Rios et al. 2006, Savage et al. 2008, Harrigan et al. 2010). In this study, the three-county analysis did not find a significant association with the incidence of human WNV cases and household income.

WNV disease is a nationally notifiable condition however, many cases are under-reported as the majority of infections are asymptomatic (Petersen and Marfin 2002, CDC 2013). Under the physician's care, patients may be tested if they are showing symptoms of West Nile fever however, febrile cases may go undetected, especially if they occur during the flu season. Test results are reported to local public health authorities if there is a positive case. Testing must be done for WNV to confirm the etiology of disease and to differentiate it from other vector-borne diseases. It is imperative that members of the community are educated about prevention of vector-borne disease, and how to decrease their risk of being bitten and infected. The inter-relatedness of social factors including ethnicity is complex and requires further investigation. Awareness of vector-borne disease in this region of California is timely, as more invasive species of mosquitoes capable of transmitting additional vector-borne diseases are introduced into the area.

It has been previously reported that with advancing age, the incidence of neuroinvasive disease and death due to WNV increases (Hayes et al. 2005). For the three counties combined, the association tests of each individual factor found that the percentage of the population >50 (age) was associated with human cases of WNV. However, when age in the census tract was entered in the multivariate analysis and combined with other factors, it was not the most significant predictor of WNV in this region of study. People of all ages remain susceptible to infection, and surveillance should continue to target areas with all age groups. Other studies found that housing age was strongly associated with human cases of WNV, yet it was not significantly associated with the incidence of WNV in this study. Housing age has been a significant factor in prior studies as a result of old storm water sewer systems that can serve as a larval habitat for Culex mosquitoes (Ruiz et al. 2007, Liao et al. 2014, Lockaby et al. 2016). As mentioned previously, the environmental factors temperature and precipitation were the strongest predictors of the incidence of WNV cases in the region of this study.


Forest habitats are important sources of food and nesting resources for pollinators, primarily in urban areas and landscapes with intense agricultural activity. The forest fragmentation and environmental changes occurring in these green refuges are known to impose survival challenges to pollinating bees, leading to species loss. However, it is not well known how the species of bees that visit flowers are distributed in forest micro-environments. To fill this gap, we sampled flower visiting bees in a continuous forest matrix with micro-environments of two forest types (mature and regenerating forest). We examined how the local environmental changes and climatic conditions affect the composition and uniformity of bee communities in the different micro-environments. Our results indicated that both abundance and richness were similar between forest types studied here, however climatic conditions and plant flowering patterns affect the composition of bees. Thus, our results demonstrated that the continuous micro-environments can favor floral visits and the reintegration of bee communities, and still, that this strategy can be used to minimize the impacts of environmental changes at local scales.

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Les références

Abdi, H. & Williams, L. J. (2010). Principal component analysis. WIREs computational statistics 2: 433-459. doi: 10.1002/wics.101

Abrahamczyk, S., Gottleuber, P., Matauschek, C. & Kessler, M. (2011). Diversity and community composition of euglossine bee assemblages (Hymenoptera: Apidae) in western Amazonia. Biodiversity and Conservation, 20: 2981-3001. doi: 10.1007/s10531- 011-0105-1

Aguiar, C. M. L., Santana, E. B., Martins, C. F., Vivallo, F., Santos, C. O. & Santos, G. M. M. (2018). Species richness and diversity in bee assemblages in a fragment of Savana (Cerrado) at Northeastern Brazil. Sociobiology, 65: 566-575. doi: 10.13102/sociobiology.v65i4.3372

Alaux, C., Allie, F., Decourtye, A., Odoux, J. F., Tamic, T., Chabirad, M., Delestra, E., Decugis, F., Conte, Y. L. & Henry, M. (2017). A ´landscape physiology´ approach for assessing bee health highlights the benefits of floral landscape enrichment and semi-natural habitats. Scientific Reports, 7: 40568. doi: 10.1038/srep40568

