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Warum gibt mein Modulo-Ausdruck keine Ergebnisse zurück?

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Ich habe einen großen Satz Höhenlinien mit 5 m und 10 m Schrittweite aus einer ArcGIS File Geodatabase (war kein Shapefile, wie bereits erwähnt).

Von Zeit zu Zeit muss ich die 5 m Zeilen im Viewer herausmodulieren. Bei einer Spalte "Kontur" sollte dies funktionieren (sollte es nicht?):

"Kontur" % 10 = 0

Es gibt jedoch 0 Zeilen mit dem Typ Double oder Integer zurück. Die Spalte enthält nur Werte von xx0 und xx5.


Vielleicht haben Sie dies in einer if-Anweisung. Wenn Sie 5 m Zeilen benötigen, funktioniert Modulo 10 nicht, Sie benötigen Modulo 5.

Abgesehen davon wird 0 in der Computersprache im Allgemeinen als äquivalent zu FALSE, 1 oder ungleich Null als WAHR angesehen. In einigen Sprachen ist dies explizit; Sie können auf = FALSE oder = 0 testen, dasselbe. FALSE ist nur eine eingebaute Konstante, die auf 0 gesetzt ist.

Mir ist klar, dass die Änderung Ihres Titels Ihre kontextuelle Betonung geändert hat, aber wahrscheinlich kommt die Mod daher.


Hfrhyu

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Ich habe UTM-Koordinatendaten XY und Z, die das Vorhandensein von Bergen anzeigen. Für Z habe ich nur binäre Daten.

Ich frage mich, wie kann ich es in ArcMap plotten?

Nachdem Sie wie @BERA gesagt haben, können Sie die Bergflaggen wie hier gezeigt nach Kategorie darstellen: desktop.arcgis.com/en/arcmap/10.3/map/working-with-layers/…

Ich glaube nicht, dass "Sedimente" das Gegenteil von "Bergen" sind.

CSK. dann können wir vielleicht Boden sagen. Die Daten, mit denen ich arbeite, beziehen sich auf Ton, Schluff, Sand und grobe Partikel. Vielen Dank für alle Antworten. Ich werde diese Methode morgen früh ausprobieren und euch die Ergebnisse mitteilen.

Ich habe UTM-Koordinatendaten XY und Z, die das Vorhandensein von Bergen anzeigen. Für Z habe ich nur binäre Daten.

Ich frage mich, wie kann ich es in ArcMap plotten?

Nachdem Sie wie @BERA gesagt haben, können Sie die Bergflaggen wie hier gezeigt nach Kategorie darstellen: desktop.arcgis.com/en/arcmap/10.3/map/working-with-layers/…

Ich glaube nicht, dass "Sedimente" das Gegenteil von "Bergen" sind.

CSK. dann können wir vielleicht Boden sagen. Die Daten, mit denen ich arbeite, beziehen sich auf Ton, Schluff, Sand und grobe Partikel. Vielen Dank für alle Antworten. Ich werde diese Methode morgen früh ausprobieren und euch die Ergebnisse mitteilen.

Ich habe UTM-Koordinatendaten XY und Z, die das Vorhandensein von Bergen anzeigen. Für Z habe ich nur binäre Daten.

Ich frage mich, wie kann ich es in ArcMap plotten?

Ich habe UTM-Koordinatendaten XY und Z, die das Vorhandensein von Bergen anzeigen. Für Z habe ich nur binäre Daten.

Ich frage mich, wie kann ich es in ArcMap plotten?

Nachdem Sie wie @BERA gesagt haben, können Sie die Bergflaggen wie hier gezeigt nach Kategorie darstellen: desktop.arcgis.com/en/arcmap/10.3/map/working-with-layers/…

Ich glaube nicht, dass "Sedimente" das Gegenteil von "Bergen" sind.

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Nachdem Sie wie @BERA gesagt haben, können Sie die Bergflaggen wie hier gezeigt nach Kategorie darstellen: desktop.arcgis.com/en/arcmap/10.3/map/working-with-layers/…

Ich glaube nicht, dass "Sedimente" das Gegenteil von "Bergen" sind.

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Ich glaube nicht, dass "Sedimente" das Gegenteil von "Bergen" sind.

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CSK. dann können wir vielleicht Boden sagen. Die Daten, mit denen ich arbeite, beziehen sich auf Ton, Schluff, Sand und grobe Partikel. Vielen Dank für alle Antworten. Ich werde diese Methode morgen früh ausprobieren und euch die Ergebnisse mitteilen.


Statistische Wörter

* Siehe den Bericht des gemeinsamen UNECE-UNODC-Treffens zur Kriminalstatistik vom 3. bis 5. November 2004 in Genf (http://www.unece.
org/stats/documents/ces/2004/48.e.pdf ) und auch der Bericht des gemeinsamen UNODC-UNECE-Treffens über Kriminalitätsstatistik vom 21.-23
Oktober 2008 in Wien ( http://unece.org/stats/documents/ece/ces/ge.14/2008/10.e.pdf ).
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INHALT
Zusammenfassung der Kapitel ix
I. Einführung in Viktimisierungserhebungen A. Zweck des Handbuchs 1
B. Geschichte der Opferbefragungen: evol.

* Siehe den Bericht des Gemeinsamen UNECE-UNODC-Treffens zur Kriminalstatistik vom 3. bis 5. November 2004 in Genf (http://www.unece.
org/stats/documents/ces/2004/48.e.pdf ) und auch der Bericht des gemeinsamen UNODC-UNECE-Treffens über Kriminalitätsstatistik vom 21.-23
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Zielgruppe – Rahmen – Stichprobe – Schätzungen 164

ix
Zusammenfassung der Kapitel
Kapitel I. Einführung in Viktimisierungserhebungen
Kapitel I dieses Handbuchs bietet eine Einführung in das Handbuch und seinen Zweck, eine kurze Geschichte von
Umfragen zur kriminellen Viktimisierung, Schlüsselbotschaften für politische Entscheidungsträger und einige Diskussionen über die Grenzen von
Umfragen zu Opfern von Straftaten.

