《The Journal of Wildlife Management》：A comparison of monitoring methods for inferring demographics of a pond-breeding amphibian population over 14 years
长期保护监测通常需要无偏的丰度估计或指数，以便推断种群趋势。当个体捕获概率存在差异时，特别是在总体捕获概率较低的情况下，可能会产生有偏的估计。研究人员使用了3种方法来比较在14年间于一个4公顷湖泊中繁殖的斑点钝口螈（Ambystoma maculatum）的丰度和性别比估计值与指数，数据源自围绕湖泊周长设置的漂移栅栏（drift fence）计数。这三种采样方法为：1）在湖泊周围部署水生漏斗陷阱（aquatic funnel traps）并标记所有捕获的个体；2）在湖中计数卵块（egg masses）；3）调查周边设置的遮盖板阵列（coverboard array）。为了从水生陷阱数据中估算雄性和雌性的丰度及存活率，研究人员将数据增强（data augmentation）方法应用于遭遇历史（encounter histories），拟合了Jolly-Seber模型的状态空间形式（state-space formulation）。他们比较了是否包含捕获概率个体异质性（individual heterogeneity）的模型形式。在调查的3年中，漂移栅栏处的年度繁殖个体出动数（breeding turnout）在4,476至5,282只之间。当未考虑捕获概率的个体异质性时，水生陷阱数据的丰度估计值（比漂移栅栏计数低67-75%）被严重低估，而纳入个体异质性后得到的性别特异性丰度估计值则与漂移栅栏调查结果一致。水生陷阱捕获的原始性别比为雄性偏倚（雄性比例为0.67至0.81，或雄雌比为2.0:1至4.2:1），而漂移栅栏调查和包含个体异质性的Jolly-Seber模型估计值均显示雌性偏倚的性别比（雄性比例为0.35至0.49，或比例为0.54:1至0.95:1）。卵块计数与丰度估计值相关性较弱，遮盖板调查检测到的种群数量不足1%。本研究强调了漂移栅栏调查作为估算繁殖个体丰度参考标准的价值，以及在利用不完美检测的捕获数据估算池塘繁殖两栖动物丰度时考虑捕获概率个体异质性的重要性。研究同时警示，诸如卵块计数和遮盖板计数等潜在的丰度指数，应通过可靠的丰度估计进行验证。
野生动物保护与管理的长期监测通常需要无偏的丰度估计或指数，以便推断时空趋势。年存活率（annual survival）的估计同样有用，因为存活率估计能提供对种群趋势的机制性理解并改进种群预测。标记重捕（Capture-Mark-Recapture, CMR）方法通常允许估计性别特异的丰度、存活率及其他参数，因此是许多长期监测计划的核心。CMR常被应用于常见的两栖动物监测方法，包括水生漏斗陷阱捕捞、遮盖板（coverboards）或其他人工覆盖物的使用，以及沿漂移栅栏进行搜索或诱捕。使用漂移栅栏时，生物学家可以实现对水体中所有繁殖个体近乎完整的计数，而其他方法只能检测到个体的一个子集，若个体可被识别，则可通过重复的CMR调查来估计丰度。种群也常使用诸如卵块计数等指数进行监测，这些指数预期与繁殖雌性的数量密切相关。
尽管监测两栖动物的方法已经确立，但其复杂的生活史给人口统计学参数估计带来了诸多挑战。例如，跨生命阶段（卵、水生幼体以及陆生幼体和成体）采样个体十分困难，因为个体不易被标记以供后续识别，且其活动期通常受时间限制。因此，一些常见的监测方法存在已知的偏差。例如，在短暂的交配期间使用水生漏斗陷阱捕获成年斑点钝口螈，可能导致丰度和性别比的估计出现偏差，原因包括雄性在交配期间活动性增强、对被困同类释放的化学线索的性别特异性排斥或吸引反应（例如雄性被被困雌性吸引），以及个体在繁殖地的短暂停留时间。鉴于雌性被认为是斑点钝口螈的限制性性别，有偏的性别比估计可能导致不准确的种群预测。此外，穴居两栖动物隐秘和害羞的特性也可能导致低检测概率或检测概率的个体异质性，除非仔细考虑，否则都会导致有偏的丰度估计。作为危机中的哨兵物种，监测两栖动物至关重要，尤其是在受干扰最小的环境中，这些环境为保护评估提供了宝贵的基线种群和生活史信息。