Aleixo, K. P., Faria, L. B., Garófalo, C. A., Imperatriz Fonseca, V. L. & Silva, C. I. (2013). Pollen collected and foraging activities of Frieseomelitta varia (Lepeletier)

(Hymenoptera: Apidae) in an urban landscape. Sociobiology, 60: 266-276. doi: 10.13102/sociobiology.v60i3.266-276

Aleixo, K. P., Menezes, C., Fonseca, V. L. I. & Silva, C. I. (2017). Seasonal availability of floral resources and ambient temperature shape stingless bee foraging behavior (Scaptotrigona aff. depilis). Apidologie, 48: 117-127. doi: 10.1007/s13592-016-0456-4

Almeida, M. L. S., Carvalho, G. S., Novais, J. R., Storck-Tonon, D., Oliveira, M. L., Mahlmann, T., Nogueira, D. S. & Pereira, M. J. B. (2020). Contribution of the Cerrado as Habitat for Sunflower Pollinating Bees. Sociobiology, 67: 281-291. doi: 10.13102/sociobiology.v67i2.4865

Baede, A. P. M., Ahlonsou, E., Ding, Y., Schimel, D., Bolin, B. & Pollonais, S. (2001). The Climate System: an Overview. In Houghton, J. T., Ding, Y., Grigss, D. J., Noguer, M., Linden, P. J., Van Der, D., Maskell, K., & Johnson, C. A. (Eds.). Climate change 2001: the scientific basis. Cambridge : Cambridge University Press.

Blettler, D.C., Fagúndez, G.A. & Caviglia, O. P. (2018). Contribution of honeybees to soybean yield. Apidologie, 45: 101-111. doi: 10.1007/s13592-017-0532-4

Boscolo, D., Tokumoto, P. M., Ferreira, P. A., Ribeiro, J. W. & Santos J. S. (2017). Positive responses of flower visiting bees to landscape heterogeneity depend on functional connectivity levels. Perspectives in Ecology and Conservation, 15: 18-24. doi: 10.1016/j.pecon.2017.03.002

Botsch, J. C., Walter, S. T., Karubian, J., González, N., Dobbs, E. K. & Brosi, B.J. (2017). Impacts of forest fragmentation on orchid bee (Hymenoptera: Apidae: Euglossini) communities in the Chocó biodiversity hotspot of northwest Ecuador. Journal of Insect Conservation, 21: 633-643. doi: 10.1007/ s10841-017-0006-z

Brasil. (1994). Define formações vegetais primárias e estágios sucessionais de vegetação secundária. Ministério do Meio Ambiente, Conselho Nacional de Meio Ambiente, CONAMA. Resolução CONAMA n°2, de 18 de março de 1994. In Resoluções, 1994. http://www.mma.gov.br/port/conama/res/res94/res0294.html. (accessed date: 05 May, 2020) (In Portuguese)

Dew, R. M., Silva, D. P. & Rehan, S. M. (2019). Range expansion of an already widespread bee under climate change. Global Ecology and Conservation, 17: e00584. doi: 10.1016/j.gecco.2019.e00584

Fao. (2016). Global Forest Resources Assessment 2015. How are the world´s forests changing? Food and Agriculture Organization of the United Nations. http://www.fao.org/3/a-i4793e.pdf. (accessed date: 06 May, 2020)

Ferreira, P. A., Boscolo, D., Carvalheiro, L. G., Biesmeijer, J. C., Rocha, P. L. B. & Viana, B. F. (2015). Response of bees to habitat loss in fragmented landscapes of Brazilian Atlantic Rainforest. Landscape Ecology, 30: 2067-2078. doi: 10.1007/s10980-015-0231-3

Fischer, L. K., Eichfeld, J., Kowarik, J. & Buchholz, S. (2016). Disentangling urban habitat and matrix effects on wild bee species. PeerJ, 4: e2729. doi: 10.7717/peerj.2729

Fowler, R. E., Rotheray, E. L. & Goulson, D. (2016). Floral abundance and resource quality influence pollinator choice. Insect Conservation and Diversity, 9: 481-494. doi: 10.1111/icad.12197

Frankie, G. W. & Coville, R. (1979). An experimental study on the foraging behavior of selected solitary bee species in the Costa Rican dry forest (Hymenoptera: Apoidea). Journal of the Kansas Entomological Society, 52: 591–602.

