Informație

Care ar fi cele mai bune instrumente de dragare/traul pentru a colecta priapulide macrofaunale?


Titlul spune totul. Am căutat cel mai bun mod de colectare a priapulidelor macrofaunice și aș dori sfaturi cu privire la metodele de prelevare și în special la instrumentele de prelevare. Deoarece priapulidele mari se găsesc de obicei la densități scăzute, orice formă de prelevare de probe ar fi probabil ineficientă și ar fi preferată o dragă/traul. Aveți idei cu privire la ce instrument (e) ar fi eșantionat la adâncimea potrivită și filtrate eficient?


Prima mea întrebare ar fi dacă există vreo indicație externă a acestora, cum ar fi găurile de aer sau orice altceva pe care îl puteți evalua de la suprafață? Aș crede că, dacă există, ați putea folosi transecte și un quadrat. Dacă aveți nevoie să vă scufundați pentru ele, puteți, evident, să faceți un pătrat ponderat umplând țeava din PVC cu nisip și lipindu-l împreună. Apoi luați o zonă și așezați transecte și alegeți aleatoriu lungimi diferite de-a lungul fiecărui transect pentru a așeza pătratul și asta vă va oferi o estimare a densității. Dacă de fapt trebuie să le extrageți din noroi, îmi imaginez că variază în funcție de specie și ați putea face datoria cu un eșantionor de dimensiuni potrivite, ceva pe capătul mic mi-aș imagina. În acest fel, nu dragați tone și tone de noroi pentru a le sorta. Dacă sunt chiar mai rare decât îmi imaginez, ai putea pur și simplu să așezi transecte și să le înoți până când vezi ceva și elimini pătratul. Sper că acest lucru vă ajută.


Analizând impactul traulelor de fund pe fundul mării sedimentare cu imagini de profil sedimentare

Imaginile profilului de sedimente (SPI) au fost evaluate pentru evaluarea impactului traulelor de vidre asupra fundului mării. Această tehnică permite imaginea celor mai înalte straturi de sediment în profil, inclusiv a interfeței sediment-apă. Două zone din Marea Egee au fost investigate în serii cronologice, fiecare cu zone de control și impact: o pistă comercială de pescuit cu sedimente moi la aproximativ 200 m adâncime și o bandă traulată experimental cu sedimente mari mai dure la aproximativ 80 m adâncime. În total, au fost realizate 158 de imagini la solul adânc și 124 la solul superficial. Au fost luate mai multe măsurători din fiecare imagine, ceea ce a condus la estimări ale penetrării comparative și a rugozității suprafeței la scară mică a fundului mării. În plus, un număr mare de atribute de suprafață și subsol au fost notate în imagini pentru a forma baza unei analize multivariate. Rezultatele au indicat că penetrarea și rugozitatea în sine nu au fost indicatori foarte buni, deși rugozitatea a fost un indicator mai bun în special în sedimentele grosiere. Motivul principal pentru aceasta este că măsurătorile singure (în special rugozitatea) nu fac distincție între perturbarea biologică și antropică. Analiza multivariată care a combinat măsurătorile cu atributele a fost un bun indicator în investigarea impactului traulului în sedimentele grosiere, unde lipsa unei pătrunderi bune poate fi compensată prin vederea asupra suprafeței sedimentului, unde pot fi colectate mai multe date de tip atribut. Fereastra de eșantionare SPI oferă un eșantion imagistic relativ mic în comparație cu alte tehnici de imagistică (sonar de scanare laterală, video etc.) și într-un mediu eterogen, cu cât replicatele sunt mai multe, cu atât metoda va fi mai fiabilă. Se recomandă o abordare a imaginii pe niveluri atunci când se utilizează mai mult de o metodologie.


Introducere

Sondajele pe teren sunt un prim pas comun pentru multe studii ecologice fundamentale și aplicate și oferă o bază esențială pentru managementul mediului (Connolly, 1994 Mapstone & Ayling, 1998 Hernandez et al., 2006 França, Costa & Cabral, 2009 França, Costa & Cabral , 2011). Pe măsură ce impactul antropogen asupra ecosistemelor naturale crește, cartarea și monitorizarea sunt din ce în ce mai apreciate ca mijloc de cuantificare a schimbărilor din mediu. Astfel, capacitatea de a finaliza anchete precise, rapide și eficiente din punct de vedere al costurilor a devenit un instrument important de conservare și management (Hughes, 1996 Schmitt, Sluka & Sullivan-Sealey, 2002 Langlois et al., 2010 Murphy & Jenkins, 2010).

Pentru majoritatea comunităților naturale, există o varietate de metode diferite de anchetă, dar estimările rezultate ale abundenței și diversității speciilor pot varia în funcție de metoda de anchetă selectată, influențând atât precizia, cât și acuratețea datelor (Connolly, 1994 Mapstone & Ayling, 1998 Côté & Perrow, 2006). Astfel, datele colectate folosind diferite metode pot să nu fie direct comparabile din cauza prejudecăților sondajului. Având în vedere că rezultatele sondajului pot fi utilizate pentru deciziile de conservare și gestionare, este, prin urmare, important să se evalueze modul în care funcționează diferitele metode de anchetă și dacă acestea se pot înlocui sau completa reciproc (Murphy & amp Jenkins, 2010 Ward-Paige, Flemming & amp Lotze, 2010) .

În ecosistemele de estuar și de coastă, monitorizarea ansamblurilor mobile macrofaunale, în special a ansamblurilor de pești, necesită tehnici de cercetare subacvatică. Metodele utilizate în mod obișnuit de monitorizare a ansamblurilor mobile macrofaunale din ecosistemele estuarine și costiere includ plasă de plasă de plajă, recensământ vizual subacvatic (UVC), video subacvatic la distanță (BRUV), video stereo operat de scafandru, precum și metode mai distructive, cum ar fi dragare / traul, otrăvire și prelevare de probe (Harmelin-Vivien & amp Francour, 1992 Côté & amp Perrow, 2006 Murphy & amp Jenkins, 2010 Holmes și colab., 2013). Atât BRUV, cât și stereo video au avantajul unei erori reduse de scufundare în estimarea dimensiunii și abundenței, totuși BRUV a fost criticat pentru că a studiat preferențial un număr mai mare de specii mari de pești prădători, fără a vedea schimbări comparabile la speciile erbivore mai mici (Watson și colab., 2005 Langlois et al., 2010). În plus, atât BRUV, cât și video stereo au dezavantajul creșterii costurilor echipamentelor de sondaj și a timpului de analiză a datelor datorită cantității mari de înregistrări (Willis, Millar & amp Babcock, 2000 Langlois și colab., 2010).