* Siehe den Bericht des Gemeinsamen UNECE-UNODC-Treffens zur Kriminalstatistik vom 3. bis 5. November 2004 in Genf (http://www.unece.
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* Siehe den Bericht des gemeinsamen UNECE-UNODC-Treffens zur Kriminalstatistik vom 3. bis 5. November 2004 in Genf (http://www.unece.
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* Siehe die Prüfbericht des Gemeinsamen UNECE-UNODC-Treffens zur Kriminalstatistik vom 3. bis 5. November 2004 in Genf (http://www.unece.
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Zusammenfassung der Kapitel ix
I. Einführung in Viktimisierungserhebungen A. Zweck des Handbuchs 1
B. Geschichte der Opferbefragungen: evol.

* Siehe den Bericht des gemeinsamen UNECE-UNODC-Treffens zur Kriminalstatistik vom 3. bis 5. November 2004 in Genf (http://www.unece.
org/stats/documents/ces/2004/48.e.pdf ) und auch der Bericht des gemeinsamen UNODC-UNECE-Treffens über Kriminalitätsstatistik vom 21.-23
Oktober 2008 in Wien ( http://unece.org/stats/documents/ece/ces/ge.14/2008/10.e.pdf ).
Vorwort

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INHALT
Zusammenfassung der Kapitel ix
I. Einführung in Viktimisierungserhebungen A. Zweck des Handbuchs 1
B. Geschichte der Opferbefragungen: evol.

* Siehe den Bericht des gemeinsamen UNECE-UNODC-Treffens zur Kriminalstatistik vom 3. bis 5. November 2004 in Genf (http://www.unece.
org/stats/documents/ces/2004/48.e.pdf ) und auch der Bericht des gemeinsamen UNODC-UNECE-Treffens über Kriminalitätsstatistik vom 21.-23
Oktober 2008 in Wien ( http://unece.org/stats/documents/ece/ces/ge.14/2008/10.e.pdf ).
Vorwort

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Zusammenfassung der Kapitel ix
I. Einführung in Viktimisierungserhebungen A. Zweck des Handbuchs 1
B. Geschichte der Opferbefragungen: evol.

* Siehe den Bericht des Gemeinsamen UNECE-UNODC-Treffens zur Kriminalstatistik vom 3. bis 5. November 2004 in Genf (http://www.unece.
org/stats/documents/ces/2004/48.e.pdf ) und auch der Bericht des gemeinsamen UNODC-UNECE-Treffens über Kriminalitätsstatistik vom 21.-23
Oktober 2008 in Wien ( http://unece.org/stats/documents/ece/ces/ge.14/2008/10.e.pdf ).
Vorwort

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Zusammenfassung von Kapitel ix
I. Einführung in Viktimisierungserhebungen A. Zweck des Handbuchs 1
B. Geschichte der Opferbefragung.

* Siehe den Bericht des Gemeinsamen UNECE-UNODC-Treffens zur Kriminalstatistik vom 3. bis 5. November 2004 in Genf (http://www.unece.
org/stats/documents/ces/2004/48.e.pdf ) und auch der Bericht des gemeinsamen UNODC-UNECE-Treffens über Kriminalitätsstatistik vom 21.-23
Oktober 2008 in Wien ( http://unece.org/stats/documents/ece/ces/ge.14/2008/10.e.pdf ).
Vorwort

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Zusammenfassung der Kapitel ix
I. Einführung in Viktimisierungserhebungen A. Zweck des Handbuchs 1
B. Geschichte der Opferbefragungen: evol.


Danksagung

Dieser Artikel baut auf allen Beiträgen der Nahanni MERA 2-Teilnehmer auf, die durch die Zitate ihrer Beiträge aus dem Jahr 2007 in diesem Band bestätigt werden. Parks Canada hat diese Studie im Rahmen des MERA-Prozesses mit abteilungsübergreifender Anleitung von Indian and Northern Affairs Canada, der Regierung der Nordwest-Territorien, Natural Resources Canada und Environment Canada in erheblichem Umfang finanziert. Die Programmleitung bei Natural Resources Canada wurde von Margo Burgess, Managerin des Programms zur Umwelt- und Ressourcenbewertung des Sektors Erdwissenschaften, übernommen. Die Zusammenarbeit mit David Murray und Phil Wilson von Parks Canada erleichterte die GIS-Aufteilung der Ergebnisse in die Planungseinheiten. Kritische Rezensionen von Mark Mihalasky, Vesa Nykanen, Eric Grunsky, Tracy Lynds und Barham Daneshfar werden sehr geschätzt und haben zu einer viel klareren Präsentation dieser Arbeit geführt. Für die Bearbeitung durch Elizabeth Ambrose und die redaktionelle Unterstützung durch Sue Davis danken wir Ihnen. Dies ist der Beitrag des Geological Survey of Canada (GSC) Nr. 20070576.


Mutualistische Pflanzen-Tier-Netzwerke: Die Architektur der Biodiversität

Die für beide Seiten vorteilhaften Interaktionen zwischen Pflanzen und ihren tierischen Bestäubern und Samenverbreitern waren bei der Erzeugung der Biodiversität der Erde von größter Bedeutung. An diesen wechselseitigen Interaktionen sind oft Dutzende oder sogar Hunderte von Arten beteiligt, die komplexe Netzwerke von gegenseitigen Abhängigkeiten bilden. Zu verstehen, wie die Koevolution in diesen stark diversifizierten Mutualismen zwischen freilebenden Arten abläuft, stellt eine konzeptionelle Herausforderung dar. Neuere Arbeiten haben zu der eindeutigen Schlussfolgerung geführt, dass Mutualistische Netzwerke sehr heterogen sind (der Großteil der Arten hat wenige Wechselwirkungen, aber einige Arten sind viel stärker verbunden als zufällig erwartet), verschachtelt (Spezialisten interagieren mit Teilmengen der Arten, mit denen Generalisten interagieren) und baut auf schwachen und asymmetrischen Verbindungen zwischen den Arten auf. Sowohl ökologische Variablen (z. B. Phänologie, lokale Häufigkeit und geografische Reichweite) als auch die vergangene Evolutionsgeschichte können solche Netzwerkmuster erklären. Die Netzwerkstruktur hat wichtige Auswirkungen auf die Koexistenz und Stabilität von Arten sowie auf den koevolutionären Prozess. Mutualistische Netzwerke können somit als Architektur der Biodiversität betrachtet werden.

