《Biological Conservation》：Monitoring reintroduction success: a decade of restoring European bison in the southwestern Carpathians
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动物重引入（animal reintroduction）是恢复濒危物种和功能性生态系统的关键保护工具。重引入的结果仍存在异质性，且成功往往缺乏明确界定。本研究系统评估了喀尔巴阡山一项欧洲野牛（Bison bonasus）重引入计划的成功程度。与存活、移动、增长
动物重引入（animal reintroduction）是恢复濒危物种和功能性生态系统的关键保护工具。重引入的结果仍存在异质性，且成功往往缺乏明确界定。本研究系统评估了喀尔巴阡山一项欧洲野牛（Bison bonasus）重引入计划的成功程度。与存活、移动、增长和遗传亲缘关系相关的指标，为早期阶段重引入进展提供了关键信息。明确界定、切实可行且经费充足的指标，能够支撑适应性管理（adaptive management）并为重引入结果提供依据。
全球动物种群普遍严重下降，主要归因于栖息地转换与过度开发。许多物种现今仅存于小种群中，并已从其历史分布区的广大区域消失。大型动物（megafauna）因其内在脆弱性、狩猎压力及与人类的冲突而受到不成比例的影响。大型动物的广泛消失令人担忧，鉴于其在维持生态系统功能（如养分与碳循环、塑造植被结构）中的核心作用，这些功能在许多地区已丧失或大幅削弱。因此，在保护现存大型动物种群的同时，恢复已丧失的生态功能需要在物种历史分布区内重建已灭绝的种群。营养级再野化（trophic rewilding）旨在通过重引入功能上重要的物种来恢复生态过程。多项重引入行动已在此框架下开展，如将灰狼（Canis lupus）重引入黄石国家公园、美洲野牛（Bison bison）重新影响食物网、植被与生态系统功能。这些成功表明，营养级再野化可恢复生态系统中的自上而下效应；若推广至更广阔的景观，则可能增强生态系统韧性并有助于减缓气候变化。这一认识为营养级再野化带来了相当大的推动力。营养级再野化取决于能否成功地将大型动物重引入其历史上已消失的景观。这具有挑战性，因为重引入涉及复杂的社会—生态相互作用，并可能产生意外结果。成功取决于有利的社会经济与制度环境，包括持续的资金支持，尽管这些条件往往随时间变化或与保护资金的其他优先事项相冲突。物种常被重引入至假设适宜的景观中，然而对于生态位已截断的物种或圈养繁殖个体而言，适宜性难以推断，因为圈养个体行为可能与野生个体不同。此外，当代景观已历经广泛的人为改造，要求回归的大型动物与人类共存，并应对其可能的气候影响，这可能引发冲突并危及成功。鉴于上述挑战，许多重引入项目以失败告终。因此，对重引入种群进行监测对于指导适应性管理、最大化重引入成功机会至关重要。这引出了关于如何界定和监测重引入成功的实际问题。重引入成功并非单一结果，而需要在不同阶段达成里程碑：（i）释放后建群（post-release establishment），（ii）种群增长，最终（iii）形成自我维持的、可存续的种群。释放后建群取决于释放个体能否在陌生景观中获取关于资源与风险的空间知识。因此，探索行为应在释放后立即占主导，但随着动物熟悉景观并将活动集中于家域内而下降。若个体在释放地附近位移有限且存活率高，则可能表明当地条件支持建群；而长期或大范围位移则可能反映重引入个体难以定位资源，从而增加死亡风险，尤其当位移发生在不适宜栖息地或易发人兽冲突的区域时。一旦个体存活并繁殖，监测还应追踪种群增长，其特征是逐步形成具有年龄结构的种群，同时维持遗传多样性，因为小型重引入群体仍易受近交、人口统计学随机性和疾病的影响。