În comparație, plasa de plasă este o modalitate simplă, rapidă și rentabilă de a testa o zonă relativ mare, clar definită și care permite colectarea în direct a indivizilor (Piercer, Rasmussen și amp Leggett, 1990). Cu toate acestea, a fost criticat pentru eficiența variabilă a captării, deoarece plasa se poate agăța sau rula permițând evadaților, speciile mici pot evita capturarea în depresiunile din fundul mării, peștii care înoată mai repede pot evada zona în timp ce plasa cu plasă este aruncată și poate cauzează mortalitatea indivizilor capturați, cum ar fi peștii tineri vulnerabili (Piercer, Rasmussen & Leggett, 1990 Connolly, 1994 Weldon și colab., 2004). De asemenea, tragerea plasei peste fundul mării poate provoca unele tulburări, iar prinderea bancilor mari de pești care nu pot fi procesați rapid poate duce la o anumită mortalitate (observația personală a autorilor). Similar cu plasa cu plasă, atunci când este accesibilă de la țărm și nu este necesară o barcă, sondajele vizuale sunt simple și rapide, cantitative și repetabile, pot fi efectuate cu precizie de scafandri relativ începători și au un impact minim asupra mediului (Harvey, Fletcher & amp Shortis , 2001 Schmitt, Sluka & amp Sullivan-Sealey, 2002 Edgar, Barrett & amp Morton, 2004 Ward-Paige & amp Lotze, 2011). Cu toate acestea, studiile vizuale au, de asemenea, prejudecăți, interfața aer-apă din masca de scafandru duce la mărirea dimensiunii și la modificări ale percepției adâncimii (deși există metode pentru standardizarea estimărilor de dimensiune), scafandrii adesea subestimează sau supraestimează zona eșantionată și vizibilitate scăzută în tulburări. apele pot duce la observații reduse (Ross, Franklin și Weitman, 1969 Harvey, Fletcher și Shortis, 2001 Harvey și colab., 2004). Studiile vizuale pot subestima abundența celor mai frecvente specii, iar comportamentul speciilor poate afecta rezultatele pe măsură ce unele specii sunt atrase, în timp ce altele pot înota departe de scafandru (Brock, 1982 Chapman & amp Atkinson, 1986 Dickens și colab., 2011) . De asemenea, sondajele vizuale ratează adesea speciile criptice, totuși, recensământul vizual prin interferență (IVC) este o tehnică care demontează habitatul pentru a cerceta speciile criptice și poate eșantiona aceste specii mai bine decât plasele. Cu toate acestea, acest lucru necesită prelevarea de probe de două ori mai mare decât cantitatea de transecte și are un impact mai mare asupra habitatului (Beldade & Gonçalves, 2007). În cele din urmă, deoarece UVC necesită identificarea instantanee a indivizilor într-un mediu deschis, poate duce la identificarea greșită a speciilor. În ciuda utilizării pe scară largă atât a plaselor de plajă, cât și a UVC pentru monitorizarea ecosistemelor costiere din întreaga lume, există puține studii care au evaluat comparabilitatea acestor metode de cercetare în diferite regiuni (Franco și colab., 2012).

O altă întrebare importantă în proiectarea programelor de monitorizare este unde se efectuează sondaje. Majoritatea ecosistemelor costiere constau dintr-un set divers de habitate cu diferite tipuri de fund, specii de fundații, adâncimi, condiții abiotice și impacturi antropice și ansamblurile asociate macrofaunelor diferă probabil între tipurile de habitat și impactul uman (Heck, Hays & amp Orth, 2003 Schmidt și colab. ., 2011 Schein și colab., 2012 Holmes și colab., 2013). Astfel, în funcție de scopul programului de monitorizare, este important să se decidă ce metode de anchetă să folosească și unde să le efectueze pentru a obține cele mai semnificative rezultate. În Europa s-au efectuat evaluări mai ample ale ansamblurilor de pești în diferite habitate din interiorul și între estuare, deși folosind sondaje cu traul mai distructive (França, Costa & amp Cabral, 2009 França, Costa & Cabral, 2011 Selleslagh et al., 2009).

Aici, folosim un studiu de caz din Canada atlantică, în care atât sondajele de plajă, cât și sondajele UVC au fost utilizate pentru a monitoriza ansamblurile de pești de coastă la scară regională, pentru a evalua diferențele în metodele de cercetare și locația de cercetare. Din 2003, Programul comunitar de monitorizare acvatică (CAMP) al Departamentului de Pescuit și Oceane (DFO) a folosit sondaje cu plasă-pungă în mai multe estuare de-a lungul coastei din sudul Golfului St. Lawrence (Fig. 1A) pentru a evalua schimbările în peștii de coastă. ansambluri (Weldon et al., 2004). Colectarea datelor este completată frecvent de organizații comunitare locale instruite, maximizând eșantionarea spațială și temporală. În același timp, cercetătorii de la Universitatea Dalhousie au folosit sondaje UVC pentru a evalua ansamblurile macrofaunale din paturile de eelgrass din mai multe estuare din aceeași regiune (Lotze și colab., 2003 Coll și colab., 2011 Schmidt, 2012 Schmidt și colab., 2012). ). Multe estuare din sudul Golfului Sfântului Laurențiu sunt dominate de iarbă (Zostera marina), care a fost desemnată o specie semnificativă din punct de vedere ecologic (ESS, DFO, 2009) deoarece oferă servicii ecosistemice importante, cum ar fi habitatul de depunere a icrelor, de pepiniere și de hrănire pentru o gamă largă de specii asociate (Vandermeulen, 2005 Vandermeulen, 2009 DFO, 2009). Cu toate acestea, habitatele eelgrass sunt amenințate de o serie de impacturi umane, cum ar fi încărcarea cu nutrienți și operațiunile de acvacultură (Lotze și colab., 2003 Schein și colab., 2012 Schmidt și colab., 2012 Skinner, Courtenay și McKindsey, 2013). În prezent, se desfășoară eforturi pentru a dezvolta un cadru de monitorizare pentru regiune condus de Parteneriatul de monitorizare a mediului în strâmtoarea Northumberland (NorSt – EMP www.cwn-rce.ca/). Un obiectiv al acestui parteneriat este de a determina cum și unde să monitorizeze cel mai bine ansamblurile de pești de coastă și paturile de iarbă.

Figura 1: Harta (A) Canadei atlantice cu regiunea sudică a golfului Sfântului Lorenc și a strâmtorii Northumberland din New Brunswick, (B) un prim plan al celor cinci estuare eșantionate: LM, Laméque SH, Shippagan KB, Kouchibouguac BT, Harta Bouctouche CG, Cocagne și (C) a golfului Cocagne cu situri de studiu CAMP pe termen lung CG1 până la CG6 (ESRI, 2011 Guvernul Canadei GeoGratis, 2013).