Tagebuch

Jährlicher Überblick über Ökologie, Evolution und Systematik &ndash Jahresberichte


CDC Wissenschaftsclips: Band 12, Ausgabe 35, 7. Oktober 2020

Bluthochdruck ist ein wichtiger vermeidbarer Risikofaktor für Herzerkrankungen und Schlaganfälle. Bluthochdruck kann auch zu gesundheitlichen Problemen wie chronischer Nierenerkrankung, kognitivem Verfall und schwangerschaftsbedingten Komplikationen führen. Gesundheitliche Ungleichheiten und Disparitäten bestehen in allen Aspekten des Bluthochdrucks, vom Bewusstsein über die Prävalenz, Schwere, Behandlung und Kontrolle der Krankheit. Bestimmte rassische und ethnische Gruppen haben höhere Bluthochdruckraten, niedrigere Kontrollraten und eine größere Belastung durch die damit verbundenen gesundheitlichen Folgen.

Der Call to Action des Surgeon General macht deutlich, dass Hunderttausende Leben gerettet und Fortschritte erzielt werden können, wenn wir die Kontrolle des Bluthochdrucks zu einer nationalen Priorität machen, die Unterstützung der Bevölkerung für die Kontrolle des Bluthochdrucks sicherstellen und die Patientenversorgung für Bluthochdruck mithilfe evidenzbasierter Strategien optimieren gesundheitliche Chancengleichheit hergestellt werden kann. CDC unternimmt Aktivitäten zur Stärkung des Bewusstseins und der Kontrolle von Bluthochdruck durch die Unterstützung von HHS-Initiativen wie Million Hearts©, die Unterstützung von Bundesstaaten und lokalen Gesundheitsbehörden und Partnern in der gesamten Gemeinde sowie die Entwicklung und Verbreitung von Ressourcen wie dem Hypertension Communications Kit, Measure Your Blood Druck, Bluthochdruck verhindern und verwalten und das Million Hearts® Hypertension Control Change Package externes Symbol .

Die begleitende Leseliste soll Wissen über Bluthochdruck, seine Kontrolle, Kontrollbarrieren, Disparitäten und gesundheitliche Chancengleichheit und andere Bereiche im Zusammenhang mit der Behandlung von Bluthochdruck aufbauen.

Gastredakteure von Centers for Disease Control and Prevention, Division for Heart Disease and Stroke Prevention: LCDR Angela Thompson-Paul, PhD, MSPH und CAPT Fleetwood Loustalot, FNP, PhD, FAHA


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EINSTEIGERUNG DER SPEZIALATION ÜBER EINEN TIEFENGRADIENT IN EINER SKLERAKTINISCHEN KORALLE?

David B. Carlon, 1,* Ann F. Budd 2

1 aWrigley Institute for Environmental Studies, University of Southern California, Postfach 5069, Ava
2 bDepartment of Geoscience, University of Iowa, Iowa City, Iowa 52242 [email protected]

* Gegenwärtige Adresse: Section of Evolution and Ecology, One Shields Avenue, University of California, Davis, California 95616-8755 [email protected]

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Einige marine Fälle haben morphologische und genetische Divergenzen ohne räumliche Barrieren für den Genfluss gezeigt, was darauf hindeutet, dass die Anfangsphase der Artbildung ohne geografische Isolierung möglich ist. Im Bocas del Toro Archipel an der Atlantikküste Panamas fanden wir zwei Morphotypen der Skleraktinkoralle Favia fragum mit gegensätzlichen Tiefenverteilungen. Ein Morphotyp entsprach der klassischen Beschreibung von F. fragum und war in 3 m Tiefe am häufigsten. Ein zweiter Morphotyp zeichnete sich durch erhabene Korallen aus und war auf ≤ 1 m Tiefe beschränkt. Die beiden Morphotypen überlappten sich in der Verteilung in 1 m Tiefe. Die multivariate Analyse von Merkmalen auf Polypenebene (Form und Verteilung der Septen innerhalb der Korallen) teilte die Proben in zwei Gruppen, die den anfänglichen qualitativen Beobachtungen der Kolonieform und des Korallenreliefs entsprechen. Um zu bestimmen, ob ein reduzierter Genfluss die morphologische Variation aufrechterhält, haben wir die Häufigkeiten von Allelen an fünf Allozym-Loci in beiden Morphotypen an drei Standorten in 1 – 2 km Entfernung gemessen. Während es signifikante Unterschiede in der Allelfrequenz zwischen den Morphotypen innerhalb der Standorte gab, gab es an den meisten Loci auch Häufigkeitsunterschiede zwischen den Standorten, mit Ausnahme der fast fixierten Allele an den PGM Ort. Die extrem niedrige Heterozygotie ermöglichte es uns, Haplotypen zu verwenden, um die genetische Distanz zwischen Morphotypen und zwischen Standorten zu vergleichen. Vergleiche zwischen Haplotypdaten und einem Nullmodell unter Annahme eines Genflusses zwischen Morphotypen zeigten, dass die beiden Morphotypen signifikant weniger Haplotypen als erwartet teilten und der durchschnittliche genetische Abstand zwischen den Morphotypen signifikant größer war als erwartet. Die Aufteilung der Haplotypvariation mit der Analyse der molekularen Varianz zeigte, dass 35% der Variation durch den Morphotyp erklärt wurde, während 28% der Variation durch den Standort erklärt wurden. Zwei PGM heterozygote und mehrere homozygote Individuen für seltene PGM Allele stimmen mit Hybridisierung und vielleicht Introgression durch Selbstbildung innerhalb von Morphotypen überein. Wir betrachten drei Hypothesen für diese morphologische und genetische Divergenz bei F. fragum: (1) intraspezifischer Polymorphismus, (2) beginnende Arten, (3) biologische Arten und diskutieren die Rolle der Fortpflanzungsmerkmale in einem Divergenz-mit-Gen-Flussmechanismus der Artbildung .