只有当两个阶段（即释放后建群与种群增长）的成功被反复确认，重引入才能最终形成自我维持的种群。这需要大量时间，因而很少被监测和报道。这三个阶段的相对重要性和发生时机取决于物种生态学、栖息地条件、释放策略以及历史衰退驱动因素是否已被消除。因此，对重引入大型动物的研究采用了多样化的指标和成功定义，使得项目间比较困难，进而难以解读结果对保护实践的意义。释放后监测还需要大量时间、精力和资金，必须与重引入计划的其他组成部分（包括动物选择、运输、释放和冲突缓解）相平衡。因此，在重引入之前界定明确的、情境特异性的监测目标至关重要，这些目标可转化为短期和长期成功标准，使可行且有信息量的指标能够在重引入项目的不同阶段得到监测。欧洲野牛（Bison bonasus，以下简称野牛）为理解在恢复曾灭绝的大型动物时如何监测重引入成功提供了富有启示的案例。历史上，野牛曾广泛分布于从西欧到俄罗斯的区域，但在全新世经历了严重的种群下降和分布区收缩。数个世纪以来，该物种仅存于小型且破碎化的种群中，并于1919年在中欧、1927年在高加索灭绝。所幸，迁地保护（ex-situ conservation）使54头个体得以在动物园和繁殖中心保存下来，这一群体源自仅12头个体的基因库，其中仅1头个体代表高加索亚种Bison bonasus caucasicus。最终，首批野化重引入于20世纪50年代在波兰开展，随后的重引入使2024年野外野牛数量超过9700头。这一从灭绝边缘的恢复被广泛誉为主要保护成就。然而，大多数种群仍然规模小、孤立且依赖管理，使其易受近交、疾病暴发和种群下降的影响。许多种群栖息于人类改造的景观中，季节性饲草限制可能导致与当地社区的冲突。随着欧洲野牛日益被推广为营养级再野化的旗舰物种，评估这些限制如何影响重引入早期阶段十分重要。然而，迄今研究人员尚不清楚有任何欧洲野牛重引入行动对较长时期的进展进行过明确评估。本研究评估了2014年启动的罗马尼亚喀尔巴阡山欧洲野牛重引入工作前十年的结果。第一目标是确定第一阶段是否成功，即释放个体是否在重引入后成功建群，通过评估（i）基于野外巡护记录的存活情况，以及（ii）利用GPS追踪数据评估重引入个体的位移和种群随时间的空间扩张。第二目标是评估第二阶段成功与否，即确定重引入种群是否已进入种群增长期，通过非侵入性遗传监测（non-invasive genetic monitoring）评估（iii）种群丰度、尽可能区分重引入个体与野生出生个体，以及（iv）检测个体间遗传亲缘关系作为遗传多样性的度量。第三目标是量化监测这些指标的经济成本。综合来看，这使得研究人员能够评估从个体建群到种群水平恢复的重引入进展，并提供可迁移至其他重引入行动的实践指南。
研究区域位于罗马尼亚西南喀尔巴阡山的?arcu山区，景观海拔从380米至2200米，涵盖大陆性至高山气候，森林占主导（超过70%），以阔叶林和混交林为主，间有草地和林间空地。更广泛景观用于林业和农业，包括低地的放牧和小规模农业。该区域部分与Natura 2000保护区（IUCN IV类）重叠，并位于连接两个国家公园（IUCN II类，Retezat国家公园和Domogled-Valea Cernei国家公园）的廊道带内。该地区拥有欧洲最具多样性的大型哺乳动物组合之一，包括三种大型食肉动物和四种有蹄类，以及重引入的野牛。