评估方法论对于设计长期监测和管理计划至关重要，其中方法应在时间上具有可比性以推断人口统计学参数。一种评估偏差和理解监测方法局限性的方法是同时采用多种方法，即使仅持续短暂时间。例如，使用遮盖板和自然覆盖物对东部红背蝾螈（Plethodon cinereus）的监测表明，遮盖板检测到的成体与幼体比例更高，而两种方法的性别比相似。很少有研究者同时应用多种监测方法来评估方法选择如何影响两栖动物人口统计学参数的估计或指数，这可能是因为实施多种方法需要大量的精力、资源和成本。此外，很少有多种采样和统计技术以能够跨方法和时空尺度比较其有效性的方式进行组合。
斑点钝口螈在其地理分布范围内，特别是美国东部中北部地区，已被广泛研究其种群统计、生活史和生态学。与肺溪科（Plethodontidae）蝾螈和一般两栖动物类似，斑点钝口螈已被用作栖息地破碎化、环境污染和应对环境变化的指示物种。研究人员在加拿大安大略省阿尔冈昆省立公园（Algonquin Provincial Park, Ontario, Canada）对一个斑点钝口螈种群进行了14年的研究，该地位于该物种分布的北部区域，是一项长期两栖动物监测计划的一部分。在整个研究期间，研究人员采用了多种监测方法来估计人口统计学参数并克服任何单一方法的局限性。其目标是加强对蝾螈的长期种群监测。因此，研究目标为：1）总结该北方斑点钝口螈种群的人口统计学参数（年存活概率、丰度、性别比）；2）通过将三种常见监测方法（水生漏斗陷阱、卵块计数、遮盖板监测）的估计结果与漂移栅栏调查获得的计数进行比较，评估这三种方法对丰度和性别比估计所施加的偏差；3）评估建模捕获概率的个体异质性是否能够克服人口统计学估计中的偏差。
**研究区域**
斑点钝口螈广泛分布于北美东部。陆生幼体和成体需要森林，并与小型哺乳动物的洞穴有关联，这些洞穴提供了通往地下避难所的通道。成体在冬末或初春根据降水和非冰冻温度线索，夜间迁移到繁殖水体。斑点钝口螈依赖水体，特别是无鱼的临时池塘（ephemeral pools）进行交配、产卵和幼体发育。
研究人员于2008年至2021年间，每年在加拿大安大略省阿尔冈昆省立公园西部高地的蝙蝠湖（Bat Lake, 45.6° N, 78.5° W）研究该种斑点钝口螈的种群和繁殖生物学，该地属于低纬度的北方湿地地区。蝙蝠湖天然呈酸性（pH 4.6）且无鱼，拥有3.4公顷的开放水面面积，平均深度4.5米，最大深度8.3米。蝙蝠湖是一个永久性水体（即始终有水）。因此，在蝙蝠湖繁殖的蝾螈种群不像在临时池塘繁殖的种群那样会遭遇繁殖失败，这使得蝙蝠湖种群的动态独立于水文周期。更多关于蝙蝠湖的信息可参考Moldowan et al. (2022)。
**方法**
**监测方法**
研究人员在繁殖季节使用了四种方法对斑点钝口螈进行调查：水生漏斗陷阱（2008–2019年）、漂移栅栏调查（2018–2019年，2021年）、遮盖板调查（2019–2020年）和卵块计数（2008–2021年）。他们将蝙蝠湖每年的蝾螈繁殖季定义为观察到首个卵块与卵块计数达到最大值之间的时间段。随后卵块计数的下降与蝾螈捕获的结束一致，代表了卵块捕食和其他损失来源，例如卵块偶尔从附着基质上脱离。2008年至2019年，蝙蝠湖斑点钝口螈的平均首次繁殖日期为4月26日（范围：4月7日-5月9日）。他们将漂移栅栏调查视为对繁殖种群近乎完整的计数，因为几乎所有进入湖泊的个体都会被拦截和计数。其他方法产生的则是繁殖种群的年度估计或指数。
* **水生漏斗陷阱（2008–2019年）**