Gianinni, T. C., Costa, W. F., Borges, R. C., Miranda, L., Costa, C. P. W. Saraiva, A. M. & Imperatriz Fonseca, V. L. (2020). Climate change in the Eastern Amazon: crop-pollinator and occurrence-restricted bee are pontentially more affected. Regional Environmental Change, 20: 9. doi: 10.1007/s10113-020-01611-y

Google Earth-maps. http://mapas.google.com. (accessed date: 29 May, 2020)

Gostinski, L. F., Carvalho, G. C. A., Carvalho, M. M. C. & Albuquerque, P. M. C. (2016). Species richness and activity pattern of bees (Hymenoptera, Apidae) in the restinga area of Lencóis Maranhenses National Park, Barreirinhas, Maranhão, Brazil. Revista Brasileira de Entomologia, 60: 319-327. doi: 10.1016/j.rbe.2016.08.004

Gu, Z. (2014). Circlize implements and enhances circular visualization in R. Bioinformatics, 30: 2811-2812. doi: 10.1093/bioinformatics/btu393

Hamblin, A. L., Youngsteadt, E. & Frank, S. D. (2018). Wild bee abundance declines with urban warming, regardless of floral density. Urban Ecosystems, 21: 419-428. doi: 10.1007/s11252-018-0731-4

Hannah, L., Steele, M., Fung, E., Imbach, P., Flint, L. & Flint, A. (2017). Climate change influences on pollinator, forest, and farm interactions across a climate gradient. Climatic Change, 141: 63-75. doi: 10.1007/s10584-016-1868-x

Hass, A. L., Liese, B., Heong, K. L., Settele, J., Tscharntke, T. & Westphal, C. (2018). Plant-pollinator interactions and bee functional diversity are driven by agroforests in rice-dominated landscapes. Agriculture, Ecosystems and Environment, 253: 140-147. doi: 10.1016/j.agee.2017.10.019

Hausmann, S. L., Petermann, J. S. & Rolff, J. (2016). Wild bees as pollinators of city trees. Insect Conservation and Diversity, 9: 97-107. doi: 10.1111/icad.12145

Heinrich, B. (1979). “Majoring” and “Minoring” by foraging bumbleees, Bombus vagans: An experimental analysis. Ecological Society of America, 60: 245-255.

Hunt, J. C. R., Aktas, Y. D., Mahalov, A., Moustaoui, M., Salamanca, F. & Georgescu, M. (2018). Climate change and growing megacities: hazards and vulnerability. Engineering Sustainability, 171: 314-326. doi: 10.1680/jensu.16.00068

Ibama. (1991). Instituto Brasileiro do Meio Ambiente e dos Recursos Naturais Renováveis. PORTARIA Nº 83-N, DE 26 DE SETEMBRO DE 1991 - In: Resoluções, 1991. www.mp.go.gov.br/nat_sucroalcooleiro/Documentos/legislacao/Geral/florestas/flo10.pdf. (accessed date: 10 May, 2016) (In Portuguese)

Itaipu (1978). Inventário florestal da região de influência da represa Itaipu. Curitiba: Itaipu Binacional, 1978. https://www.itaipu.gov.br/meioambiente/reposicao-florestal. (accessed date: 14 May, 2017) (In Portuguese)

Jauker, F., Jauker, B., Grass, I., Steffan-Dewenter, I. & Wolters, V. (2018). Partitioning wild bee and hoverfly contributions to plant-pollinator network structure in fragmented habitats. Ecology, 100: e02569. doi: 10.1002/ecy.2569