释放策略方面，野牛于19世纪初在罗马尼亚灭绝。西南喀尔巴阡被认定为建立大型野牛种群的有前景区域，?arcu山区基于栖息地适宜性和当地利益相关者接受度而被选中。重引入由Rewilding Europe和WWF Romania协调，于2014年启动，个体来自欧洲各地动物园和繁殖中心的低地—高加索血统（Lowland-Caucasian line）。2014至2018年间，动物来自德国（22头）、瑞典（19头）、罗马尼亚（5头）、比利时（4头）、法国（4头）、意大利（4头）和瑞士（4头），选择主要取决于个体可获得性。2019年起，来源和释放前准备仅在德国Donaumoos和Springe设施内进行，另有10头来自瑞典。后期选择更注重补充先前重引入个体已代表的遗传多样性。2019年以前饲养条件缺乏详细信息，但自2019年起，Donaumoos的野牛圈舍为5至7公顷（依群体大小和圈舍配置而定），Springe圈舍面积约2公顷。两处设施中，动物均可获得草地天然饲草，并补充干草、枝条、特制颗粒饲料以及矿物质或微量元素补充剂。偶有苹果、胡萝卜和卷心菜等额外食物，包括用于口服兽医治疗。释放群体通常在运输前与其他个体分开管理以促进群体凝聚力。公牛维持于单身群，而青年母牛通常与一头较老母牛同舍以促进社会学习和群体稳定。转运中位年龄为两岁（范围六个月至11岁）。年释放群体平均11头，组成上每头雄性配两头雌性。动物使用专用牲畜运输卡车运送，从处理箱直接装载至运输拖车，通常需要化学保定以进行兽医检查、生物学采样和GPS项圈佩戴。转运一般在晚春或初夏进行，以确保释放后适应期有充足的饲草供应。2014至2024年间，共130头欧洲野牛被重引入至该地（42雄/88雌），除2022年外每年均有重引入。2014和2015年转运的动物因疾病出现健康问题，故在调查病因期间保留于适应围栏直至2016年夏季。然而，自2016年重引入群体开始，个体在适应围栏中留置两个月。转运后立即在围栏内提供补充饲喂以减少应激并促进向当地植被的过渡。补充饲草量在释放前逐步减至零。
监测框架方面，重引入最终可定义为当恢复的种群实现自我维持时即成功，但这通常在多数重引入行动的时间框架内难以有意义地证明。因此，在较短时期内评估重引入进展十分重要。重引入可设计为生物学实验，收集关于圈养条件、社会行为和释放后反应的详细信息。然而在实践中，如此密集的监测往往超出保护项目的技术和资金能力，因为项目必须将大量资源投入到重引入本身。因此，研究人员构建了一个实用的监测框架，将欧洲野牛重引入至西南喀尔巴阡的进展与可用野外采集指标评估的生态和人口学过程相联系。研究人员应用此框架评估释放后建群和种群增长的进展。这需要野外巡护以评估释放后死亡率、基于GPS追踪重引入野牛分析其从释放地的位移，以及基于广泛的粪便采样和个体遗传特征进行种群增长估计（遵循Wehrenberg等（2024）的协议）。随后研究人员解读这些指标以确定重引入在其首个十年是否显示出成功证据。
释放后建群评估方面，评估释放后建群需要确定重引入个体能否在从圈养到陌生景观的过渡中存活，并由此形成使其随时间能够定位和利用当地资源的空间利用模式。因此，研究人员通过围绕适应围栏的每日巡护监测重引入后的存活情况，主要旨在评估释放前重引入个体的健康状况。释放后，巡护在适应围栏附近和更广泛景观中继续进行。健康问题被报告给兽医人员，尽管干预往往不可行，因为动物在崎岖、茂密的森林地形中无法安全保定。当发现尸体时，收集组织和血液样本用于兽医诊断并检查死亡原因。然而，一起死亡事件因尸体高度腐烂而无法确定原因。所有发现的尸体均通过重引入前植入的微芯片与释放个体匹配。从抵达适应围栏到死亡或删失，对全部130头重引入个体的存活进行了分析。首先使用R包survival中实现的Kaplan-Meier已知命运估计评估总体存活率，95%置信区间基于Greenwood方差。确认死亡作为事件处理，而未记录死亡的个体在监测结束时删失。鉴于密集的监测努力（包括每周定期巡护以及其他监测活动，如用于种群大小估计和食性的数据收集、了解同域大型哺乳动物空间利用的痕迹调查），研究人员假设所有死亡均被检出。此外，整个景观中森林管理者和猎人的存在提供了进一步发现尸体的机会。随后使用对数秩检验（log-rank test）检验性别和释放方案之间的存活差异，将2019年起释放的群体归类为遵循标准化方案。