Obiectivele studiului nostru au fost să compare ansamblurile de macrofaună mobile estuariene eșantionate prin două metode de sondaj utilizate în mod obișnuit cu plasă cu plasă și UVC, precum și ansambluri macrofaunale mobile găsite în două habitate comune de lângă țărm și eelgrass. Rezultatele au implicații importante pentru modul și locul unde se pot preleva cel mai bine ansamblurile de pești de coastă pentru a evalua schimbările în structura și funcționarea ecosistemelor de coastă. Rezultatele noastre pot fi utilizate pentru proiectarea NorSt-EMP, precum și pentru alte programe de monitorizare naționale sau internaționale care folosesc sau adoptă deja aceste metode comune de monitorizare.


1. INTRODUCERE

Peștele și crustaceele capturate cu traule de vidră de fund, traule cu grindă și dragă de crustacee (denumite în continuare „traule de fund”) reprezintă aproximativ un sfert din debarcările globale de captură-pescuit (Amoroso și colab., 2018). Cu toate acestea, traulul de fund este adesea una dintre cele mai semnificative forme de tulburări fizice pe fundul mării (Eastwood, Mills, Aldridge, Houghton și Rogers, 2007 Foden, Rogers și Jones, 2011). Întinderea acestei perturbări este foarte variabilă, iar proporția suprafeței fundului mării expusă la traul de fund variază de la & lt1% la & gt80% în diferite regiuni ale lumii (Amoroso și colab., 2018). Traul poate modifica textura sedimentului (mărimea granulelor), prezența și natura formelor de pat și a proceselor de schimb chimic (Oberle, Storlazzi și Hanebuth, 2016 Simpson & Watling, 2006). Traulul poate avea, de asemenea, impacturi directe și indirecte asupra populațiilor și comunităților de nevertebrate bentonice, cu reduceri semnificative ale abundenței, biomasei, diversității speciilor, mărimii corpului și productivității raportate în multe studii (Collie, Hall, Kaiser și Poiner, 2000 Hiddink și colab. , 2017 Kaiser și colab., 2006 McConnaughey, Syrjala și Dew, 2005 Sciberras și colab., 2018). Expunerea este larg răspândită deoarece traulele pot fi adaptate pentru a fi utilizate în diverse habitate și sunt ușor adaptate la o gamă largă de nave, specii țintă, condiții de pescuit și setări geografice (Løkkeborg, 2005 Suuronen și colab., 2012 Valdemarsen, Jørgensen și Engås, 2007 ).

Efectele traulelor de fund într-o anumită locație sunt determinate de proiectarea uneltelor și de funcționarea acestuia, de frecvența și intensitatea traulului, de susceptibilitatea biotei (care influențează epuizarea) și de istoria de viață a biotei (care influențează recuperarea). Mediile expuse la diferite regimuri fizice au sensibilități diferite la traulul de fund, reflectând caracteristicile faunei bentonice (de exemplu, Snelgrove & Butman 1994 Hiddink et al., 2019 Kaiser, Hormbrey, Booth, Hinz, & Hiddink, 2018) și nivelul de fundal al tulburări naturale (de exemplu, McConnaughey și Syrjala, 2014). Amprenta traulelor (zona geografică care este contactată direct de traule cel puțin o dată într-o anumită perioadă de timp) este determinată de mai mulți factori, inclusiv distribuția și capturabilitatea peștelui sau crustaceelor, capacitatea tehnică a flotei, costurile de producție și prețurile pieței; robustețea fundului mării, condițiile de mediu (de exemplu, modelele meteorologice predominante), starea dezvoltării pescuitului și modificările măsurilor de gestionare. Fiecare dintre acești factori variază în spațiu și timp, astfel încât amprenta să se miște, să se contracte sau să crească de la an la an (de exemplu, Jennings, Lee și Hiddink, 2012 Kaiser, 2005), deși la scară largă, distribuțiile traulului de fund tind să fie consecventă de la an la an (Amoroso et al., 2018).

Impactul traulului asupra mediului și biodiversității sunt centrul dezbaterilor societale despre beneficiile și costurile producției de fructe de mare, precum și un accent din ce în ce mai mare al proceselor de reglementare și certificare a managementului pescuitului și al mediului. Acesta este mai ales cazul când traularea are loc pe sau în apropierea ecosistemelor marine vulnerabile (VME) sau a zonelor semnificative din punct de vedere ecologic și biologic (EBSA), dar și pentru alte tipuri de habitat (Garcia, Rice și Charles, 2014). O serie de măsuri de gestionare și acțiuni voluntare din industrie au fost adoptate pentru a reduce sau preveni impactul traulei asupra habitatelor de pe fundul mării. Cu toate acestea, baza de cunoștințe pentru a evalua eficacitatea acestor măsuri sau combinații de măsuri și măsura în care acestea reprezintă cele mai bune practici sunt fragmentate.

Aici, analizăm și evaluăm eficacitatea măsurilor de gestionare și a acțiunilor din industrie care sunt menite să minimizeze impactul traulului asupra habitatelor de pe fundul mării și asupra biotei. Acestea includ modificări în designul și operațiunile uneltelor, controalele spațiale, cotele de impact și controalele efortului. Exemple scurte și analize bazate pe performanță sunt utilizate pentru a dezvolta îndrumări cu privire la cele mai bune practici pentru o gamă largă de pescuit și sisteme de management asociate. Bazându-ne pe analizele anterioare ale impactului și gestionării activităților de pescuit (Collie și colab., 2017 Hiddink și colab., 2017, 2019 Pitcher și colab., 2017 Sciberras și colab., 2018), abordăm lacunele de cunoștințe multiple identificate într-o prioritate exercițiu preocupat de reducerea impactului asupra mediului al traulului (Kaiser și colab., 2016). Îndrumările rezultate privind cele mai bune practici sunt menite să ajute managerii și industria să minimizeze impactul asupra mediului al traulelor pe unitate de greutate sau valoare a peștelui debarcat, atingând în același timp un nivel durabil de producție de pește.


Rezultate

Hartă care arată stațiile analizate pentru acest studiu. Stațiile pe substrat dur sunt prezentate ca triunghiuri, sedimentele moi sunt cercuri. Toate stațiile sunt colorate în raport cu diversitatea (alb = diversitatea Simpson de 0, cea mai închisă verde = diversitatea Simpson 0,7). Intensitatea traulului se bazează pe orele cumulate de traul pentru toate înregistrările (1986–2013).

Hartă care arată stațiile analizate pentru acest studiu. Stațiile pe substrat dur sunt prezentate ca triunghiuri, sedimentele moi sunt cercuri. Toate stațiile sunt colorate în raport cu diversitatea (alb = diversitatea Simpson de 0, cea mai închisă verde = diversitatea Simpson 0,7). Intensitatea traulului se bazează pe ore cumulate traulate pentru toate înregistrările (1986-2013).