David B. Carlon and Ann F. Budd "INCIPIENT SPECIATION ACROSS A DEPTH GRADIENT IN A SCLERACTINIAN CORAL?," Evolution 56(11), 2227-2242, (1 November 2002). https://doi.org/10.1554/0014-3820(2002)056[2227:ISAADG]2.0.CO2

Received: 11 February 2002 Accepted: 15 July 2002 Published: 1 November 2002

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Diskussion

In this study, we have analyzed the genomic diversity of B. grahamii from wild rodents in three adjacent geographic areas in central Sweden. To our knowledge, this is the first genome-scale analysis of bacterial populations from wild animals in a geographically restricted area. Since these rodents typically have a home area of less than 1 hectare, and seldom migrate distances longer than 30 km [38, 39], genetic exchange between the three sites is expected to be limited. Indeed, we observed a geographic pattern in the distribution of genomotypes, showing that microstructures of bacterial populations inhabiting hosts with limited migration are visible also in the comparison of closely located sites. One of the sites, Håtunaholm, displayed a lower degree of genomic diversity than the others, with all isolates being of the same genomotype. In contrast, the presence of strains of ST2 and ST3 in both Kumla and Ålbo suggests that exchange has occurred at least twice between these regions. A possible reason for the clonal population in Håtunaholm is that this site is surrounded by water and only connected to Kumla and Ålbo by a narrow piece of land, where the small town Bålsta is situated (Figure 5). This environmental barrier is likely to restrict the genetic flow by isolation of hosts and vectors. The presence of two ST1-strains in Kumla suggests that the Håtunaholm population is a recent expansion of an immigrant from the Kumla region, or that the clonal variants in Håtunaholm occasionally escape the inland seawater barriers.

Despite sequencing regions expected to be among the most variable in the genome, we observed only five SNPs in 27 strains, corresponding to only three STs. As expected, this is much less diversity than what was observed in a previous MLST analysis of a global collection of 31 B. grahamii strains, where 10-16 variants were identified for each gene [40]. However, previous MLST analysis of 7 house-keeping genes in the likewise intracellular Borrelia lucitaiae collected from ticks on lizards in two nearby geographic areas identified 13 types in 16 isolates [41], suggesting that the low sequence diversity observed in our population is not necessarily a general feature of vector-borne bacterial populations in restricted geographic areas. Future studies of similar bacterial populations will reveal the degree of diversity that they typically display, and help elucidate the factors that govern these dynamics.

In light of the limited sequence diversity, the gene content of the studied populations was very dynamic, with the major differences being associated with the plasmid pBGR3 and the fha-repeat. Thus, gene gain and loss occur so frequently in nature that even strains sampled from the same geographic site with essentially no nucleotide sequence differences in a subset of their housekeeping genes can have major differences in gene content. This result shows that traditional MLST may not always be appropriate for inferring phenotypic or virulence properties, and illustrates the importance of a whole-genome approach when analyzing bacterial diversity. Furthermore, our results show that comparisons of genomic diversity in different geographic regions should be based on multiple strains from each location, since selecting only one or a few strains from each region for sequencing might easily underestimate the true genomic diversity. The real diversity could also be underestimated if there is considerable within-host heterogeneity and each host is represented by only one or a few strains. However, for B. grahamii we consider such within-host genomic diversity unlikely since a random sampling of a heterogeneous micro-population would recover more than a single genomotype from Håtunaholm.

The function of FHA is not known in Bartonella, but by homology inference to Bordetella, we assume that it acts as an adhesin and/or immunomodulator. In pathogenic Bordetella species, the fhaB/fhaC genes encode a two-partner type V secretion system, where FhaB is translocated to the cell surface with the aid of FhaC, which is homologous to Hec in Bartonella[42, 43]. The mature FHA protein is required for adhesion to epithelial cells and has a role in apoptosis and immunosuppression [44–48]. Das fhaB/fhaC genes are located within a well conserved single copy gene cluster in all pathogenic Bordetella species, however, several paralogs to fhaB have been identified [49]. Comparative genome hybridizations have shown no losses of fhaB/fhaC, but occasional losses of the fhaB paralogs [50–52]. In Bordetella bronchiseptica, it was suggested that one of the FhaB paralogs (FhaS) might be involved in host-specificity [53]. Although FhaS is not required for infection, a ∆fhaS strain was out-competed by the wild type during coinfection [53].

One could think of a similar situation in Bartonella, namely that some of the various fha gene copies confer host specificity and/or are advantageous only under certain conditions. Such a scenario would be consistent with their location within genomic islands that have been integrated/excised multiple times independently in B. grahamii, B. henselae und B. tribocorum[20, 22], and with the many cases of pseudogenization of individual fha Gene. Some degree of variability was observed among strains in B. henselae although none had completely lost the fha genes [23]. In contrast, the fha genes have been lost from all strains of B. quintana investigated (data not shown) and are also absent from B. bacilliformis[20, 22]. Das Fehlen der fha gene in several strains and species suggests that the gene may be lost from individual Bartonella populations, both temporarily and permanently, and is therefore not essential for growth and infection an sich. Indeed, we observed no significant differences in either growth rate or level of autoaggregation between strains with different copy numbers of the fha Gen.

Since rodents have an adaptive immune system, shedding of surface-exposed proteins could potentially enable super-infection, d.h. a second infection of a previously infected animal. Immunity against super-infection of the same Bartonella species has indeed been demonstrated in rodent hosts [54]. Under this scenario, loss of the fha gene might be the only way to escape acquired immunity in the rodent host population. If selection for functionality is balanced by counter-selection from the host immune system, this could trigger a periodic cycle in which strains with and without fha repeatedly out-compete each other. The possibility for super-infection is likely to depend on the transmission rates, and thus the abundance of hosts and vectors. A high density of hosts and vectors will increase transmission rates, and might favor loss of fha genes from many individuals in a population. Vice versa, if hosts and vectors are low in abundance, super-infections will be rare and host-acquired immunity less of a problem, which might set the stage for the return of strains with fha.

The only putative host-interaction genes located on the plasmid are those encoding a vbh T4SS that is closely related to the chromosomal vbh system, and more distantly related to the virB system, which has been shown to be essential for infection in B. tribocorum and secrets Bartonella effector proteins into the host cell [55–57]. The plasmid also contains a set of tra genes, including the DNA binding traA, which are usually involved in conjugation. It is not known whether the vbh gene cluster encodes proteins involved in host interactions or if it is only part of a conjugation system. The presence of a putative addiction module, consisting of a killer and an antidote protein, on pBGR3 (Bgr_p00250-Bgr_p00260) may ensure the survival of the plasmid in the population even in the absence of selection.