最后，由于每个个体依次经历适应和释放后阶段，研究人员使用发病率（incidence rate）量化各阶段内的死亡率，估计为死亡数除以累积风险动物时间。研究人员估计了围栏内（抵达至释放之间）和释放后的风险时间，以每动物年死亡数进行汇总（一个个体的总存活天数除以365）。随着存活个体远离释放区，由于调查面积增加和密林中动物可检测性低，野外巡护变得效果下降。因此研究人员依赖GPS项圈监测释放后移动，并引导野外团队定位佩戴项圈个体以支持健康监测。因此，研究人员考虑GPS追踪数据评估空间利用，尤其关注从重引入围栏的位移和随时间的空间扩张。2014至2024年间，28头个体在运输至释放地前佩戴了GPS项圈。项圈设定为每2或3小时记录位置。由于野牛具有社会结构，项圈通常佩戴于群体中的领头雌性。一些成年雄性也因人兽冲突担忧（通常与公牛相关）而佩戴项圈。由于仅三个项圈以2小时间隔记录，研究人员排除这些个体以保持一致的3小时采样间隔。最终数据集因此包括25头个体（13雌12雄）。由于一些个体在适应围栏中停留数日，研究人员排除了围栏门打开后前14天的数据，以确保所有分析个体均在围栏外。随后研究人员考虑从释放围栏的位移和空间扩张作为互补指标量化释放后空间利用。对于每头追踪个体，研究人员估计GPS位置与围栏中心之间每日平均欧氏距离。时间性位移模式被广泛用于区分释放后的初始探索阶段与随后的稳定和定居，较长距离往往表明未能定居。由于欧洲野牛依赖饲草可获得性，研究人员还评估了季节变化对释放后位移的影响。季节定义为夏季（6—9月）、过渡期（秋春季）和冬季（12—3月）。仅位移可能反映围栏周围的受限移动。因此，研究人员还量化了每头个体使用的累积空间范围。研究人员有意未估计家域，因为家域反映稳定的空间利用，而重引入个体尤其在释放后立即可能表现出探索性移动。因此研究人员采用自适应局部凸包（adaptive local convex hulls，a-LoCOH），其在数据可能代表探索性移动时对空间范围的估计表现更佳。首先，研究人员在连续30天窗口内估计每头个体的累积空间范围。其次，通过计算每年的年度a-LoCOH（合并该年度可获得的不同个体数据）在种群水平汇总范围。最后，研究人员估计覆盖整个监测期、包含所有个体的总体a-LoCOH。
种群丰度与遗传亲缘关系评估方面，当少数个体占据有限区域时，估计种群大小最初较为直接，但随着种群增长和扩张而日益困难。大型动物普查（包括野牛）通常基于直接计数，但在本案例中不可行。定点计数通常依赖冬季在投喂点的计数，然而欧洲野牛补充饲喂不被鼓励且在研究区未实施。崎岖地形和高森林覆盖也使野外调查耗时且成本过高，而红外相机陷阱（camera trapping）遭到部分当地利益相关者反对。非侵入性遗传调查（non-invasive genetic survey，NGS）是可行替代方案，因为所用SNP面板能够从非侵入性采集样本中可靠区分个体。因此，研究人员首先在2020和2021年通过沿GPS佩戴野牛的机会性粪便采集评估NGS在野外条件下的可行性。随后于2022年在由2016至2022年GPS追踪数据导出的最小凸多边形（MCP）所界定、栅格化为500米网格的区域内更广泛采样。四个调查队（每队两名受训观察员）于2022年7月和8月进行粪便调查。为最大化检测概率，调查努力分配于欧洲野牛偏好的草地和林隙栖息地。2024年，调查扩展至额外10公里缓冲区，以纳入未被追踪动物可能定殖的区域。野外团队旨在每月至少一次覆盖种群的整个空间范围，缓冲区则较零散覆盖，调查于2024年1月至2025年1月进行。粪便采集、DNA提取和个体区分遵循Wehrenberg等（2024）描述的标准协议。基于这些数据，研究人员估计了2022和2024年的欧洲野牛种群大小。由于野牛群居，空间捕获—重捕获模型（spatial capture-recapture model）在本案例中不适用，因此研究人员依赖非空间捕获—重捕获方法。