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学术界面临的一大挑战是如何建立一套指标体系,准确地表征渔业对海洋生态系统的影响,并促进形成良好的沟通和管理实践(Shin and Shannon, 2010)。
指标在管理中具有两大意义:
(1)评估上一阶段管理行为达到生态、社会和经济目标的效率(后评价功能);
(2)指导未来拟进行的管理决策(控制功能)(Rice and Rivard,2007)。
在渔业管理战略中,重点是利用指标的控制功能:通过比较当前指标值与基于生态或社会的参照值之间的差异,得出对下一年管理行动的科学性建议(Garcia and Staples, 2000; Defra, 2002; Rice and Rochet, 2005)。
多年来,渔业管理的焦点集中于运用一系列产卵种群生物量(SSB)指标和捕捞死亡率指标作为评估的核心和管理建议的基础(Beverton and Holt,1957;Jennings, 2005; ICES, 2006)。
指标的运用、基准点确定和目标设定的最终要求是,指标应主要反映对人类活动的管理,并且能够充分反映这些活动的影响和对管理的反馈(RIce, 2000; Jennings, 2005; Greensteet and Rogers, 2006; Rees et al., 2008; Blanchard et al., 2010)。指标体系包括以个体大小为基础的指标(Shin et al., 2005)、以营养(Gury et al., 2005b)或生命史为基础的指标(Jennings et al., 1999; Greeensteet and Rogers, 2006),以及经认真筛选并经相关评估的指标框架(Rice and Rochet, 2005; Rochet and Rice, 2005; Piet et al., 2008)。
环境和低营养级指标在空间上以较为明确的形式反映了环境变化和自下而上的相关效应,但环境变化对高营养级(如气候变化)全球影响的体现不够深刻(Cury and Christensen, 2005)。
顶级捕食者或高营养级指标反映了鱼类群落等有关渔业资源开发的变化。自下而上的效应(如营养级联)可以采用营养动力学指标来量化,此类指标可用于衡量不同生物种群间相互作用的强度以及渔业资源开发引起的生态系统结构变化的强度(Cury and Christensen,2005)。
关键种被认为是反映生态系统生物多样性最重要的指标(Cury et al., 2003)。关键种是对群落或生态系统影响巨大,以至于其影响程度同其自身丰度完全不成比例的物种(Power et al., 1996)。
关键种一般位于接近食物网顶级的营养级,其原因在于关键种通过对其他物种的摄食、竞争和生境特征的演化来影响群落或生态系统。也可根据生态系统组成物种间的捕食者与被捕食者的关系来描述生态系统的组成(Pauly et al., 2002)。
鱼类平均营养级指标(TL)(如TL1=食物网最底层的藻类,TL4=以高级或低级营养级为主要食物的大型鱼类)可作为水生生态系统是否可持续捕捞的重要指标之一。由于渔业生产往往导致作业区域可捕鱼类数量的减少,因此,鱼类平均营养级指标亦随之降低。
这在一篇有关北大西洋鱼类资源的研究论文中得到证实,该研究指出,北大西洋肉食性鱼类总量在20世纪后半叶下降了2/3(Christensen et al., 2001)。平均营养级不随鱼类群落的个体大小组成的变化而成线性比例变化,因此,规模和平均营养级指标应同时使用(Pope et al., 2006)。
根据穆拉夫斯基(Murawski, 2000)的研究,为使生态系统方法在管理中发挥更大的作用,必须研发明确、量化和可预测的生态系统状态和生态系统能量流动测量方法,以表征:
生态系统及其各组分的生物量和生产力;
不同层次的生物多样性;
资源可利用模式;
社会经济收益。
整合生态系统层面信息的有效方法,,是利用认真筛选的适当指标反映生态系统尺度的影响,并且在这些大尺度层级上评估管理测度方法的有效性(Shin and Shannon,2010)。
生态系统状态综合指标包括个体大小分布谱和生物量曲线(Bianchi et al., 2000)。当前出现的指标一般来源于生态系统模型,或生态系统对食物网摄食关系的稳定性及抵抗力模型(Rice, 2000)。
由于指标包含的信息过于繁杂,很难评估替代管理方案的效率,因此也难以在决策支持中充分使用。同时,在实践中,健全的管理策略倾向于采用一系列指标,从而为生态系统状况评估提供更有力的证据,并降低有确定性(Mayer and Ellersieck, 1986)。
生态系统评估指标的数量在过去10年中如雨后春笋般增加(Cury and Christensen, 2005; Piet et al., 2008),这对传统的单物种评估方法和管理方法做出了有益补充,但相较于正面的补充作用,指标增加造成的概念混淆却更为明显(Shin et al., 2010a)。在这方面,建立于2005年的Indiseas(indicators for the seas的缩写)工作组,在欧洲海洋生态系统分析卓越网络(Eur-Oceans Network of Excellence)的资助下,针对海洋生态系统开发利用开展了基于指标的评估方法研究。
一项对19个渔业生态系统的比较研究得出这样的结论:
需要建立一套生态系统评价指标体系以解决在评价不同生态系统属性时,不同评价指标带来的信息不一致问题。然而,不论对于生态系统发展趋势判断还是管理政策的选择,制约指标选择最大的问题在于不同生态系统的数据可获得性,而非可选择指标的选择标准。
此外,评价指标针对各生态系统应具有可比性,并具有低成本的可操作性(Shin et al., 2010a)。最终建立的指标体系,在各类别中至少有一项指标(个体大小、种类、营养动力学、压力、生物量),在各类管理目标中至少也有一指标。
该研究在海项管理目标中选择了2项量化指标(表5.2)。计算这些指标的数据源于多种途径,包括科研调查、商业途径、总量估算,以及物种指数估算(物种寿命、平均营养级指标)。
表5.2 Indiseas工作组选择的生态系统评价指标以及指标要满足的对应管理目标
(Shin et al., 2010a)
注:表中字母符号的意思分别是:S——为状态评价,T——为趋势预测,CB——生物多样性保护,SR——生态系统对干扰的稳定性及抵抗力,EF——生态系统结构和功能保护,RP——资源开发潜力保护。
鱼类种群状态评价相对困难,具有相当大的不确定性;生态系统评价的任务更具有挑战性,这是因为至今几乎没有描述生态系统水平的基准点(Jennings and Dulvy, 2005; Greenstreet and Rogers, 2006; Shin et al., 2010a),仅能获得尚不完整的数据集,而生态系统的非线性系统特征也难以用建模的方式描述或预测。
一些用于评估渔业对生态系统群落结构影响的指标已经提出,但这些指标的应用受到条件的限制(Rice, 2000),同时对基准点的评价方法的验证还远远没有开始(Rice, 2009)。
节选自参考文献:
A J Plater and J C Rice 编著。见:S Kidd, A Plater, C Frid 编著。徐胜 等译,周秋麟 校译。海洋规划与管理的生态系统方法。海洋出版社。2013,pp113-116
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