Junior, N. T. F., Blochtein, B. & Moraes, J. F. (2010). Seasonal flight and resource collection patterns of colonies of the stingless bee Melipona bicolor schencki Gribodo (Apidae, Meliponini) in an Araucaria forest area in southern Brazil. Revista Brasileira de Entomologia, 54: 630-636. doi: 10.1590/S0085-56262010000400015

Junqueira, C. N. & Augusto, S. C. (2017). Bigger and sweeter passion fruits: effect of pollinator enhancement on fruit production and quality. Apidologie, 48: 131-140. doi: 10.1007/s13592-016-0458-2

Kamper, W., Weiner, C., Kuhsel, S., Storm, C., Eltz, T. & Bluthgen, N. (2017). Evaluating the effects of floral resource specialisation and of nitrogen regulation on the vulnerability of social bees in agricultural landscapes. Apidologie, 48: 371-383. doi: 10.1007/s13592-016-0480-4

Klein, A. M., Vaissière, B. E., Cane, J. H., Steffan-Dewenter, I., Cunningham, S. A., Kremen, C. & Tscharntke, T. (2007). Importance of pollinators in changing landscapes for world crops. Proceedings of the Royal Society B, 274: 303-313. doi: 10.1098/rspb.2006.3721

Kratschmer, S., Pachinger, B., Schwantzer, M., Paredes, D., Guernion, M., Burel, F., Nicolai, A., Strauss, P., Bauer, T., Kriechbaum, M., Zaller, J. G. & Winter, S. (2018). Tillage intensity or landscape features: What matters most for wild bee diversity in vineyards? Agriculture, Ecosystems and Environment, 266: 124-152. doi: 10.1016/j.agee.2018.07.018

Lowenstein, D. M., Matteson, K. C., Xiao, I., Silva, A. M. & Minor, E. S. (2014). Humans, bees, and pollination services in the city: the case of Chicago, IL (USA). Biodiversity and Conservation, 23: 2857-2874. doi: 10.1007/s10531-014-0752-0

Magurran, A. E. (2004). Measuring biological diversity. Blackwell Publishing Company, Oxford.

Marcilio-Silva, V., Zwiener, V. P. & Marques, M. C. M. (2017). Metacommunity structure, additive partitioning and environmental drivers of woody plants diversity in the Brazilian Atlantic Forest. Diversity and Distributions, 23: 1110-1119. doi: 10.1111/ddi.12616

Marques, M. F., Deprá, M. S. & Gaglianone, M. C. (2018). Seasonal Variation in Bee-Plant Interactions in an Inselberg in the Atlantic Forest in Southeastern Brazil. Sociobiology, 65: 612-620. doi: 10.13102/sociobiology.v65i4.3473

Matos, M. C. B., Silva, S. S. & Teodoro, A. V. (2016). Seasonal population abundance of the assembly of solitary wasps and bees (Hymenoptera) according to land-use in Maranhão state, Brazil. Revista Brasileira de Entomologia, 60: 171-176. doi: 10.1016/j.rbe.2016.02.001

Melo, A. S. (2008). O que ganhamos ‘confundindo’ riqueza de espécies e equabilidade em um índice de diversidade? Biota Neotropica, 8: 21-27.

Morandin, L. A. & Kremen, C. (2013). Bee preference for native versus exotic plants in restored agricultural hedgerows. Restoration Ecology, 21: 26-32. doi: 10.1111/j.1526-100X.2012.00876.x

Morante-Filho, J. C., Arroyo-Rodríguez, V. & Faria, D. (2016). Patterns and predictors of β-diversity in the fragmented Brazilian Atlantic forest: a multiscale analysis of forest specialist and generalista birds. Journal of Animal Ecology, 85: 240-250. doi: 10.1111/1365-2656.12448

Nakamura, A., Kitching, R. L., Cao, M., Creedy, T. J., Fayle, T. M., Freiberg, M., Hewitt, C. N., Itioka, T., Koh, L. P., Ma, K., Malhi, Y., Mitchell, A., Novotny, V., Ozanne, C. M. P., Song, L., Wang, H. & Ashton, L. A. (2017). Forests and Their Canopies: Achievements and Horizons in Canopy Science. Trends in Ecology & Evolution, 32: 438-451. doi: 10.1016/j.tree.2017.02.020