The observation that the Håtunaholm strains were sampled from four different rodent species shows that B. grahamii isolates with similar gene contents are capable of infecting diverse hosts. Such a lack of host-specificity contrasts with experimental infections of the cotton rat (Sigmodon hispidus) and the white-footed mouse (Peromyscus leucopus), which indicates that Bartonella strains are only able to infect hosts that are closely related to the host from which it was originally isolated [58]. Obwohl S. hispidus und P. leucopus belong to the same family of rodents (Cricetidae), cross-infections were not observed [58]. The rodents sampled in Håtunaholm belong to two different families, Cricetidae und Muridae, which are genetically more diverged [59], yet harbor similar B. grahamii Stämme. This suggests a lack of host-specificity, although minor sequence differences among strains may have gone undetected in our survey. Since the only parameter showing some correlation with the generation times was the host of isolation, it is possible that the growth rate of each strain has been optimized for its particular host. It remains to be shown, however, whether a specific isolate from Håtunaholm is actually capable of infecting both mice and voles, or if there are nucleotide sequence or expression differences in outer surface proteins that account for host specificity but were not detected in this analysis.

In the future, results on the natural genomic diversity of zoonotic bacterial populations should be analyzed in an ecological context, including data about z.B. host and vector abundance and climate, to allow correlations between genomic diversity and bacterial prevalence or seasonal variation. Our results also urge for functional characterization of the role of FHA in Bartonella, and offer an opportunity to study the infectious process of strains with observed differences in genes for surface-exposed proteins in rodent hosts.


Critical Habitat

Hintergrund

Critical habitat is defined in section 3 of the Act as:

(1) The specific areas within the geographical area occupied by the species, at the time it is listed in accordance with the Act, on which are found those physical or biological features

(a) Essential to the conservation of the species and

(b) Which may require special management considerations or protection and

(2) Specific areas outside the geographical area occupied by a species at the time it is listed, upon a determination that such areas are essential for the conservation of the species.

Conservation, as defined under section 3 of the Act, means to use and the use of all methods and procedures that are necessary to bring any endangered or threatened species to the point at which the measures provided pursuant to the Act are no longer necessary. Such methods and procedures include, but are not limited to, all activities associated with scientific resources management, such as research, census, law enforcement, habitat acquisition and maintenance, propagation, live trapping, and transplantation, and, in the extraordinary case where population pressures within a given ecosystem cannot otherwise be relieved, may include regulated taking.

Critical habitat receives protection under section 7 of the Act through the requirement that Federal agencies ensure, in consultation with the Service, that any action they authorize, fund, or carry out is not likely to result in the destruction or adverse modification of critical habitat. The designation of critical habitat does not affect land ownership or establish a refuge, wilderness, reserve, preserve, or other conservation area. Such designation does not allow the government or public to access private lands. Such designation does not require implementation of restoration, recovery, or enhancement measures by non-Federal landowners. Where a landowner seeks or requests Federal agency funding or authorization for an action that may affect a listed species or critical habitat, the consultation requirements of section 7(a)(2) would apply, but even in the event of a destruction or adverse modification finding, the obligation of the Federal action agency and the landowner is not to restore or recover the species, but to implement reasonable and prudent alternatives to avoid destruction or adverse modification of critical habitat.

For inclusion in a critical habitat designation, the habitat within the geographical area occupied by the species at the time it was listed must contain physical and biological features which are essential to the conservation of the species, and it is included only if those features may require special management considerations or protection. Critical habitat designations identify, to the extent known using the best scientific and commercial data available, habitat areas that provide essential life-history needs of the species, including but not limited to areas which provide for space, food, cover, and protected habitat.

Under the Act, we can designate critical habitat in areas outside the Start Printed Page 31692 geographical area occupied by the species at the time it is listed, upon a determination that such areas are essential for the conservation of the species. We designate critical habitat in areas outside the geographical area occupied by a species only when a designation limited to its range would be inadequate to ensure the conservation of the species. When the best available scientific data do not demonstrate that the conservation needs of the species require such additional areas, we will not designate critical habitat in areas outside the geographical area occupied by the species. An area currently occupied by the species but that was not occupied at the time of listing may, however, be essential to the conservation of the species and may be included in the critical habitat designation.

Section 4 of the Act requires that we designate critical habitat on the basis of the best scientific and commercial data available. Further, our Policy on Information Standards Under the Endangered Species Act (published in the Bundesregister on July 1, 1994 (59 FR 34271)), the Information Quality Act (section 515 of the Treasury and General Government Appropriations Act for Fiscal Year 2001 (Pub. L. 106-554 H.R. 5658)), and our associated Information Quality Guidelines provide criteria, establish procedures, and provide guidance to ensure that our decisions are based on the best scientific data available. They require our biologists, to the extent consistent with the Act and with the use of the best scientific data available, to use primary and original sources of information as the basis for recommendations to designate critical habitat.

When we are determining which areas should be designated as revised critical habitat, our primary source of information is generally the information developed during the listing process for the species. Additional information sources include the 1998 Recovery Plan and the 2008 5-year review for the species, articles in peer-reviewed journals, conservation plans developed by States and counties, scientific status surveys and studies, biological assessments, or other unpublished materials and expert opinion or personal knowledge.

Habitat and species are often dynamic in that both may shift naturally within an area or from one area to another over time. Climate change will be a particular challenge for biodiversity because the interaction of additional stressors associated with climate change and current stressors may push species beyond their ability to survive (Lovejoy 2005, pp. 325-326). The synergistic implications of climate change and habitat fragmentation are the most threatening facet of climate change for biodiversity (Hannah et al. 2005, p. 4). Current climate change predictions for terrestrial areas in the Northern Hemisphere indicate warmer air temperatures, more intense precipitation events, and increased summer continental drying (Field et al. 1999, pp. 1-3 Hayhoe et al. 2004, p. 12422 Cayan et al. 2005, p. 6 Intergovernmental Panel on Climate Change (IPCC) 2007, p. 1181). Climate change may lead to increased frequency and duration of severe storms and droughts (McLaughlin et al. 2002, p. 6074 Cook et al. 2004, p. 1015 Golladay et al. 2004, p. 504). The southwestern region of the country is predicted to become drier and hotter overall (Hayhoe et al. 2004, p. 12424 Seager et al. 2007, p. 1181). Predictions of climatic conditions for smaller subregions such as California are less certain.

Documentation of climate-related changes that have already occurred in California (Croke et al. 1998, pp. 2128, 2130 Brashears et al. 2005, p. 15144), and future drought predictions for California (e.g., Field et al. 1999, pp. 8-10 Lenihen et al. 2003, p. 1667 Hayhoe et al. 2004, p. 12422 Brashears et al. 2005, p. 15144 Seager et al. 2007, p. 1181) and North America (IPCC 2007, p. 9), indicate prolonged drought and other climate-related changes will continue in the foreseeable future. While climate change was not discussed in the 1993 listing rule, drought was noted in the rule as a stochastic (random or unpredictable) event that could have drastic effects on Riverside fairy shrimp, given its fragmented and restricted range (58 FR 41384, p. 41389, August 3, 1993 Service 1998a, p. 34). The magnitude and frequency with which local climate-related changes or drought-induced impacts may negatively affect limited ephemeral wetland habitats, in terms of their seasonal timing, ponding durations, or patterns of inundation and dry down, remains untested.