在湖泊冰融化后，研究人员部署了无诱饵的双端水生漏斗陷阱，也称为米诺鱼陷阱（minnow traps）。他们以固定的间隔（8-10米）在蝙蝠湖周边分布陷阱（每年48-51个）。陷阱部分浸没至约3米深，具体深度取决于湖岸地形。在整个繁殖季节，他们每天检查所有陷阱以捕获成年蝾螈。捕获后，他们测量了吻肛长（snout-vent length）和体重，鉴定性别，并通过单个趾刻（toe clip）标记蝾螈以标识其捕获年份。他们为个体分配了身份代码，并在标准化背景上对其进行了线性姿势的数字摄影。他们使用交互式个体识别系统经典软件（I3S version 4.0.2）将照片编入识别数据库。他们通过趾刻识别重捕个体，然后使用I3S中独特的斑点图案进行个体识别。当连续3天没有捕获，且与繁殖季节结束时成年蝾螈大量迁出湖泊相吻合时，他们停止陷阱捕捞。然而，如果水下陷阱深度的水温达到10°C，他们会提前终止捕捞以防止暴露于淹没导致的缺氧（anoxia）。由于COVID-19大流行期间的野外工作中断，2020年或2021年未进行任何水生漏斗陷阱捕捞。
* **漂移栅栏与陆生漏斗陷阱（2018–2019年，2021年）**
2017年夏末，他们用漂移栅栏（drift fence）环绕蝙蝠湖周边（约1,000米），以拦截迁往和迁出湖泊的成年蝾螈。栅栏由46厘米高的钢板条（steel flashing）构成，由木桩支撑。栅栏埋入地下8-10厘米以防止地下穿越，因此地上高度为36-38厘米。栅栏通常位于距离湖岸25-50米处，具体位置由当地地形和植被决定。他们沿栅栏长度每大约10米间隔放置双端陆生漏斗陷阱，并辅以自然和人工覆盖物，以捕捉两栖动物并为其提供掩护；否则，栅栏两侧约0.5米范围内保持无碎屑，以便观察和捕捉栅栏附近的蝾螈。栅栏有两处缺口，总长约20米（不到栅栏周长的1%），以容纳一条公共步道。他们在栅栏断裂处安装了端盖和陷坑（pitfall traps），以最大限度减少两栖动物的穿越。在整个繁殖季节，他们每晚（通常在21:00-00:00）和白天（通常在9:00-12:00）进行漂移栅栏调查。调查包括检查所有陆生漏斗陷阱、陷坑和栅栏边的覆盖物，并寻找空旷区域的动物。夜间调查的时机旨在确保在两栖动物到达后尽快完成捕捉、处理和转移至栅栏另一侧的工作。由于COVID-19大流行，他们在2020年春季未进行漂移栅栏采样。在采样期之外，他们通过定期用泥刀在栅栏下方挖掘（undercutting）以及沿周边每20米打开1米长的栅栏段，使栅栏对两栖动物的迁徙具有渗透性。漂移栅栏无法捕捉非迁徙的幼体、非繁殖成体、活动范围和越冬地位于湖岸与漂移栅栏之间区域的成体，以及穿越栅栏的未知但预计比例较小的蝾螈。
* **遮盖板（2019–2020年）**
他们在蝙蝠湖周边分布了50个遮盖板（coverboards），间隔约20米，且位于蝙蝠湖湖岸50米范围内。遮盖板放置在森林地表未受干扰的落叶层和粗木质残体（coarse woody debris）周围的平坦土壤上。研究中使用的遮盖板由当地的北美乔松（Pinus strobus）切割而成，参照了Davis (1997) 使用的样式。底板长76厘米，宽20厘米，厚5厘米，并带有凸起的木条（laths），以在底板和覆盖板之间容纳一个小空间。遮盖板在附近的森林地点进行了1-3年的风干处理，然后于2017年秋季部署到蝙蝠湖，早于2018年春季采样期。他们每7-10天检查一次遮盖板是否有蝾螈存在，这是一个旨在平衡场地扰动和数据收集的最佳实践。遮盖板采样发生在2019年春季（5月-6月）、2019年秋季（9月-10月）和2020年秋季（9月）。
* **卵块计数（2008–2021年）**
他们将每年的最大卵块计数用作繁殖雌性数量的指数。斑点钝口螈的卵块显眼且发育期约一个月，这使得该生命阶段非常适合确定物种存在和相对丰度。当天气条件允许时，他们在整个繁殖季节每天进行全湖卵块计数。他们借助偏光太阳镜，划着小船（jon boat）绕湖周植被边缘探测和计数卵块。斑点钝口螈产生的卵块有三种颜色变体：透明（clear）、中间色（intermediate）和浑浊（cloudy）。蝙蝠湖的斑点钝口螈通常产生显眼的浑浊卵块颜色变体（每年≥95%的卵块），中间色（4-5%）和透明（<1-2%）变体不常见。研究人员认为高比例的浑浊卵块和近乎每日的采样将导致计数与产下的卵块数量密切匹配，或至少能作为繁殖雌性丰度的代表性指数。他们在卵块数量达到峰值后3-10天或当水生陷阱连续3天未捕获到斑点钝口螈（标志着繁殖期结束）时停止卵块计数。在COVID-19大流行导致工作中断的2020年，他们在预期繁殖期结束时仅进行了3次卵块计数以获得最大卵块计数。