研究人员使用R包capwire中实现的最大似然估计量分析各年捕获频率。具体而言，研究人员在去除重复记录以减少伪重复后，通过列表化每个遗传鉴定个体的检测情况，分别构建2022和2024年的捕获—重捕获历史。研究人员拟合双固有率模型（Two-Innate Rates Model，TIRM），其通过建模具有不同检测率的两个潜在个体类别来明确考虑捕获概率的异质性。假设种群封闭，因为调查覆盖了已知野牛范围以外区域而未检测到扩散个体，且新生儿因粪便尚未成形而被视为不可检测。研究人员使用非参数自助法（1000次重复）量化该估计的不确定性以导出95%置信区间。研究人员估计了所有成功基因分型个体间的成对遗传亲缘关系作为遗传多样性的代理。通过结合参考基因型（来自重引入个体）与粪便样本获得的基因型，研究人员能够量化重引入个体与野生出生个体之间的关系。具体而言，研究人员应用ML-Relate中实现的最大似然估计量和Colony（v2.0.6.5）中实现的全似然系谱重建框架来区分和指派亲属类别（即亲子（parent-offspring，PO）、全同胞、半同胞、无关对）。在全似然分析中，允许近交以及雌雄多配。所有个体均作为候选子代处理，依据记录的性别将母系和父系先验概率设为0.5。由于共识基因型源自重复SNP测定，研究人员设定了较低的每基因座基因分型错误率（0.0001）。考虑所得成对亲缘关系值和亲属类别，研究人员构建了亲缘关系网络，其中节点代表个体，边代表亲属关系。监测成本方面，研究人员量化了上述监测项目自2016年首次释放至2024年的总成本。释放后建群监测主要与GPS遥测和野外巡护相关。所有项圈均在运输前于繁殖中心佩戴于野牛，因此未产生额外的野外保定成本。每个GPS单元成本（包括项圈购置和年度服务费）为3600欧元。调查巡护包括人员成本（估计每人每月1900欧元）和燃料。种群发展监测包括野外人员、燃料和非侵入性遗传采样。非侵入性遗传分析（包括DNA提取和个体区分）每样本成本100欧元。
结果部分。释放后建群：2014至2024年间，记录到130头重引入欧洲野牛中有37头死亡（18雄、19雌），另有2头个体被转移至动物园，导致至2024年底已知存活的91头重引入个体。这些死亡中，15头死于适应期，22头死于释放后。37起记录死亡中，23起（62%）归因于2014—2016年群体的疾病，其中一些个体检测出蓝舌病病毒抗体阳性；2起（5%）归因于2017年群体的饥饿；8起（22%）归因于2018年群体第一个冬季适应不良相关的饥饿；3起（8%）归因于2024年个体诊断的病症，包括眼部疾病、分娩相关死亡和寄生；1起（3%）原因未确定。自抵达以来的存活率在三个月时为0.96（95% CI 0.93—0.99），一年时为0.81（95% CI 0.74—0.88），此后下降更缓至0.73的平台。适应阶段（即围栏内、释放前）的死亡率是释放后的四倍，适应期死亡率为每动物年0.179，释放后为每动物年0.041。此外，存活率因性别和释放方案而异。雌性一年存活率（0.91，95% CI 0.84—0.97；n=84）高于雄性（0.62，95% CI 0.49—0.79；n=42）。标准化方案释放的动物（2019年以来重引入的群体；n=68）存活远好于早期非标准化群体（n=58）：一年存活率分别为0.94（0.89—1.00）和0.66（0.54—0.79）。事实上，2019年后仅记录到四起死亡（2021年一起，2024年三起）。重引入野牛在整个监测期内均保持在释放地附近。在8419个个体日（25头GPS追踪个体）中，距释放地的中位距离为4.15公里（IQR 2.53—6.03公里），任何动物达到的最大位移为11.1公里。释放后第一年内，位移从第一个30天间隔的1.6公里（IQR 0.9—3.2，n=709）稳步增加至90—120天时的峰值5.4公里（IQR 3.4—6.8，n=720），之后下降并大致稳定在约4公里。