Neame, L. A., Griswold, T. & Elle, E. (2012). Pollinator nesting guilds respond differently to urban habitat fragmentation in an oak-savannah ecosystem. Insect Conservation and Diversity, 6: 57-66. doi: 10.1111/j.1752-4598.2012.00187.x

Odanaka, K. A. & Rehan, S. M. (2020). Wild bee distribution near forested landscapes is dependent on successional state. Forest Ecosystems, 7: 26. doi: 10.1186/s40663-020-00241-4

Oksanen, J., Blanchet, F. G., Friendly, M., Kindt, R., Legendre, P., McGlinn, D., Minchin, P. R., O'Hara, R. B., Simpson, G. L., Solymos, P., Henry, M., Stevens, H., Szoecs, E. & Wagner, H. (2018). Vegan: Community Ecology Package. R package version 2: 4-6. https://CRAN.R-project.org/package=vegan. (accessed date: 16 May, 2020)

Oliveira, H. C. & Oliveira, S. M. (2016). Vertical distribution of epiphytic bryophytes in Atlantic Forest fragments in northeastern Brazil. Acta Botanica Brasilica, 30: 609-617. doi: 10.1590/0102-33062016abb0303

Oliver, T., Roy, D. B., Hill, J. K., Brereton, T. & Thomas, C. D. (2010). Heterogeneous landscapes promote population stability. Ecology Letters, 13: 473–484. doi: 10.1111/j.1461-0248.2010.01441.x

Ollerton, J. (2017). Pollinator Diversity: Distribution, Ecological Function, and Conservation. Annual Review of Ecology, Evolution, and Systematics, 48: 353-376. doi: 10.1146/annurev-ecolsys-110316-022919

Papanikolaou, A. D., Kuhn, I., Frenzel, M. & Schweiger, O. (2017). Landscape heterogeneity enhances stability of wild bee abundance under highly varying temperature, but not under highly varying precipitation. Landscape Ecology, 32: 581-593. doi: 10.1007/s10980-016-0471-x

Potts, S. G., Imperatriz-Fonseca, V. & Ngo, H. T. (2016). IPBES. The assessment report of the Intergovernmental Science-Policy Platform on Biodiversity and Ecosystem Services on pollinators, pollination and food production. S. G. Potts, V. L. Imperatriz-Fonseca and H. T. Ngo (Eds.). Secretariat of the Intergovernmental Science-Policy Platform on Biodiversity and Ecosystem Services, Bonn, Germany. 552 pages. doi: 10.5281/zenodo.3402856

Qgis Development Team. (2016). QGIS Geographic Information System. Fondation Géospatiale Open Source. http://www.osgeo.org/qgis/. (accessed date: 20 May, 2020)

R Core Team R: A language and environment for statistical computing. R Foundation for Statistical Computing, Vienna, Austria. 2017.

Ramalho, M. (2004). Stingless bees and mass flowering trees in the canopy of Atlantic Forest: a tight relationship. Acta Botanica Brasilica, 18: 37-47. doi: 10.1590/S0102-33062004000100005

Reflora/CNPq. Programa - Herbário Virtual. reflora.jbrj.gov.br/reflora/herbarioVirtual/. (accessed date: 23 May, 2020) (In Portuguese)

Ribeiro, M. C., Metzger, J. P., Martensen, A. C., Ponzoni, F. & Hirota, M. M. (2009). The Brazilian Atlantic Forest: How much is left and how is the remaining forest distributed? Implications for conservation. Biological Conservation, 142: 1141–1153. doi: 10.1016/j.biocon.2009.02.021

Roberts, H. P., King, D. I. & Milam, J. (2017). Factors affecting bee communities in forest openings and adjacent mature forest. Forest Ecology and Management, 394: 111–122. doi: 10.1016/j.foreco.2017.03.027