**标记重捕分析**
研究人员使用了12年（2008-2019年）水生漏斗陷阱捕获的斑点钝口螈的遭遇数据进行标记重捕分析。他们构建了一个遭遇历史矩阵（encounter histories matrix），总结每个个体每年是否被捕获（1）或未被捕获（0）。
初步的雄性遭遇历史建模表明，捕获概率存在显著的个体异质性。因此，他们的数据集提供了一个机会，来评估在一个部分年份因漂移栅栏调查而已知繁殖雄性和雌性数量的种群中，与捕获概率个体异质性相关的偏差。因此，他们比较了使用考虑和未考虑捕获概率个体异质性的模型估计的年度繁殖丰度。
他们使用Link and Barker (2010: 257-258) 提出的代码修改版来估计年度繁殖丰度、存活概率和捕获概率，该代码用于拟合Jolly-Seber模型的状态空间形式。Link and Barker (2020) 的代码使用数据增强方法拟合了模型的超级种群参数化（superpopulation parameterization），即在遭遇历史矩阵中添加代表假设未捕获个体的零行，然后对这些个体的存在及其进入种群的年份进行建模。额外行的数量必须大于最大合理的未观察个体数量，以避免限制丰度估计。
数据增强方法便于纳入捕获概率的个体异质性，因为可以通过对观察个体的层次建模，将随机效应分配给假设个体。除了个体随机效应，他们还使用随机效应来模拟存活率和捕获概率的年际变化。因此，每个个体(i)每年(j)的存活率（和捕获概率）被建模为：
（公式略）
其中 和 分别是存活率和捕获概率的截距， 和 是年际随机效应， 是捕获概率的个体随机效应。随机效应分别从均值为零、标准差为 、 和 的正态分布中抽样。为了评估考虑捕获概率个体异质性的影响，他们在不考虑 和 的情况下运行了模型，并将模型分别拟合于每个性别的数据。为了评估存活率和捕获率的性别差异，他们然后将完整模型的双性别版本拟合于两个性别的数据，即存活率和捕获函数被修改为：
（公式略）
其中 和 是性别效应， 是个体的性别（0 = 雄性，1 = 雌性）。在双性别模型下，超参数 、 和 被假定对两个性别相等，年际随机效应被假定平行作用。
他们使用OpenBUGS 3.2.3拟合模型。在每个模型至少10,000次的预烧（burn-in）之后，他们获得了至少40,000个马尔可夫链蒙特卡洛（Markov chain Monte Carlo, MCMC）样本，运行了2条MCMC链，并使用Brooks-Gelman Rhat统计量和链的视觉检查来检查收敛性。他们通过检查超级种群规模（研究期间种群中个体的总数）的后验分布来检查增强是否足够，并发现在该分布不再明显截断之前需要添加12,000只雌性和14,000只雄性。他们最初对所有参数使用了无信息先验（uninformative priors），但对于双性别模型，发现需要有信息先验（informative priors）才能收敛。每个模型在配备Intel? Core? i5-1135G7处理器的笔记本电脑上运行需要4-6天。
**比较不同采样方法得到的人口统计学参数**
蝙蝠湖漂移栅栏调查预计能提供对繁殖蝾螈近乎完整的计数，为与其他野外采样和标记重捕方法进行比较提供了基线。他们将水生漏斗陷阱数据的Jolly-Seber丰度估计值（2008-2019年）与漂移栅栏调查计数（2018-2019年，2021年）进行了比较。他们还将漂移栅栏调查得到的雄性和雌性相对丰度（性别比）与水生陷阱调查得到的性别比以及Jolly-Seber模型估计的性别比进行了比较。