Statistici rezumate ale stației.

. Greu . Moale. Total.
Numărul de stații 88 113 201
Observatii 54 435 38 037 92 472
Clase 29 29 29
Detalii despre stație
Abundenţă
Min 48 6 6
Median 480 104 258
Max 2460 2945 2945
Clase
Min 3 1 1
Median 4 4 4
Max 5 5 5
Diversitatea Simpson
Min 0.022 0.000 0.000
Median 0.564 0.362 0.486
Max 0.712 0.685 0.712
Minute de traul
Min 0 0 0
Median 145 320 195
Max 99 690 128 600 128 600
Ani de recuperare
Min 0 0 0
Median 7 3 6
Max 28 28 28
Adâncime (m)
Min 61 68 61
Median 218 230 260
Max 484 725 725
. Greu . Moale. Total .
Numărul de stații 88 113 201
Observatii 54 435 38 037 92 472
Clase 29 29 29
Detalii despre stație
Abundenţă
Min 48 6 6
Median 480 104 258
Max 2460 2945 2945
Clase
Min 3 1 1
Median 4 4 4
Max 5 5 5
Diversitatea Simpson
Min 0.022 0.000 0.000
Median 0.564 0.362 0.486
Max 0.712 0.685 0.712
Minute de traul
Min 0 0 0
Median 145 320 195
Max 99 690 128 600 128 600
Ani de recuperare
Min 0 0 0
Median 7 3 6
Max 28 28 28
Adâncime (m)
Min 61 68 61
Median 218 230 260
Max 484 725 725

Statistici rezumate ale stației.

. Greu . Moale. Total .
Numărul de stații 88 113 201
Observatii 54 435 38 037 92 472
Clase 29 29 29
Detalii despre stație
Abundenţă
Min 48 6 6
Median 480 104 258
Max 2460 2945 2945
Clase
Min 3 1 1
Median 4 4 4
Max 5 5 5
Diversitatea Simpson
Min 0.022 0.000 0.000
Median 0.564 0.362 0.486
Max 0.712 0.685 0.712
Minute de traul
Min 0 0 0
Median 145 320 195
Max 99 690 128 600 128 600
Ani de recuperare
Min 0 0 0
Median 7 3 6
Max 28 28 28
Adâncime (m)
Min 61 68 61
Median 218 230 260
Max 484 725 725
. Greu . Moale. Total .
Numărul de stații 88 113 201
Observatii 54 435 38 037 92 472
Clase 29 29 29
Detalii despre stație
Abundenţă
Min 48 6 6
Median 480 104 258
Max 2460 2945 2945
Clase
Min 3 1 1
Median 4 4 4
Max 5 5 5
Diversitatea Simpson
Min 0.022 0.000 0.000
Median 0.564 0.362 0.486
Max 0.712 0.685 0.712
Minute de traul
Min 0 0 0
Median 145 320 195
Max 99 690 128 600 128 600
Ani de recuperare
Min 0 0 0
Median 7 3 6
Max 28 28 28
Adâncime (m)
Min 61 68 61
Median 218 230 260
Max 484 725 725

Compilarea datelor privind impactul pescuitului a necesitat examinarea a peste 1 milion de traule în perioada 1986-2013. Durata medie a traulului a fost de 238 min. Traulul este cel mai răspândit în zona din jurul golfului Disko (Figura 1). Începând din 1986, 82% din suprafața noastră de studiu a fost supusă unor impacturi de pescuit (traiectorie ca Figura 1, limitată la 200-500 m zonă de adâncime). O sută șaptezeci și patru (87%) din siturile noastre de eșantionare se află în zone cu o anumită activitate de pescuit. Dacă luăm în considerare doar ultimul deceniu, atunci 121 (60%) stații se află în zone afectate de traule, iar 62 dintre acestea au fost traulate în ultimul an (timp de recuperare zero). Timpii cumulativi total de traulare variază de la neglijabil (± 1 min) la 3600 h (mai mult de 100 h pe an). Impactul pescuitului este legat de condițiile de mediu. Mai mult traul se produce pe siturile de sedimente moi (timpul de traul mediu de 110 ore, comparativ cu 40 de ore pe sedimentele dure), iar condițiile de mediu variază semnificativ pe terenul dur și moale (de exemplu, viteza actuală este mai mare pe terenul dur) — Anexa suplimentară 2 ). Mai mult, siturile cu traule recente sunt distincte din punct de vedere al mediului atât pe substraturi dure, cât și substraturi moi, de exemplu, aisbergurile sunt mai frecvente în zonele de pescuit pe sedimente moi, dar mai puțin frecvente în zonele de pescuit pe terenuri dure (Anexa 2 suplimentară).

Diversitatea și abundența sunt corelate cu mulți factori de mediu (Anexa 3 suplimentară). În mod remarcabil, abundența generală este semnificativ corelată negativ cu timpul cumulat de traulare și este corelată pozitiv cu timpul de recuperare. Regiunea de studiu acoperă un gradient latitudinal și de mediu larg, dar efectul traulului poate fi încă observat în analiza multivariată care încorporează factorii de mediu (Tabelul 2 și Anexa suplimentară 4). Intensitatea traulului explică 12/16% din varianța abundenței globale pe substraturi dure / moi și este cel mai important factor. Grupa funcțională a organismelor plate sesile (SEF) (adică bureți încrustați sau briozouri încrustați) nu este afectată de măsurile de efort de pescuit. În contrast, abundența taxonilor sesili proeminenți (SEP - inclusiv corali de apă rece și bureți mari) prezintă relații semnificative cu intensitatea traulului. Temperatura, adâncimea și concentrația aisbergului sunt factori importanți pentru prezicerea abundenței taxonilor.

Rezultatele modelelor liniare generalizate multivariate pentru o serie de variabile de răspuns.