In southern California, climatic variables affecting vernal pool habitats are most influenced by distance from the coast, topography, and elevation (Bauder and McMillian 1998, p. 64). As presence and persistence of Riverside fairy shrimp appear to be associated with precipitation patterns, draw-down factors, and other regional climatic factors including aridity (Eriksen and Belk 1999, p. 71), the likely impacts of climate change on ecological processes for Riverside fairy shrimp are most closely tied to availability and persistence of ponded water during the winter and spring. Vernal pools are particularly sensitive to slight increases in evaporation or reductions in rainfall due to their relative shallowness and seasonality (Field et al. 1999, p. 19). Based on existing data, weather conditions in which vernal pool flooding promotes hatching, but in which pools become dry (or too warm) before embryos are fully developed, are expected to have the greatest negative impact on Riverside fairy shrimp resistance and resilience. In the 2008 5-year review, we noted that climate change may potentially cause changes in vernal pool inundation patterns and pool consistency and that drought may decrease or terminate reproductive output if pools fail to flood, or if pools dry up before reproduction is complete (Service 1998a, p. 34). Long-term or continuing drought conditions may deplete cyst banks in affected pools as new reproductive cysts are not deposited. Additionally, localized climate-related changes may alter the temporal spatial array of occupied habitat patches (across and between pool complexes) across the species' geographical range. The ability of Riverside fairy shrimp to survive is likely to depend in part on their ability to disperse to pools where conditions are suitable (Bohonak and Jenkins 2003, p. 786) through passive dispersal mechanisms utilizing reproductive cysts (see Life History section above).

The information currently available on the effects of global climate change and increasing temperatures does not adequately predict the location and magnitude of climate change effects to Riverside fairy shrimp therefore, we are unable to determine if any additional areas may be appropriate to include in this proposed revised critical habitat designation to address the effects of climate change. We specifically request information from the public on the currently predicted effects of climate change on Riverside fairy shrimp and its habitat. Furthermore, we recognize that designation of critical habitat may not include all habitat areas that we may eventually determine are necessary for the recovery of the species, based on scientific data not now available to the Service. For these reasons, a critical habitat designation does not signal that habitat outside the designated area is unimportant or may not promote the recovery of the species.

Areas that support populations of Riverside fairy shrimp, but are outside the critical habitat designation, will continue to be subject to conservation actions we and other Federal agencies Start Printed Page 31693 implement under section 7(a)(1) of the Act. They are also subject to the regulatory protections afforded by the section 7(a)(2) jeopardy standard, as determined on the basis of the best available information at the time of the agency action. Federally funded or permitted projects affecting listed species outside their designated critical habitat areas may still result in jeopardy findings in some cases. Similarly, critical habitat designations made on the basis of the best available information at the time of designation will not control the direction and substance of future Recovery Plans, habitat conservation plans (HCPs), section 7 consultations, or other species conservation planning efforts if new information available to these planning efforts calls for a different outcome.

Physical and Biological Features

In accordance with sections 3(5)(A)(i) and 4(b)(1)(A) of the Act and regulations at 50 CFR 424.12, in determining which areas within the geographical area occupied at the time of listing to propose as revised critical habitat, we consider those physical and biological features that are essential to the conservation of the species and which may require special management considerations or protection. Diese umfassen, sind aber nicht beschränkt auf:

(1) Space for individual and population growth and for normal behavior

(2) Food, water, air, light, minerals, or other nutritional or physiological requirements

(4) Sites for breeding, reproduction, and rearing (or development) of offspring and

(5) Habitats that are protected from disturbance or are representative of the historical, geographical, and ecological distributions of a species.

We derive the specific physical and biological features required for Riverside fairy shrimp from studies of this species' habitat, ecology, and life history as described below. Additional information can be found in the final listing rule published in the Bundesregister on August 3, 1993 (58 FR 41384), and the 1998 Recovery Plan (Service 1998a). We have determined that the Riverside fairy shrimp requires physical and biological features described below.

Space for Individual and Population Growth and for Normal Behavior

Riverside fairy shrimp require vernal pool habitat to grow and reproduce. Their life cycle requires periods of inundation as well as dry periods (Ripley et al. 2004, pp. 221-223). Habitats (ephemeral wetlands) that provide space for growth and persistence of Riverside fairy shrimp include areas that generally pond for 2 to 8 months and dry down for a period during the late spring to summer months. Habitats include natural and manmade pools (usually >12 in (30 cm) deep) which support these longer inundation periods some of these habitats are artificial pools (cattle tanks and road embankments) which have been modified or deepened with berms (Hathaway and Simovich 1996, p. 670). Artificial depressions, often associated with degraded vernal pool habitat, are capable of functioning as habitat and can support vernal pool species including Riverside fairy shrimp (Moran 1977, p. 155 Service 1998a, p. 22). Space for the Riverside fairy shrimp's normal growth and behavior requires an underlying soil series (typically clay soil inclusions with a subsurface claypan or hardpan component), which forms an impermeable layer, that sustains appropriate inundation periods (i.e., water only slowly percolates once filled) and provides necessary physiological requirements, including but not limited to, appropriate water temperature and water chemistry (mineral) regimes, a natural prey base, foraging opportunities, and areas for predator avoidance.

Intact vernal pool hydrology (including the seasonal filling and drying down of pools) is the essential feature that governs the life cycle of the Riverside fairy shrimp. An intact hydrological regime includes seasonal hydration (during not all but most years) followed by drying out of the substrate to promote overwintering of cysts, and provide conditions to support a viable cyst bank for the following season. Proper timing of precipitation and the associated hydrological and soil processes in the upland watershed contributes to the provision of space for growth and normal behavior seasonal filling and persistence of the vernal pool is necessary for cyst hatching and successful reproduction of Riverside fairy shrimp (see Sites for Breeding, Reproduction, and Rearing (or Development) of Offspring, below).