对于卵块分析，他们使用皮尔逊相关系数（Pearson's correlation）检验了各年最大卵块计数的变化是否与Jolly-Seber模型估计的雌性丰度变化相关（2008-2019年）。在具有漂移栅栏调查数据的年份，他们比较了卵块数量与繁殖雌性总数的比率，以估计每只雌性产生的卵块数。
考虑到在遮盖板下观察到的蝾螈非常少，他们简要评论了遮盖板监测斑点钝口螈的效用，但未使用该数据进行统计分析。他们报告了年存活率和捕获概率的估计值。关于捕获概率，他们还评估了性别特异性差异和个体异质性，这可能解释了使用不同采样方法推断的表观丰度和性别比的差异。
**结果**
在2008-2019年的水生陷阱捕捞期间，他们共捕获了2,143只个体雄性斑点钝口螈，其中412只在至少一个后续年份被重捕。他们捕获了939只个体雌性，其中43只在至少一个后续年份被重捕。大多数个体仅被捕获一年（81%的雄性，95%的雌性），但一些雄性在12年中被捕获多达8次，一些雌性被捕获多达3次。雄性两次被捕获之间的间隔最长可达6年，其捕获历史跨越长达11年，而雌性两次被捕获之间的间隔最长可达5年，其捕获历史跨越长达8年。2018、2019和2021年对蝙蝠湖的漂移栅栏调查分别捕获了1,588、2,179和2,098只入境雄性斑点钝口螈，以及2,968、2,297和3,184只入境雌性斑点钝口螈。
在未考虑捕获概率个体异质性的Jolly-Seber（JS）模型下，雄性数量的年度估计值在420-1,671之间。在未考虑个体异质性的JS模型下，2018-2019年的雄性丰度估计值比漂移栅栏计数的雄性数量低约75%（即严重低估），且其95%可信区间（credible interval）的上限也远低于栅栏计数。相反，在考虑个体异质性的JS模型下，雄性丰度的年度估计值在1,118-5,078之间，2018-2019年的估计值与漂移栅栏计数密切匹配。根据考虑个体异质性的JS模型估计，雄性丰度在2008-2012年间迅速增加，然后从2012年到2013年下降，随后保持相对稳定。
在未考虑捕获概率个体异质性的JS模型下，雌性丰度的年度估计值在257-1,357之间。在未考虑个体异质性的JS模型下，2018-2019年的雌性丰度估计值比漂移栅栏计数的雌性数量低67%，表明存在严重低估。仅拟合雌性数据的考虑个体异质性的JS模型未能收敛，正如预期，因为雌性重捕数据很少。当使用无信息先验时，考虑个体异质性的双性别模型也未能收敛。然而，当基于雄性单独结果将先验约束在合理范围内时，该模型收敛了。由此产生的雌性年度估计值在981-4,927只之间。2019年的栅栏计数与95%可信区间一致，但2018年的栅栏计数大于95%可信区间，这表明即使考虑了个体异质性，2018年的雌性丰度仍被低估。与雄性类似，雌性丰度估计值表明在2008-2012年间丰度迅速增加，随后略有下降并趋于稳定。
水生陷阱捕获的成体年度性别比为雄性偏倚（雄性比例为0.67至0.81，或雄雌比为2.03:1至4.23:1）。相比之下，2018-2021年漂移栅栏拦截的成体性别比为雌性偏倚（雄性比例为0.35至0.49，或比例为0.54:1至0.95:1）。来自考虑个体异质性的双性别JS模型的雄性和雌性丰度估计值也显示雌性偏倚的性别比（雄性比例为0.41至0.49，或比例为0.71:1至0.95:1），种群在2013年后趋于稳定时变得更偏雌性。
2008-2019年间，最大年度卵块计数从2008年的990个到2017年的4,625个不等。2008-2019年间，年度卵块计数与雌性丰度的年度JS估计值呈弱相关性（考虑个体异质性的模型r = 0.22，未考虑的模型r = 0.44）。在具有漂移栅栏调查和卵块计数数据的年份，每只雌性的卵块数为：2018年1.23个，2019年0.78个，2021年0.77个。
在整个3个采样期（2019年春季、2019年秋季、2020年秋季）内，他们在遮盖板下未观察到任何成年斑点钝口螈。在2019-2020年期间，他们在遮盖板下观察到5只变态后的幼年斑点钝口螈。