Substrat dur / mixt. . Importanță și semnificație variabilă. .
Raspuns . R 2 . Temperatura . Viteza curenta . Concentrația aisbergului. Adâncime . Panta. Ani de recuperare. Pescuitul cumulativ. Pescuit × aisberguri. Teste.
Abundenţă 0.24 0.10** 0.01 0.04** 0.12*** 8/8
Numărul de clase 0.08 0.07* 0.03* 0.01 8/8
Diversitatea Simpson 0.33 0.24*** 0.06* 0.03* 0.03* 7/8
Abundență de grupuri funcționale
SEP 0.45 0.44*** 0.01 0.02* 8/8
SEF 0.25 0.09** 0.10** 0.08** 8/8
MC 0.07 0.05* 0.04* 8/8
MSM 0.21 0.03* 0.08** 0.01 0.03* 0.11*** 6/8
Abundența grupurilor taxonomice
Anthozoare 0.25 0.11** 0.11*** 0.06* 8/8
Ascidiacea 0.52 0.50*** 0.03** 8/8
Briozoa (incrustant) 0.15 0.07* 0.10** 8/8
Briozoa (moale) 0.52 0.21** 0.21 0.01** 0.06** 0.02 0.01 0.03* 8/8
Briozoare (pietroase) 0.33 0.31*** 0.04* 8/8
Hidrozoa 0.54 0.24* 0.30*** 0.01* 0.01 8/8
Maxilopoda 0.34 0.17*** 0.01 0.06* 0.13*** 8/8
Ophiuroidea 0.33 0.22*** 0.09** 0.03 8/8
Poliheta 0.19 0.14*** 0.02* 0.05** 8/8
Porifera (incrustant) 0.20 0.12** 0.09** 0.02 8/8
Porifera (masivă) 0.30 0.22*** 0.01 0.08** 0.02* 0.01 8/8
Substrat moale Importanță și semnificație variabile
RaspunsR 2TemperaturaViteza curentaConcentrația aisberguluiAdâncimePantăAni de recuperarePescuitul cumulativPescuit × aisberguriTeste
Abundenţă 0.28 0.00** 0.07 0.16*** 0.08*** 7/8
Numărul de clase 0.08 0.02 0.07** 8/8
Simpson Diversity 0.07 0.02 0.03* 0.00 0.05* 8/8
Abundența grupurilor funcționale
SEP 0.33 0.07* 0.02 0.07*** 0.06** 0.15** 8/8
SEF 0.07 0.07** 0.01 8/8
MC 0.22 0.13** 0.07* 0.02* 0.02* 8/8
MSM 0.21 0.06 0.00* 0.11*** 0.06** 7/8
Abundență de grupuri taxonomice
Anthozoare 0.21 0.01 0.14*** 0.08* 8/8
Ascidiacea 0.36 0.03* 0.08*** 0.07*** 0.05 0.12*** 0.04** 8/8
Briozoare (incrustante) 0.05 7/8
Briozoa (moale) 0.36 0.14*** 0.03* 0.05* 0.16*** 8/8
Briozoa (pietroasă) 0.18 0.04 0.06*** 0.02 0.02* 0.04** 0.03* 8/8
Hidrozoa 0.11 0.02 0.11*** 6/8
Maxilopoda 0.27 0.06 0.15*** 0.07 8/8
Ophiuroidea 0.12 0.06* 0.04** 0.02* 0.04* 7/8
Polycheta 0.07 0.00 0.02 0.03* 0.04* 5/8
Porifera (incrustant) 0.05 0.03* 0.03* 0.01 0.02 8/8
Porifera (masivă) 0.10 0.03** 0.04** 0.03*** 0.03* 8/8
Substrat dur / mixt. . Importanță și semnificație variabilă. .
Raspuns . R 2 . Temperatura . Viteza curenta . Concentrația de aisberg. Adâncime. Panta. Ani de recuperare. Pescuitul cumulativ. Pescuit × aisberguri . Teste .
Abundenţă 0.24 0.10** 0.01 0.04** 0.12*** 8/8
Numărul de clase 0.08 0.07* 0.03* 0.01 8/8
Diversitatea Simpson 0.33 0.24*** 0.06* 0.03* 0.03* 7/8
Abundența grupurilor funcționale
SEP 0.45 0.44*** 0.01 0.02* 8/8
SEF 0.25 0.09** 0.10** 0.08** 8/8
MC 0.07 0.05* 0.04* 8/8
MSM 0.21 0.03* 0.08** 0.01 0.03* 0.11*** 6/8
Abundență de grupuri taxonomice
Anthozoare 0.25 0.11** 0.11*** 0.06* 8/8
Ascidiacea 0.52 0.50*** 0.03** 8/8
Briozoa (incrustant) 0.15 0.07* 0.10** 8/8
Briozoa (moale) 0.52 0.21** 0.21 0.01** 0.06** 0.02 0.01 0.03* 8/8
Briozoa (pietroasă) 0.33 0.31*** 0.04* 8/8
Hidrozoare 0.54 0.24* 0.30*** 0.01* 0.01 8/8
Maxilopoda 0.34 0.17*** 0.01 0.06* 0.13*** 8/8
Ophiuroidea 0.33 0.22*** 0.09** 0.03 8/8
Poliheta 0.19 0.14*** 0.02* 0.05** 8/8
Porifera (incrustant) 0.20 0.12** 0.09** 0.02 8/8
Porifera (masivă) 0.30 0.22*** 0.01 0.08** 0.02* 0.01 8/8
Substrat moale Importanță și semnificație variabilă
RaspunsR 2TemperaturaViteza curentaConcentrație de aisbergAdâncimePantăAni de recuperarePescuitul cumulativPescuit × aisberguriTeste
Abundenţă 0.28 0.00** 0.07 0.16*** 0.08*** 7/8
Numărul de clase 0.08 0.02 0.07** 8/8
Diversitatea Simpson 0.07 0.02 0.03* 0.00 0.05* 8/8
Abundență de grupuri funcționale
SEP 0.33 0.07* 0.02 0.07*** 0.06** 0.15** 8/8
SEF 0.07 0.07** 0.01 8/8
MC 0.22 0.13** 0.07* 0.02* 0.02* 8/8
MSM 0.21 0.06 0.00* 0.11*** 0.06** 7/8
Abundență de grupuri taxonomice
Anthozoare 0.21 0.01 0.14*** 0.08* 8/8
Ascidiacea 0.36 0.03* 0.08*** 0.07*** 0.05 0.12*** 0.04** 8/8
Briozoa (incrustant) 0.05 7/8
Briozoa (moale) 0.36 0.14*** 0.03* 0.05* 0.16*** 8/8
Briozoa (pietroasă) 0.18 0.04 0.06*** 0.02 0.02* 0.04** 0.03* 8/8
Hidrozoa 0.11 0.02 0.11*** 6/8
Maxillopoda 0.27 0.06 0.15*** 0.07 8/8
Ophiuroidea 0.12 0.06* 0.04** 0.02* 0.04* 7/8
Poliheta 0.07 0.00 0.02 0.03* 0.04* 5/8
Porifera (incrustant) 0.05 0.03* 0.03* 0.01 0.02 8/8
Porifera (masivă) 0.10 0.03** 0.04** 0.03*** 0.03* 8/8

Toate variabilele de răspuns (cu excepția diversității Simpson și Numărul de clase) sunt date de abundență transformate în jurnal pentru grupul numit. Grupuri funcționale definite în apendicele 1 suplimentar. Numerele de sub variabilele explicative au importanță variabilă (proporția de varianță explicată de această variabilă), cu semnificație variabilă a modelului liniar notat cu notația * (*** p & lt 0,001, ** p & lt 0,01, * p < 0,05). Coloana Teste indică rezultatele verificării ipotezelor modelului pentru 8 măsuri (asimetrie, curtoză, heteroscedascitate, constanța varianței erorii, autocorelarea reziduală, validitatea funcției de legătură, validitatea globală a ipotezelor modelului și autocorelarea spațială a reziduurilor).