位移也随季节变化，冬季最大（中位数5.77公里，IQR 3.56—8.20，n=2244个体日），过渡月份居中（4.13公里，IQR 2.59—5.80，n=3652），夏季最低（3.01公里，IQR 1.78—5.09，n=2523）。月度中位数在12月达到峰值（5.96公里），6月最低（3.0公里）。累积范围（a-LoCOH 99%）在第一年迅速增长，从30天时的2.4平方公里（IQR 1.8—5.3；样本量：24头个体）增至90天时的10.1平方公里（IQR 5.1—14.8；样本量：24头个体）、180天时的21.9平方公里（IQR 12.6—29.1；样本量：18头个体），以及360天后的41平方公里（IQR 40—48；样本量：9头个体）。在监测超过六个月的个体中，累积范围在释放后630天达到85.0平方公里。年度LoCoH面积从2018年的14平方公里（样本量：1头个体）增至2021年的95.1平方公里（样本量：15头个体）和2022年的105.6平方公里（样本量：15头个体）。综合所有年份和个体，总体范围为127.5平方公里。种群丰度与遗传亲缘关系：机会性粪便采集在2020年获得196份样本，2021年获得67份。2022年首次结构化粪便调查产生超过400公里搜寻努力，获得293份样本。2024年搜寻努力增至2126公里调查，在已知种群空间范围内获得400份样本，并在10公里缓冲区额外调查607公里，获得4份样本。基因分型成功率总体较高。2020年，65.3%的样本产生可用基因型，鉴定出29个不同个体，其中25个为已知重引入动物。2021年基因分型成功率增至89.6%，鉴定出43个个体，其中17个为已知重引入。2022年82.9%的成功率鉴定出94个个体，其中36个为已知重引入。2024年80%的成功率鉴定出147个个体，包括47个已知重引入。在所有年份中，研究人员共鉴定出188个不同个体，50个重引入个体和138个可能为野生出生个体。已鉴定个体的总体性别比例为63%雌性和37%雄性。重引入个体偏向雌性（即75%雌性、25%雄性），而野生出生个体为53%雌性和47%雄性。遗传捕获—重捕获估计表明种群规模大且在增长。2022年估计丰度为155头个体（95% CI：121—195）。2024年估计丰度增至211头个体（95% CI：209—290）。亲属类别高度重叠，亲子与全同胞显示完全重叠，但比无关对相距更远。重引入个体的完整已知系谱使研究人员能够进行亲属区分，鉴定出40对半同胞（估计亲缘度范围0.02至0.58）和2对全同胞（亲缘系数范围0.53至0.72）。总体而言，所有配对间成对亲缘关系值的分布强烈右偏于低亲缘度。仅少数配对超过0.5。网络表示突出了少数高度连接的个体。例如，个体WiSNP0086m拥有最多的亲属连接数（18），其次是WiSNP0137f（17）。在已知重引入个体中，AVWEN连接数最高（11）。监测成本：2016至2024年释放后监测总成本为788,300欧元。年度成本总体随时间增加，从2016和2017年的49,700欧元增至2024年的179,200欧元。在整个研究期内，人员构成最大成本部分，占75.2%（592,800欧元），其次是非侵入性遗传分析12.2%（96,000欧元）、GPS项圈11.6%（91,200欧元）和燃料1.1%（8,300欧元）。