根据双性别模型估计，平均年存活概率 ± 标准差（standard deviation）为雄性0.65 ± 0.03，雌性0.71 ± 0.04。参数 的95%可信区间（CRI）表明性别间存在边际证据（marginal evidence）的差异。他们估计平均年捕获概率 ± 标准差为雄性0.07 ± 0.02，雌性0.02 ± 0.004，且参数 的95% CRI明确显示性别间存在显著差异。存活率和重捕概率都存在显著的年际变化，超参数 和 的95% CRI显示了这一点。对于雄性，估计的存活率在各年间范围为0.36至0.85，平均捕获概率在各年间范围为0.02至0.20。也有明确证据表明捕获概率存在显著的个体异质性，超参数 的估计值为1.14，表明同性别个体间存在约50倍的差异。
**讨论**
本研究采用了多种同步采样方法，在14年间估计了斑点钝口螈的种群数量和人口统计学参数。研究人员评估了每种方法的偏差，并报告了四个主要结果，这些结果为了解其气候分布边缘的大型蝾螈种群的生态学提供了见解。首先，个体异质性在捕获概率中是明显的，当不模拟个体异质性时，年度种群数量被显著低估。其次，年度存活率估计随时间变化，范围约为40%至90%，且可能存在性别差异，雌性平均年存活率为71%，雄性为65%。第三，在水生陷阱中，雄性的年度捕获概率高于雌性，这意味着如果忽略捕获概率的差异，陷阱数据会显示雄性偏倚的性别比。然而，漂移栅栏调查（假设捕获概率几乎为1）显示性别比从雌性偏倚到接近均等不等，当考虑捕获概率后，陷阱数据的性别比估计也是雌性偏倚的。第四，最大卵块计数与估计的雌性种群数量仅呈弱相关，表明卵块计数最好作为相对丰度的粗略指数使用。
捕获概率的个体异质性发生在个体被捕获的倾向不同时，这种现象可能由行为差异或采样方法引起。如果个体被捕获的概率不均等，那么捕获概率是基于研究期间被捕获的个体来估计的，而这些个体可能不代表整个种群。因此，捕获概率被高估，种群数量被低估。在本研究中存在这种偏差的潜力，因为总体捕获概率非常低。在12年的水生陷阱捕捞中，蝙蝠湖斑点钝口螈两种性别的超级种群规模估计为24,140只（根据考虑个体异质性的双性别模型），表明3,082只被捕获的个体仅占该时期存活总数的13%。低总体捕获概率可能与蝙蝠湖的大小以及水生陷阱的被动（无诱饵）性质有关。雌性较低的捕获概率可能反映了它们在繁殖地的较短停留时间、更高的繁殖跳跃倾向以及一旦雌性被捕获，雄性对陷阱的集群效应。
研究人员强调，在存在个体异质性的情况下，检测并考虑捕获概率的个体异质性对于获得无偏的种群数量估计是必要的。他们的年度栅栏计数代表了对年度繁殖出动数近乎完整的调查，但不一定代表整个成体种群，因为蝾螈可能在某些年份跳过繁殖。当模拟了个体异质性时，来自水生陷阱的雄性丰度估计与栅栏计数密切匹配，这表明估计是无偏的，并且很少有雄性跳过繁殖。在双性别模型下的雌性丰度估计在两年中有一年与栅栏计数不一致，但考虑到由于重捕不足而无法直接模拟雌性的个体异质性，这种不准确性并不令人惊讶。当未模拟个体异质性时，栅栏计数远超丰度估计的可信限，表明存在严重低估。虽然他们没有评估本研究中观察到的高个体异质性的潜在机制，但他们认为这可能反映了归巢性（philopatry）：Ambystoma物种已知会使用繁殖地的进出路线，并且考虑到陷阱位置在研究期间通常是固定的，一些个体每年在其繁殖区域遇到陷阱的可能性相对较高，而其他个体的繁殖区域可能落在固定的陷阱位置之间。未来的研究应考虑采用轮换陷阱位置的采样设计，以测试是否能提高对具有高地点忠诚度（site fidelity）的池塘繁殖两栖动物的采样结果（即检测概率）。正如本研究所展示的，通过在标记重捕模型中纳入捕获概率的个体异质性，也可以解决采样偏差问题。