Rezultatele modelelor liniare generalizate multivariate pentru o serie de variabile de răspuns.

Substrat dur / mixt. . Importanță și semnificație variabilă. .
Raspuns . R 2 . Temperatura . Viteza curenta . Concentrația aisbergului. Adâncime. Panta . Ani de recuperare. Pescuitul cumulativ. Pescuit × aisberguri . Teste.
Abundenţă 0.24 0.10** 0.01 0.04** 0.12*** 8/8
Numărul de clase 0.08 0.07* 0.03* 0.01 8/8
Diversitatea Simpson 0.33 0.24*** 0.06* 0.03* 0.03* 7/8
Abundență de grupuri funcționale
SEP 0.45 0.44*** 0.01 0.02* 8/8
SEF 0.25 0.09** 0.10** 0.08** 8/8
MC 0.07 0.05* 0.04* 8/8
MSM 0.21 0.03* 0.08** 0.01 0.03* 0.11*** 6/8
Abundența grupurilor taxonomice
Anthozoare 0.25 0.11** 0.11*** 0.06* 8/8
Ascidiacea 0.52 0.50*** 0.03** 8/8
Briozoa (incrustant) 0.15 0.07* 0.10** 8/8
Briozoare (moale) 0.52 0.21** 0.21 0.01** 0.06** 0.02 0.01 0.03* 8/8
Briozoa (pietroasă) 0.33 0.31*** 0.04* 8/8
Hidrozoa 0.54 0.24* 0.30*** 0.01* 0.01 8/8
Maxillopoda 0.34 0.17*** 0.01 0.06* 0.13*** 8/8
Ophiuroidea 0.33 0.22*** 0.09** 0.03 8/8
Polycheta 0.19 0.14*** 0.02* 0.05** 8/8
Porifera (incrustant) 0.20 0.12** 0.09** 0.02 8/8
Porifera (masiv) 0.30 0.22*** 0.01 0.08** 0.02* 0.01 8/8
Substrat moale Importanță și semnificație variabilă
RaspunsR 2TemperaturaViteza curentaConcentrația aisberguluiAdâncimePantăAni de recuperarePescuitul cumulativPescuit × aisberguriTeste
Abundenţă 0.28 0.00** 0.07 0.16*** 0.08*** 7/8
Numărul de clase 0.08 0.02 0.07** 8/8
Simpson Diversity 0.07 0.02 0.03* 0.00 0.05* 8/8
Abundența grupurilor funcționale
SEP 0.33 0.07* 0.02 0.07*** 0.06** 0.15** 8/8
SEF 0.07 0.07** 0.01 8/8
MC 0.22 0.13** 0.07* 0.02* 0.02* 8/8
MSM 0.21 0.06 0.00* 0.11*** 0.06** 7/8
Abundența grupurilor taxonomice
Anthozoare 0.21 0.01 0.14*** 0.08* 8/8
Ascidiacea 0.36 0.03* 0.08*** 0.07*** 0.05 0.12*** 0.04** 8/8
Briozoa (incrustant) 0.05 7/8
Briozoare (moale) 0.36 0.14*** 0.03* 0.05* 0.16*** 8/8
Briozoa (pietroasă) 0.18 0.04 0.06*** 0.02 0.02* 0.04** 0.03* 8/8
Hidrozoa 0.11 0.02 0.11*** 6/8
Maxillopoda 0.27 0.06 0.15*** 0.07 8/8
Ophiuroidea 0.12 0.06* 0.04** 0.02* 0.04* 7/8
Polycheta 0.07 0.00 0.02 0.03* 0.04* 5/8
Porifera (incrustante) 0.05 0.03* 0.03* 0.01 0.02 8/8
Porifera (masiv) 0.10 0.03** 0.04** 0.03*** 0.03* 8/8
Substrat dur / mixt. . Importanță și semnificație variabile. .
Raspuns . R 2 . Temperatura . Viteza curenta . Concentrația de aisberg. Adâncime. Panta. Ani de recuperare. Pescuitul cumulat. Pescuit × aisberguri . Teste .
Abundenţă 0.24 0.10** 0.01 0.04** 0.12*** 8/8
Numărul de clase 0.08 0.07* 0.03* 0.01 8/8
Diversitatea Simpson 0.33 0.24*** 0.06* 0.03* 0.03* 7/8
Abundența grupurilor funcționale
SEP 0.45 0.44*** 0.01 0.02* 8/8
SEF 0.25 0.09** 0.10** 0.08** 8/8
MC 0.07 0.05* 0.04* 8/8
MSM 0.21 0.03* 0.08** 0.01 0.03* 0.11*** 6/8
Abundență de grupuri taxonomice
Anthozoare 0.25 0.11** 0.11*** 0.06* 8/8
Ascidiacea 0.52 0.50*** 0.03** 8/8
Briozoare (incrustante) 0.15 0.07* 0.10** 8/8
Briozoa (moale) 0.52 0.21** 0.21 0.01** 0.06** 0.02 0.01 0.03* 8/8
Briozoare (pietroase) 0.33 0.31*** 0.04* 8/8
Hidrozoa 0.54 0.24* 0.30*** 0.01* 0.01 8/8
Maxillopoda 0.34 0.17*** 0.01 0.06* 0.13*** 8/8
Ophiuroidea 0.33 0.22*** 0.09** 0.03 8/8
Poliheta 0.19 0.14*** 0.02* 0.05** 8/8
Porifera (incrustant) 0.20 0.12** 0.09** 0.02 8/8
Porifera (masiv) 0.30 0.22*** 0.01 0.08** 0.02* 0.01 8/8
Substrat moale Importanță și semnificație variabile
RaspunsR 2TemperaturaViteza curentaConcentrație de aisbergAdâncimePantăAni de recuperarePescuitul cumulativPescuit × aisberguriTeste
Abundenţă 0.28 0.00** 0.07 0.16*** 0.08*** 7/8
Numărul de clase 0.08 0.02 0.07** 8/8
Diversitatea Simpson 0.07 0.02 0.03* 0.00 0.05* 8/8
Abundența grupurilor funcționale
SEP 0.33 0.07* 0.02 0.07*** 0.06** 0.15** 8/8
SEF 0.07 0.07** 0.01 8/8
MC 0.22 0.13** 0.07* 0.02* 0.02* 8/8
MSM 0.21 0.06 0.00* 0.11*** 0.06** 7/8
Abundența grupurilor taxonomice
Anthozoare 0.21 0.01 0.14*** 0.08* 8/8
Ascidiacea 0.36 0.03* 0.08*** 0.07*** 0.05 0.12*** 0.04** 8/8
Briozoare (incrustante) 0.05 7/8
Briozoare (moale) 0.36 0.14*** 0.03* 0.05* 0.16*** 8/8
Briozoa (pietroasă) 0.18 0.04 0.06*** 0.02 0.02* 0.04** 0.03* 8/8
Hidrozoa 0.11 0.02 0.11*** 6/8
Maxillopoda 0.27 0.06 0.15*** 0.07 8/8
Ophiuroidea 0.12 0.06* 0.04** 0.02* 0.04* 7/8
Polycheta 0.07 0.00 0.02 0.03* 0.04* 5/8
Porifera (incrustant) 0.05 0.03* 0.03* 0.01 0.02 8/8
Porifera (masivă) 0.10 0.03** 0.04** 0.03*** 0.03* 8/8