To maintain high-quality vernal pool ecosystems, the vernal pool basin or complex and its upslope vernal pool watershed (adjacent vegetation and upland habitat) must be available and functional (Hanes and Stromberg 1998, p. 38). Adjacent upland habitat supplies important hydrologic inputs to sustain vernal pool ecosystems. Protection of the upland habitat between vernal pools within the watershed is essential for maintaining space needs for Riverside fairy shrimp (i.e., inundation periods of adequate length to support the entire life-history function and reproductive cycles necessary for Riverside fairy shrimp) and to buffer the vernal pools from edge effects.

Vernal pools generally occur in complexes, which are defined by two or more vernal pools in the context of a larger vernal pool watershed. The local watershed associated with a vernal pool complex includes all surfaces in the surrounding area that flow into the vernal pool complex. Within a vernal pool complex, vernal pools are hydrologically connected to one another within the local geographical context. These vernal pool complexes may connect by either surface, or subsurface, flowing water. Pools and complexes are dependent on adjacent geomorphology and microtopography for maintenance of their unique hydrological conditions (Service 1998a, p. 23). Water may flow over the surface from one vernal pool to another (over-fill or &ldquooverbanking&rdquo), throughout a network of swales, or low-point depressions within a watershed. Due to an impervious clay layer or hardpan, water can also flow and collect below ground, such that the soil remains saturated with water. The result of the movement of the water through vernal pool systems is that pools fill and hold water continuously for a number of days, to weeks, to months, following the initial rainfall (Hanes et al. 1990, p. 51). Some hydrologic systems have watersheds that cover a large area and that contribute to filling and the hydrological dynamics of the system, while other hydrologic systems have very small watersheds and fill almost entirely from direct rainfall. It is also possible that subsurface inflows from surrounding soils within a watershed contribute to filling some vernal pools (Hanes et al. 1990, p. 53 Hanes and Stromberg 1998, p. 48).

Impervious subsurface layers of clay soils or hardpan geology, combined with flat to gently sloping topography, serve to inhibit rapid infiltration of rainwater, resulting in ponded water in vernal pools (Bauder and McMillian 1998, pp. 57-59). These soils also act as a buffer to moderate the water chemistry and rate of water loss to evaporation (Zedler 1987, pp. 17-30). In Ventura County, soils series known to support Riverside fairy shrimp include, but are not limited to, the Azule, Calleguas, Cropley, and Linne soil series. In Orange County, soils series include the Alo, Balcom, Bosanko, Calleguas, Cieneba, Myford, and Soper soil series. In western Riverside County, vernal pool habitat known to support Riverside Start Printed Page 31694 fairy shrimp includes the Altamont, Auld, Bosanko, Cajalco, Claypit, Murrietta, Porterville, Ramona, Traver, and Willows soil series. In San Diego County, vernal pool habitat known to support Riverside fairy shrimp includes the Diablo, Huerhuero, Linne, Placentia, Olivenhain, Salinas, Stockpen, and Redding soil series. Soil series data are based on 2008 Soil Survey Data and are available online at: http://websoilsurvey.nrcs.usda.gov. For additional information on soils, see Primary Constituent Elements (PCEs) for Riverside Fairy Shrimp.

Food, Water, Air, Light, Minerals, or Other Nutritional or Physiological Requirements

Riverside fairy shrimp are filter feeders and their diet consists mostly of algae, bacteria, and other microorganisms (Parsick 2002, pp. 37-41, 65-70). In a natural vernal pool setting, these food items are readily available. Typically, an undisturbed, intact surface and subsurface soil structure (not permanently altered by anthropogenic land use activities such as deep, repetitive discing, or grading), and the associated hydrogeomorphic processes within the basin and upland watershed, are necessary to provide food, water, minerals, and other physiological needs for Riverside fairy shrimp. Water temperature, water chemistry, and length of time vernal pools are inundated with water are the important factors in the hatching and temporal appearance of Riverside fairy shrimp (Gonzalez et al. 1996, pp. 315-316 Hathaway and Simovich 1996, p. 669). Riverside fairy shrimp hatch and reproduce in water at temperatures that range generally from 5 to 20 degrees Celsius (C) (41 to 68 degrees Fahrenheit (F)), and typically do not hatch at temperatures greater than 25 degrees C (77 degrees F) (Hathaway and Simovich 1996, pp. 674-675). Riverside fairy shrimp have a wider thermal tolerance than San Diego fairy shrimp (Branchinecta sandiegonensis), which allows Riverside fairy shrimp to hatch later in the season when deeper vernal pools are still filled with water.

Cover or Shelter

Ponding of vernal pool habitat (water) also provides cover and shelter for Riverside fairy shrimp. During the time these habitats are inundated, water plays an important role in providing the necessary aquatic environment (shelter) for the fairy shrimp to complete their life-history requirements. Without protection from desiccation provided by water, fairy shrimp would be unable to hatch, grow, mature, reproduce, and disperse within the vernal pool habitat (Helm 1998, p. 136 Service 1998a, p. 34 Eriksen and Belk 1999, pp. 71, 105). Additionally, the wet period (ponding) excludes species that are exclusively terrestrial, providing a level of shelter from predation and competition for the fairy shrimp that are adapted to short-lived, ephemeral wetland habitats.

The undisturbed soil bank also provides cover and shelter for fairy shrimp cysts during the dry-down period of the vernal pool habitat. The drying phase allows reproductive cysts to overwinter, as the cysts lay dormant in the soil basin soils provide cover and shelter to Riverside fairy shrimp as the vernal pool dries out (Simovich and Hathaway 1997, p. 42 Eriksen and Belk 1999, p. 105). By maintaining the population in a dormant state, reproductive cysts, and the undisturbed soil in which they rest, protect Riverside fairy shrimp from predators and competitors during the dry period in vernal pools. Cyst dormancy is an important life-history adaptation to surviving arid phases, and is important for synchronizing life cycles in unstable and ephemeral wetland habitats (Belk and Cole 1975, pp. 209-210). Like the wet period exclusion of terrestrial plants, the dry-down period also excludes species that are exclusively aquatic (such as fish), providing shelter for specially adapted Riverside fairy shrimp.

Sites for Breeding, Reproduction, and Rearing (or Development) of Offspring

Mature shrimp are typically observed from mid-March to April (Eng et al. 1990, p. 259). In years with early or late rainfall, the hatching period may be extended. Riverside fairy shrimp can reach sexual maturity and begin mating approximately 8 weeks from the time a vernal pool fills with water (Hathaway and Simovich 1996, p. 673). Length of time to maturity presumably restricts Riverside fairy shrimp from occupying shallow pools that often last only several days to a few weeks (Hathaway and Simovich, p. 674).