他们无法计算漂移栅栏的穿越率（trespass rate），但承认存在多种可能的穿越途径。蝾螈可能在栅栏上找到缺口（例如，<1%的栅栏长度是开放的以容纳公共步道），或通过地下洞穴爬过或钻过栅栏（从未观察到成年斑点钝口螈攀爬栅栏）。其他对蝾螈的研究估计漂移栅栏的穿越率在6-68%（Dodd 1991）、9-38%（平均20%；Trenham et al. 2000）和<15%（Windmiller 1996，引自Regosin et al. 2005）之间。蝾螈有可能永久生活在湖岸和漂移栅栏之间的区域，因此不会被拦截。漂移栅栏靠近湖岸以及湖岸附近明显缺乏高质量栖息地，这使得他们认为蝾螈在栅栏靠湖一侧定居的情况相对较少，尽管这一点未被量化。如果穿越发生在他们的漂移栅栏，并且存在近湖定居点，那么他们的漂移栅栏计数可能低估了繁殖种群数量。
他们估计的平均年存活率与之前报道的Ambystoma属的数据一致，尽管大多数研究中存在相当大的不确定性。大多数蝾螈种群的表观存活率估计源自小型临时池塘（<0.1公顷）的漂移栅栏调查，这往往会产生较高的捕获概率估计和较小的存活率估计置信区间。他们的平均存活率估计与之前研究的相似性值得注意，因为：1）他们的研究地点（3.4公顷水面面积，600米湖岸线）比其他已发表的研究大得多，并且相对于其规模和水体体积的采样投入相对较低（每8-10米湖岸线一个陷阱）；2）这个北方种群经历了相对严酷的环境条件，预计会导致较高的年死亡率。例如，蝙蝠湖（北纬45°，海拔450米）区域性高地所经历的气候条件通常与物种分布边缘附近的地区相似。蝙蝠湖蝾螈用于资源获取的时间（定义为蝾螈繁殖后且推测正在觅食的非冰冻期）估计约为150天（5月20日至10月15日），仅占一年的41%。同样，漫长的冬季休眠期预计会给生存带来挑战，而休眠期持续时间的年际变化与春季身体状况的年际变化呈负相关。
蝙蝠湖的成体存活率与其他种群相似，表明其显著适应了当地环境。地方适应性得益于较大的种群规模，因为较大的种群可以发生更多有益突变，并且选择在固定有益突变方面更有效。他们估计蝙蝠湖斑点钝口螈的年度丰度范围约为2,000至9,000只，远超过其他Ambystoma种群报道的丰度。蝙蝠湖的大小、永久性水文周期、无鱼以及周围完整的景观可能是解释蝾螈绝对丰度的重要因素。然而，与其他研究相反，他们观察到存活率存在较高的年际变化。存活率的年际变化与地方适应性并不矛盾，可能只是与该物种气候分布边缘附近的环境条件相关的挑战有关。2012年至2013年间估计的蝾螈丰度和存活率的显著下降，与蝙蝠湖同期陷阱线上小型哺乳动物数量的崩溃一致。小型哺乳动物的丰度（斑点钝口螈主要依赖其洞穴）和气候将是值得研究的因素，以解释年际蝾螈存活率的变化。
蝙蝠湖斑点钝口螈雌性存活率略高于雄性，这与之前对Ambystoma性别特异性存活率的少数研究形成对比。Husting (1965) 在唯一可用的斑点钝口螈性别特异性存活率估计中计算出雄性存活率高于雌性，并且大多数Ambystoma物种的存活率估计也报告了较高的雄性存活率，但并非全部。尚不清楚为什么Ambystoma的雄性通常具有比雌性更高的存活率。雄性体型小于雌性，雄性可能在水域繁殖地花费更多时间，并且尽管一些研究表明两性都可能跳过繁殖，但雄性跳过繁殖季节的可能性可能低于雌性。这些特征可能与因暴露于捕食而导致的雄性死亡风险增加有关，因此似乎令人惊讶的是Ambystoma雄性通常具有比雌性更高的存活率。雌性存活率可能因繁殖跳跃、低捕获概率以及研究持续时间不足以准确估计不规则繁殖出动情况下的存活率而经常被低估。他们在考虑检测概率差异的情况下，直接从标记重捕数据估计了雌性存活率，他们观察到的较高的雌性存活率也解释了他们研究中发现的雌性偏倚性别比。
来自水生漏斗陷阱的原始捕获数量显示雄性偏倚的操作性性别比（operational sex ratio，即特定年份繁殖个体的性别比）。相比之下，漂移栅栏调查和考虑捕获概率的模型则显示雌性偏倚的操作性性别比。Ambystoma蝾螈具有带有异型性染色体（heterogametic sex chromosomes）的遗传性别决定机制，且变态后幼体的性别比约为1:1。假设招募者的性别比为1:1，在稳定种群中，每只雌性的成年雄性数量预期为 ，其中 和 分别是雌性和雄性的年存活概率。使用平均值 和 ，蝙蝠湖斑点钝口螈的稳定性别比预期为每只雌性0.83只雄性，或45%为雄性，这与研究后期估计的种群性别比一致。除了差异化的存活率外，两栖动物的性别比可能因净迁出、成熟年龄或繁殖频率的性别差异而倾斜。