Toate variabilele de răspuns (cu excepția diversității Simpson și Numărul de clase) sunt date de abundență transformate în jurnal pentru grupul numit. Grupuri funcționale definite în apendicele 1 suplimentar. Numerele de sub variabilele explicative au importanță variabilă (proporția de varianță explicată de această variabilă), cu semnificația variabilă a modelului liniar notat cu * notație (*** p & lt 0,001, ** p & lt 0,01, * p < 0,05). Coloana Teste indică rezultatele verificării ipotezelor modelului pentru 8 măsuri (asimetrie, curtoză, heteroscedascitate, constanța varianței erorii, autocorelarea reziduală, validitatea funcției de legătură, validitatea globală a ipotezelor modelului și autocorelarea spațială a reziduurilor).

XM50wH2ZtkS4zNpprEjCRPCti0jXjPG" />

Box plots de abundență reziduală pentru siturile recent traulate și recent netraulate. Abundența reziduală este componenta abundenței care nu este explicată de mediu (utilizarea reziduurilor unui model liniar, diversitate-mediu (excluzând efortul de traulare) elimină influența diferitelor medii din comparația siturilor traulate și netraulate). Graficele arată intervalul de date (linii), cu valori exterioare reprezentate ca puncte, caseta principală este aproximativ primul și al treilea quartile, iar linia neagră arată mediana, „crestătura” din jurul liniei negre prezintă un interval de încredere de aproximativ 95% pentru mediana. Site-urile cu traule recente sunt definite ca acele zone cu orice nivel de traul non-zero înregistrat în cei 10 ani anteriori eșantionării. Notarea stelară indică nivelul de semnificație al unei analize a varianței: ***p & lt 0,001 **p < 0,01.

XM50wH2ZtkS4zNpprEjCRPCti0jXjPG "/>

Box plots de abundență reziduală pentru siturile recent traulate și recent netraulate. Abundența reziduală este componenta abundenței care nu este explicată de mediul înconjurător (folosind reziduurile unui model liniar, diversitatea - mediul (excluzând efortul de pescuit) elimină influența diferitelor medii din comparația siturilor traulate și cele neîngrădite). Graficele arată intervalul de date (linii), cu valori exterioare reprezentate ca puncte, caseta principală este aproximativ primul și al treilea quartile, iar linia neagră arată mediana, „crestătura” din jurul liniei negre prezintă un interval de încredere de aproximativ 95% pentru mediană. Site-urile cu traule recente sunt definite ca acele zone cu orice nivel de traul non-zero înregistrat în cei 10 ani anteriori eșantionării. Notarea stelară indică nivelul de semnificație al unei analize a varianței: ***p & lt 0,001 **p < 0,01.

Investigarea influenței perioadei de timp utilizate pentru a defini siturile recent traulate/netraulate. (a) Casete care compară abundența reziduală a siturilor care au fost traulate/netraulate în ultimii 5/10/20 de ani. Folosind o definiție de 5 ani, observăm o diferență semnificativă în nivelurile de abundență pentru site-urile cu traul și cele neîngrădite (crestăturile din casete nu se suprapun). Cu toate acestea, nu există nicio diferență semnificativă între site-urile traulate / neatirate care utilizează definiția de 20 de ani (crestăturile se suprapun). (b) Complotarea tuturor definițiilor posibile ale site-urilor cu traule recente și neîncadrate ne permite să generăm o serie cronologică. (c) Concentrându-se pe crestăturile parcelei cutiei arată că crestăturile se suprapun în perioada de 20 de ani. (d) Eliminarea boxplot-urilor originale simplifică figura pentru a evidenția mediile de grup și intervalele de încredere.

Investigația influenței perioadei de timp utilizate pentru a defini site-urile cu traule / nediscoperite recent. (a) Parcele de cutii care compară abundența reziduală a siturilor care au fost traulate / nerezolvate în ultimii 5/10/20 ani. Folosind o definiție de 5 ani, vedem o diferență semnificativă în nivelurile de abundență pentru siturile traulate și netraulate (cresturile de cutie nu se suprapun). Cu toate acestea, nu există nicio diferență semnificativă între site-urile traulate / neatirate care utilizează definiția de 20 de ani (crestăturile se suprapun). (b) Complotarea tuturor definițiilor posibile ale site-urilor cu traule recente și neîncadrate ne permite să generăm o serie cronologică. (c) Concentrându-se pe crestăturile diagramelor cu casete arată că crestăturile se suprapun în perioada de 20 de ani. (d) Eliminarea boxplot-urilor originale simplifică figura pentru a evidenția mediile de grup și intervalele de încredere.

Serii cronologice care arată diferența de abundență între site-urile cu traule recente și cele neexplorate recent. Seria cronologică arată efectul modificării definiției „recent”, unde site-urile cu traule recente sunt orice site care are o anumită activitate de pescuit în trecut X ani și site-urile nedescoperite recent sunt acelea care nu au avut niciunul în aceeași perioadă de timp. Liniile arată valorile mediane și intervalele de încredere (pe baza statisticilor boxplot). Toate, dur și moale se referă la clasificarea substratului stațiilor. Rețineți că există o dimensiune foarte mică a eșantionului de stații de sedimente moi, recent descoperite X = 23-25 ​​de ani.