Because vernal pool ecosystems are highly variable in the length of time pools remain filled, Riverside fairy shrimp have become adapted to some degree of unpredictability in their habitat (Eriksen and Belk 1999, pp. 104-105) and to a system where the conditions needed for success occur transitorily. Depending on rainfall and environmental conditions, a vernal pool may fill and recede numerous times. Often the pool may evaporate before Riverside fairy shrimp are able to mature and reproduce (Ripley et al. 2004, pp. 221-223). Therefore, when the females' eggs are fertilized, they begin to develop the development of the fertilized eggs stops at an early stage (after a few cell divisions) and the eggs enter diapause (become dormant). Diapausing eggs are often referred to as &ldquocysts&rdquo or &ldquoresting eggs.&rdquo Riverside fairy shrimp cysts are small (finer than a tip of a pencil) and contain a dormant fairy shrimp embryo encased in a hard outer shell. These cysts are generally retained in a brood pouch on the underbelly of the female until she dies, when both drop to the bottom of the vernal pool to become part of a cyst bank in the soil layer of the vernal pool. During subsequent filling events, eggs may emerge from dormancy and hatch, or continue to diapause. Signals that break diapause include temperature and oxygen concentrations (Belk and Cole 1975, p. 216, see Thorp and Covich, p. 767). Resting eggs of freshwater crustaceans have been shown to survive drying, heat, freezing, and ingestion by birds (Fryer 1996, pp. 1-14). Resting stages (dormancy) appear to be an adaptation to temporary habitats and may aid in long-distance dispersal (Belk and Cole 1975, pp. 209, 222 Williams 1985, p. 97).

Researchers have found that only a small portion of the cysts in the cyst bank hatch each time the vernal pool fills. As only small percentages of Riverside fairy shrimp cysts hatch in any given year, if the pool dries before the species is able to mature and reproduce, there are still many more cysts left in the soil that may hatch the next time the pool fills (Simovich and Hathaway 1997, p. 42). Simovich and Hathaway (1997, pp. 40-43) referred to this as &ldquobet-hedging&rdquo and concluded that it allows fairy shrimp, including Riverside fairy shrimp, to survive in an unpredictable environment. The &ldquobet-hedging&rdquo ensures that some cysts will be available for hatching when the vernal pools hold water for a period long enough for Riverside fairy shrimp to complete their entire life cycle. Thus, reproductive output is spread over several seasons for small aquatic crustaceans living in variable environments. Allowing conditions within the above physical parameters to occur on a naturally cyclic basis is essential for the survival and conservation of the Riverside fairy shrimp.

As previously discussed in the Background section above, Riverside fairy shrimp are restricted to a small subset of long-lasting vernal pools and ephemeral wetlands in southern California because this species has a relatively longer maturation rate than other fairy shrimp, taking approximately Start Printed Page 31695 8 weeks to reach sexual maturity and begin mating (Hathaway and Simovich 1996, p. 673). This distinctly longer maturation rate presumably restricts Riverside fairy shrimp typically to pools that are moderate to deep vernal pools and ephemeral basins (generally ranging from 10 in (25.4 cm) to 5 to 10 feet (1.5 to 3 meters) in depth) (Hathaway and Simovich 1996, p. 675).

Habitats That Are Protected From Disturbance or Are Representative of the Historical, Geographical, and Ecological Distributions of the Species

The majority of complexes and pools that currently support Riverside fairy shrimp have experienced some level of disturbance, some more recently or to a greater extent than others. Pools that support Riverside fairy shrimp are generally found in flat or moderately sloping areas, primarily in annual, disturbed (such as grazed or deep disced) grassland and chaparral habitats. These areas are more vulnerable to agriculture, cattle, and off-road vehicle activity.

Estimates of the historical distribution of Riverside fairy shrimp suggest that 90 to 97 percent of vernal pool habitat has been lost in southern California (Mattoni and Longcore 1997, pp. 71-73, 86-88 Bauder and McMillan 1998, p. 66 Keeler-Wolf et al. 1998, p. 10 Service 1998a, p. 45). Consideration should be given to conserve much of the remaining Riverside fairy shrimp occurrences from further loss and degradation in a configuration that maintains habitat function and species viability (Service 1998a, p. 62). Historically, there were larger complexes of vernal pools including areas on the Los Angeles coastal prairie (Mattoni and Longcore 1997, p. 88). In other places, such as Riverside County, there is a possibility of documenting additional occurrences given more intensive survey efforts and reporting. Because Riverside County has not yet been developed and fragmented to the same extent as Los Angeles County, we believe undocumented occurrences of the Riverside fairy shrimp may occur in Riverside County.

The conservation of Riverside fairy shrimp is dependent on several factors including, but not limited to, maintenance of areas (of sufficient size and configuration to sustain natural ecosystem components, functions, and processes) that provide appropriate inundation and ponding durations, natural hydrologic regimes and appropriate soils, intermixed wetland and upland watershed, connectivity among pools within geographic proximity to facilitate gene flow among complexes, and protection of existing vernal pool composition and structure.

In a few locations, two species of fairy shrimp, San Diego fairy shrimp and Riverside fairy shrimp, are known to co-occur (Hathaway and Simovich 1996, p. 670). However when these species do co-occur, they rarely have been observed to coexist as adults (Hathaway and Simovich 1996, p. 670) given Riverside fairy shrimp's slower rate of development, San Diego fairy shrimp are usually found earlier in the season than Riverside fairy shrimp (Hathaway and Simovich 1996, p. 675). Maturation rates are responsible for the sequential appearance of the species as adults in pools where they co-occur (Hathaway and Simovich 1996, p. 675). Neither species is found in the nearby desert or mountain areas, as temperature has been shown to play an important role in the spatial and temporal appearance of fairy shrimp.


Final Critical Habitat Designation

We are designating 3 units, containing 13 subunits, as critical habitat for Riverside fairy shrimp. The three units are: Unit 1 (Ventura County), Unit 2 (Los Angeles Basin&mdashOrange County Foothills), and Unit 5 (San Diego Southern Coastal Mesas). All of Unit 3 (Riverside County) and Unit 4 (San Diego North and Central Coastal Mesas) are excluded in this final rule. Table 3 shows all of the critical habitat units, including excluded acreages.