讨论部分总结如下。重引入对于恢复受保护关注物种及其生态作用很重要，但评估成功仍是挑战。研究人员提出一个实用的监测指南，用于评估释放后建群和早期种群增长阶段的重引入结果，并以罗马尼亚喀尔巴阡山的一项欧洲野牛重引入行动为例。具体而言，研究人员追踪了重引入早期阶段的进展，并估计了2014—2024年期间的相关成本。在释放后建群阶段，初期死亡率高，2014—2016年重引入个体中近50%死亡。然而，在动物来源改善后死亡率显著下降。GPS追踪数据显示从释放地的位移有限，但空间逐步扩张达127平方公里，表明条件适宜且有足够的扩张空间。在种群增长阶段，非侵入性遗传监测表明从130头重引入动物增至2022年的155头（95% CI 121—195）和2024年的211头（95% CI 209—290），野生出生个体现已超过重引入个体。亲缘关系分析未表明采样个体间存在广泛亲缘关系，提示种群增长和反复补充迄今维持了遗传变异。通过展示如何在短时间尺度上评估重引入进展，本研究为动物重引入和适应性释放后管理提供了一种可调整的方法，提高了恢复可存续种群及其生态功能的可能性。一旦选定重引入地点，下一步是释放个体，圈养动物必须适应陌生环境。因此，存活是释放后建群的关键指标。在本案例中，早期建群以高死亡率为特征，主要在适应期或释放后不久。然而，一旦建立动物来源协议，仅发生四起死亡，而此前为33起。疾病是主要因素，尤其在首批群体中，诊断出蓝舌病，促使后续释放预防性推迟。蓝舌病是一种媒介传播的病毒性疾病，主要由库蠓（Culicoides）叮咬蠓传播，主要影响绵羊，但也影响其他家养和野生反刍动物。尽管欧洲野牛蓝舌病暴发鲜有记录，但先前报道受影响个体死亡率可高达20%。欧洲野牛如同许多从极小种群恢复的物种，易患疾病，凸显了释放前强制兽医筛查的重要性。然而，尽管有这些预防措施，蓝舌病仍影响了首批重引入群体。研究人员推测感染可能来源于共生物种，包括其他野生食草动物或家畜。适应不良则可能受重引入过程中应激或个体适合度的影响。尽管研究人员无法确定哪些具体圈养条件导致适应失败，但护林员的野外观察表明，2019年以前来源的个体体质往往较弱，尤其是2018年重引入者未能度过第一个冬季。然而，即使动物来源得当且释放地具有有利的生物气候条件，释放后建群仍可能因气候条件波动、忽视社会需求（尤其对欧洲野牛这类高度社会性物种）或出现社会政治障碍而失败。但在本案例中，动物来源是主要挑战，密集的早期监测使研究人员能够识别并解决该问题。随后死亡率的下降以及91头重引入个体可能存活，提供了建群成功的强有力证据。假设重引入地点条件有利，重引入动物最初应保持靠近释放地，而探索性移动可能增加能量成本和死亡风险，同时减少繁殖机会。在本研究地点，欧洲野牛从释放地的位移较低（4.15公里，IQR 2.53—6.03公里），且位移在冬季最高（中位数5.77公里，IQR 3.56—8.20），可能表明重引入动物追踪资源分布。尽管位移相对较低，由25头GPS佩戴个体代表的整个种群最终占据125平方公里，与欧洲野牛平均家域面积一致。然而，大多数GPS项圈运行不足一年，限制了研究人员区分探索性移动与季节性家域转移的能力，或确定个体是否移动至监测区域之外。尽管如此，2024年NGS在该范围以外的调查检测到的迹象很少，提示种群水平空间利用已在已知范围内基本稳定，范围外潜在探索有限。但研究人员承认，位移和空间覆盖表明动物移动多远和多广，而非如何利用栖息地。评估动物在何处及如何建立家域，在异质景观或释放地周围人类压力较大时尤为重要。然而在本案例中，两者似乎均非如此，因为欧洲野牛主要停留在森林景观内并远离人群。因此，研究人员将低位移和森林景观覆盖增加解读为该欧洲野牛种群已在?arcu山区成功建群的指标。一旦重引入个体在景观中建群，种群增长成为重引入行动超越释放后阶段的最清晰证据。本研究结果表明积极的种群轨迹，从2022年估计的155头（95% CI 121—195）增至2024年的211头（95% CI 209—290）。然而，这些估计源自两个独立的采样设计。2022年采样在较小区域和较短时期内进行，而2024年则扩展至全年。两次调查采集的样本量相近（2022年296份，2024年404份），表明覆盖野牛预期出现的区域将转化为更高的成本效益。尽管较长采样期带来更高的个体覆盖，但宽置信区间表明更高的不确定性，可能由于种群封闭假设未满足。