繁殖丰度、卵块沉积和幼体招募可以显示出Ambystoma种群在十年时间尺度上的显著波动。卵块计数可以是一种具有成本和时间效益的两栖动物种群监测方法；然而，计数的准确性和精确性因种群和物种而异。池塘繁殖两栖动物通常在每次繁殖活动中产生一个卵块，导致繁殖雌性与卵块的预期比为1:1。然而，已知雌性斑点钝口螈在一个繁殖季节会沉积2-4个卵块，并且每个雌性的窝数可能随环境因素而变化，这些因素可能反过来影响繁殖出动情况的估计。总卵窝大小、胚胎氧气供应、雌性的能量消耗和停留时间、雌性和胚胎被捕食者捕食的脆弱性以及产卵期间的干扰之间的权衡，可能影响最优的产卵分配策略。
尽管一些研究人员使用斑点钝口螈卵块作为种群数量和趋势的代理指标，但卵块计数与雌性繁殖出动情况密切匹配的假设直到最近才得到检验。Homan et al. (2018) 报告年度卵块计数与漂移栅栏计数的繁殖雌性斑点钝口螈呈正相关（r = 0.71, P = 0.07, n = 7年），Davis et al. (2018) 发现卵块计数与估计的雌性（r = 0.97）和雄性（r = 0.92）斑点钝口螈丰度（来自标记重捕研究）之间存在非常高的相关性。他们报告卵块丰度与雌性丰度估计值仅呈弱相关，虽然这可能部分反映了估计误差，但在有可用数据的年份，卵块计数与雌性漂移栅栏计数并不密切匹配。蝙蝠湖后续的卵块标记和调查数据表明，许多卵块在繁殖期过程中消失（例如捕食、波浪作用位移、沉入深水），这可能解释了繁殖出动情况与卵块计数之间的弱关系。仅依赖卵块计数数据推断相对丰度和种群趋势时需要谨慎，因为准确的卵块计数可能反映年度繁殖努力，但不一定反映雌性丰度。了解两栖动物种群和物种是否偏离卵块数量与产卵雌性数量的1:1比率，以及是否证明条件依赖性繁殖（condition-dependent reproduction），是相关的。
他们在遮盖板下未捕获到任何成年斑点钝口螈。类似地，Pearce and Venier (2009) 在安大略北部进行的3年遮盖板调查中仅记录到一只斑点钝口螈。蝙蝠湖周围的森林主要由成熟的针叶树组成，具有丰富的自然地面覆盖物，并支持着强大的穴居小型哺乳动物群落。斑点钝口螈的地下习性和短暂的近地表活动，加上丰富的洞穴和自然覆盖物，可能导致遮盖板在本研究地点无效。
**管理启示**
他们强调了本研究得出的五个主要管理启示。首先，他们的长期研究强调了在估计Ambystoma蝾螈丰度时考虑捕获概率个体异质性的潜在重要性。他们的建模基于12年水生陷阱的标记重捕数据，并在部分年份使用了漂移栅栏以更好地估计两性的总繁殖丰度。虽然漂移栅栏可能是估计丰度的黄金标准，但其维护需要大量资源，尤其是在大型研究地点，并且可能吸引捕食者，因此长期维持在后勤上可能很困难。使用水生陷阱资源消耗少得多，但本研究强调，陷阱数据必须在分析时注意捕获概率的异质性，这主要是因为捕获概率很低且具有性别特异性并因个体而异。然而，水生陷阱在长期内可能仍然非常有用。其次，来自水生陷阱的丰度估计可以准确近似漂移栅栏调查的计数。他们建议水生陷阱的部署应旨在减少捕获概率的个体异质性，也许可以通过结构化的方式随时间改变陷阱位置来实现。第三，与其他研究相反，他们发现总卵块丰度作为相对丰度指数在本研究系统中效用有限，因此，在任何使用卵块丰度作为雌性繁殖丰度指数的研究系统中，都需要对其进行验证。第四，遮盖板不是调查斑点钝口螈以及其他Ambystoma物种的有效方法。最后，对于像蝙蝠湖这样的大型蝾螈种群，年度种群估计可能波动数百或数千只个体，因此长期监测对于识别种群数量和结构的变异及趋势是必要的。批判性地评估两栖动物研究和监测方法的有效性，在我们快速变化的世界中对于它们的保护和管理尤为重要。