Rolin, O., Pérez-Méndez, N. Bretagnolle, V. & Henry, M. (2019). Preserving habitat quality at local and landscape scales increases wild bee diversity in intensive farming systems. Agriculture, Ecosystems and Enviroment, 275: 73-80. doi: 10.1016/j.agee.2019.01.012

Rotchés-Ribalta, R., Winsa, M., Roberts, S. P. M. & Ockinger, E. (2018). Associations between plant and pollinator communities under grassland restoration respond mainly to landscape connectivity. Journal of Applied Ecology, 55: 2822-2833. doi: 10.1111/1365-2664.13232

Salisbury, A., Armitage, J., Bostock, H., Perry, J., Tatchell, M. & Thompson, K. (2015). Enhancing gardens as habitats for flower-visiting aerial insects (pollinators): should we plant native or exotic species? Journal of Applied Ecology, 52: 1156-1164. doi: 10.1111/1365-2664.12499

Scaven, T. & Rafferty, N. E. (2013). Physiological effects of climate warming on flowering plants and insect pollinators and potential consequences for their interactions. Current Zoology, 59: 418-426. doi: 10.1093/czoolo/59.3.418

Schweiger, O., Biesmeijer, J. C., Bommarco, R., Hickler, T., Hulme, P. E., Klotz, S., Kuhn, I., Moora, M., Nielsen, A., Ohlemuller, R., Petanidou, T., Potts, S. G., Pysek, P., Stout, J. C., Sykes, M. T., Tscheulin, T., Vila, M., Walther, G-R., Westphal, C., Winter, M., Zobel, M. & Settele, J. (2010). Multiple stressors on biotic interactions: how climate change and alien species interact to affect pollination. Biological Reviews, 85: 777-795. doi: 10.1111/j.1469-185X.2010.00125.x

Schleuning, M., Farwig, N., Peters, M. K., Bergsdorf, T., Bleher, B., Brandl, R., Dalitz, H., Fischer, G., Freund, W., Gikundu, M. W., Hagen, M., Garcia, F. H., Kagezi, G. H., Kaib, M., Kraemer, M., Lung, T., Naumann, C. M., Schaab, G., Templin, M., Uster, D., Wagele, J. W. & Bohning-Gaese, K. (2011). Forest Fragmentation and Selective Logging Have Inconsistent Effects on Multiple Animal-Mediated Ecosystem Processes in a Tropical Forest. PLoS ONE, 6: e27785. doi: 10.1371/journal.pone.0027785

Sobreiro, A. I., Peres, L. L. S., Boff, S., Henrique, J. A. & Alves-Jr, V. V. (2019). Continuous micro-environments associated orchid bees benefit from an Atlantic Forest remnant, Paraná state, Brazil. Sociobiology, 66: 293-305. doi: 10.13102/sociobiology.v66i2.3443

Stangler, E. S., Hanson, P. E., Steffan-Dewenter, I. (2016). Vertical diversity patterns and biotic interactions of trap-nesting bees along a fragmentation gradient of small secondary. Apidologie, 47: 527-538. doi: 10.1007/s13592-015-0397-3

Steffan-Dewenter, I. & Westphal, C. (2008). The interplay of pollinator diversity, pollination services and landscape change. Journal of Applied Ecology, 45: 737-741. doi: 10.1111/j.1365-2664.2008.01483.x

Stein, K., Coulibaly, D., Stenchly, K., Goetze, D., Porembski, S., Lindner, A., Konaté, S. & Linsenmair, E. K. (2017). Bee pollinaiton increases yield quantity and quality of cash crops in Burkina Faso, West Africa. Scientific Reports, 7: 17691. doi: 10.1038/s41598-017-17970-2

Switanek, M., Crailsheim, K., Truhetz, H. & Brodschneider, R. (2017). Modelling seasonal effects of temperature and precipitation on honey bee winter mortality in a temperate climate. Science of the Total Environment, 579: 1581-1587. doi: 10.1016/j.scitotenv.2016.11.178