研究人员建议未来调查应考虑较短的采样间隔用于种群大小估计，同时通过全年巡护继续机会性采样，以改善和扩展已知个体的遗传数据库。这在本文案例中证明特别有价值，因为研究人员在跨年份中鉴定出188个不同个体，包括138头野生出生野牛（考虑到早期重引入个体中36个缺失基因型）。这也使研究人员能够追踪性别比例随时间的变化，其起始于雌性偏倚的奠基者结构（75%雌性，25%雄性）。观察到的个体增加提供了短期种群学建群的强有力证据，可能由早期增长、高饲草可获得性以及无记录的捕食案例所促进。一致且密集的监测是评估长期种群状况和指导种群管理的关键，尤其在2019年之前。这证实了其他监测释放后种群的重引入行动的见解，其报告了类似的增长率，如阿曼的阿拉伯剑羚（Oryx leucoryx）或中国的普氏野马（Equus ferus przewalskii）。鉴于欧洲野牛经历的历史遗传瓶颈，维持遗传多样性很重要。SNP面板的开发已优化为以高可靠性区分个体，但仅凭非侵入性采样无法完全解析遗传亲缘关系，因为缺乏年龄等信息。因此研究人员无法完全区分同胞和亲子关系，这阻碍了整个种群的系谱绘制。虽然空间数据可分组以提示群体结构和潜在的重引入与野生出生个体，但由于重引入个体36份缺失样本，实践中无法实现。尽管如此，未发现遗传多样性丧失的证据，且后期重引入个体明显补充了遗传多样性，这是令人鼓舞的迹象。此外，监测鉴定出具有特别高繁殖成功的个体（尤其是雄性），这将有助于在未来的补充中与育种者一起确定个体。监测工作为适应性管理产生了关键信息，但也揭示了在偏远景观中监测大型食草动物重引入的后勤和资金需求。每种方法的价值在重引入不同阶段发生变化。GPS项圈在早期建群阶段信息量最大，此时个体移动和状况仍可直接评估，但在自由放养动物中项圈失效和更换变得不切实际后，其有用性下降。持续的野外存在对于检测死亡、健康问题和出现检测仍然核心，而非侵入性遗传采样在种群扩张且直接检测变得罕见后，成为个体识别和丰度估计更可行的方法。这些变化表明，监测本身应作为决策过程的一部分进行适应性设计，根据每个阶段灵活选择方法。人员成本是重引入工作的核心组成部分。然而，随着种群扩张超出原始项目区域或项目期限，涉及当地利益相关者的更广泛监测将日益必要。?arcu山区的欧洲野牛种群似乎现已越过最初最脆弱的阶段。这一认识得益于界定实用指标并确保监测的充足资金。然而，这一早期成功也取决于释放前后持续的社区参与，尤其是缓解探索性公牛游荡进入果园和农田所造成的紧张关系。约60公里外的第二个释放点因当地接受度差而被放弃。这说明社会容忍度可能比生态因素对重引入结果影响更大，且仅实现种群增长并不能确保重引入成功。同样，2025年末一次人畜共患病事件中25头个体的死亡表明，外部冲击可迅速抵消种群学收益，并提请关注项目期限之外监测的必要性，这可能需要制度化。更广泛而言，本研究为人类主导景观中的大型动物重引入提供了若干经验。第一，一般性重引入指南提供了必要基础，但实施取决于保护实践者与研究人员的密切合作，以界定可行目标、确定情境适当的指标，并预测所需监测的规模、时长和成本。第二，由于支配物种建群的条件因类群、重引入目标、释放策略和景观而异，更广泛的监测指南必须转化为情境特异性策略。第三，重引入行动不仅应报告成功结果，还应更系统地记录和分享失败，因为此类案例往往揭示种群建群和长期存续的最清晰限制。第四，随着营养级再野化行动日益增多，物种恢复和功能恢复应被视为相互交织的目标。重引入可逆转去动物区系化（defaunation）并恢复丧失的生态功能，但重引入行动的成功只能通过同时监测物种恢复及其生态影响的证据来证明。
结论翻译：?arcu山区的欧洲野牛种群似乎已越过最初、最脆弱的阶段；但这一早期成功取决于明确的监测指标、充足的资金和持续的社区参与，且种群增长本身并不等同于重引入成功，项目期限之外的持续监测与制度化仍然必要。