Thomson, D. M. (2019). Effects of long-term variation in pollinator abundance and diversity on reproduction of a generalist plant. Journal of Ecology, 107: 491-502. doi: 10.1111/1365-2745.13055

Tylianakis, J.M., Klein, A.‐M., Lozada, T. & Tscharntke, T. (2006). Spatial scale of observation affects α, β and γ diversity of cavity‐nesting bees and wasps across a tropical land‐use gradient. Journal of Biogeography, 33: 1295-1304. doi: 10.1111/j.1365-2699.2006.01493.x

Ulyshen, M. D., Soon, V. & Hanula, J. L. (2010). On the vertical distribution of bees in a temperate deciduous forest. Insect Conservation and Diversity, 3: 222–228. doi: 10.1111/j.1752-4598.2010.00092.x

Vanderplanck, M., Martinet, B., Carvalheiro, L. G., Rasmont, P., Barraud, A., Renaudeau, C. & Michez, D. (2019). Ensuring access to high-quality resources reduces the impacts of heat stress on bees. Scientific Reports, 9: 12596. doi: 10.1038/s41598-019-49025-z

Venjakob, C., Klein, A. M., Ebeling, A., Tscharntke, T. & Scherber, C. (2016). Plant diversity increases spatio-temporal niche complementarity in plant-pollinator interactions. Ecology and Evolution, 6: 2249– 2261. doi: 10.1002/ece3.2026

Viana, B. F., Boscolo, D., Neto, E. M., Lopes, L., Lopes, A., Ferreira, P., Pigozzo, C. M. & Primo, L. (2012). How well do we understandlandscape effects on pollinators and pollination services? Journal of Pollination Ecology, 7: 31–41. doi: 10.26786/1920-7603%282012%292

Wickham, H. Chang, W. Henry, L. Perdesen, T. L. Takahashi, K. Wilke, C. Woo, K. Yutani, H. & Dunnington, D. (2020). R studio - ggplot2: Elegant Graphics for Data Analysis. Springer-Verlag New York. https://ggplot2.tidyverse.org. (accessed date: 20 May, 2020)

Wilson, J. S., Kelly, M. & Carril, O. M. (2018). Reducing protected lands in a hotspot of bee biodiversity: bees of Grand Staircase-Escalante National Monument. PeerJ, 6: e6057. doi: 10.7717/peerj.6057

Winfree, R., Reilly, J. R., Bartomeus, I., Cariveau, D. P., Williams, N. M. & Gibbs, J. (2018). Species turnover promotes the importance of bee diversity for crop pollination at regional scales. Science, 359: 791-793. doi: 10.1126/science.aao2117

Wright, I. R., Roberts, S. P. M. & Collins, B. E. (2015). Evidence of forage distance limitations for small bees (Hymenoptera: Apidae). European Journal of Entomology, 112: 303– 310. doi: 10.14411/eje.2015.028

Zermeño-Hernández, I., Pingarroni, A. & Martínez-Ramos, M. (2016). Agricultural land-use diversity and forest regeneration potential in human-modified tropical landscapes. Agriculture, Ecosystems and Environment, 230: 210-220. doi: 10.1016/j.agee.2016.06.007

Ziober, B. R. & Zanirato, S. H. (2014). Actions to safeguard biodiversity during the building of the Itaipu Binacional Hydroeletric plant. Ambiente & Sociedade, 17: 59-78.

Zurbuchen, A., Landert, L., Klaiber, J., Muller, A., Hein, S. & Dorn, S. (2010). Maximum foraging ranges in solitary bees: only few individuals have the capability to cover long foraging distances. Biological Conservation, 143: 669-676. doi: 10.1016/j.biocon.2009.12.003

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JCR Impact Factor (2019): 0.690

JCR 5-year Impact Factor (2019): 0.846

Google Scholar h5-index (Insects and Arthropods journals): 12

Scimago h-index (h number of articles published by Sociobiology that have each been cited h times): 36


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