Serii cronologice care arată diferența de abundență între site-urile cu traule recente și cele neexplorate recent. Seria temporală arată efectul modificării definiției „recent”, în cazul în care site-urile de traul recent sunt orice site care a avut o anumită activitate de traul în trecut. X ani și site-urile nedescoperite recent sunt acelea care nu au avut niciunul în aceeași perioadă de timp. Liniile prezintă valori mediane și intervale de încredere (pe baza statisticilor boxplot). Toate, dur și moale se referă la clasificarea substratului stațiilor. Rețineți că există o dimensiune foarte mică a eșantionului de stații de sedimente moi, recent descoperite X = 23-25 ​​de ani.


Introducere

Perturbarea este o sursă importantă de eterogenitate temporală și spațială atât în ​​comunitățile de animale, cât și în cele vegetale (Sousa, 1984). Într-un context ecologic, o perturbare a fost definită ca „orice eveniment discret în timp care perturbă ecosistemul, comunitatea sau structura populației și modifică resursele, disponibilitatea substratului sau mediul fizic” (Pickett și White, 1985). Unele organisme depind de fapt de tulburări pentru a-și finaliza ciclurile de viață. Acest lucru a fost bine demonstrat în anumite ecosisteme forestiere în care temperaturile extreme ale incendiilor forestiere sunt necesare pentru germinarea cu succes a semințelor unor specii (Vogl, 1973). Barry (1989) a sugerat o analogie în mediul marin pentru o specie de vierme sabellid care formează agregări dense în sedimente moi. Acest vierme prezintă un răspuns de reproducere la daunele provocate de furtuni severe, la care recifele acestei specii sunt sensibile. Barry (1989) a propus că această strategie permite viermelui să maximizeze efortul reproductiv atunci când mortalitatea adulților este ridicată și, prin urmare, există o probabilitate mai mare de recrutare cu succes a minorilor ca urmare a concurenței reduse.

Ipoteza perturbării intermediare, de ex. Connell (1978) ilustrează importanța perturbării în menținerea diversității speciilor prin prevenirea excluderii competitive de către speciile dominante într-un ansamblu. Eterogenitatea spațială și temporală în regimul de perturbare are ca rezultat un mozaic de pete în interiorul unui habitat, cu părți ale comunității în diferite stadii de succesiune. Perturbarea fizică este un factor cheie care controlează compoziția spațială și temporală a comunităților de sedimente moi marine Hall și colab., 1994, Probert, 1984, Thrush și colab., 1996, care sunt supuse unei game de perturbații naturale și antropice care includ, pentru de exemplu, furtuni severe, epurare glaciare și maree Barnes, 1999, Peck și colab., 1999, pescuitul de fund Hall și Harding, 1997, Kaiser, 1998 și extracția agregatelor (Kenny și Rees, 1996). În plus, tulburările biologice apar ca urmare a unor procese precum hrănirea de către prădători Hall și colab., 1991, Oliver și Slattery, 1985, bioturbation Grant, 1983, Rhoads, 1967 și alte interacțiuni biotice care provoacă modificări ale proprietăților habitatului, cum ar fi sedimentele stabilitate și permeabilitate și comunități Jones și Jago, 1993, Thrush și colab., 1996.

Efectele perturbării fizice în mediile de sedimente moi se manifestă ca defaunarea parțială sau completă a peticcelor perturbate prin mortalitate directă și daune fizice, precum și prin deplasarea speciilor către habitate nefavorabile din apropiere, ducând la creșterea vulnerabilității la prădare Hall, 1994, Ramsay. și Kaiser, 1998. În plus, există numeroase efecte ale perturbării asupra proprietăților sedimentelor, cum ar fi stabilitatea și rugozitatea stratului său Hall și colab., 1994, Peterson și colab., 1987. Modificări ale topografiei sedimentelor ca urmare a perturbărilor modifică hidrodinamica în apropierea patului. (Thrush și colab., 1992) și, prin urmare, pot afecta depunerea particulelor, cum ar fi materia organică și larvele de nevertebrate bentonice. Tulburările fizice severe pot eroda sedimentele de la suprafață pentru a descoperi substraturi care sunt nefavorabile pentru așezarea larvelor din ansamblul original de organisme, de ex. (Kenny și Rees, 1994).

Perturbațiile antropice care apar în zonele de coastă pot afecta habitatele și comunitățile de interes pentru conservare, cum ar fi zonele importante de hrănire a păsărilor sau habitatele de pești juvenili Ferns și colab., 2000, Minello, 1999. Managerii zonelor de coastă sunt adesea obligați să evalueze rezultatul acordării de permise. diverse activități intruzive asupra comunităților bentice. Astfel de evaluări necesită o înțelegere a proceselor de recuperare necesare pentru a restabili mai întâi habitatul și, în al doilea rând, ansamblul biologic. În contextul prezentului studiu, definim recuperarea unei zone afectate ca având loc atunci când comunitatea perturbată a atins o stare care nu mai este semnificativ diferită de compoziția unei zone adiacente neperturbate.

Metodele tradiționale de studiere a recuperării post-perturbare a ecosistemelor de sedimente moi implică analize ale unui număr mare de probe de ansambluri macrofaunale și meiofaunale. O astfel de muncă necesită timp și forță de muncă (Olsgard și Somerfield, 2000) și necesită abilități de identificare care adesea lipsesc (Maurer, 2000). În plus, efortul necesar pentru acest tip de studiu poate însemna că aspectele importante ale lucrării, cum ar fi replicarea și, prin urmare, puterea experimentală, sau evaluarea diferitelor atribute ale comunității, nu sunt luate în considerare suficient (Elliott, 1993). Un cadru mai facil și mai rapid pentru evaluarea longevității efectelor perturbărilor ar fi, prin urmare, un instrument de gestionare foarte util, deoarece poate oferi o bază predictivă pentru evaluarea recuperării.

Multe studii au evidențiat importanța parametrilor fizici ai habitatului și efectele acestora asupra distribuției ansamblurilor macrofaunale.Există limitări ale relației animal-sediment postulate de Thorson (1957), deoarece studiile recente indică o variabilitate mult mai mare a asociațiilor de animale care apar în diferite sedimente (Snelgrove și Butman, 1994). Cu toate acestea, dovezile empirice sugerează că astfel de asociații există Warwick și colab., 1991; Warwick și Uncles, 1980; Yates și colab., 1993. În sedimentele moi moi, habitatul este susceptibil de refacere după perturbarea printr-o gamă fizică (de exemplu, val acţiune) şi procese biologice (ex. bioturbaţie). Acest lucru contrastează cu alte habitate biogene mai stabile (cum ar fi recifele de corali, paturile de midii, paturile de maerl și paturile de iarbă de mare), în care recuperarea habitatului durează mult dacă se produce la toate Hall-Spencer și Moore, 2000, Peterson și colab. ., 1987. Probabil, pentru comunitățile de sedimente moi, este necesar un anumit nivel de recuperare a habitatului înainte de eventuala refacere a ansamblului bentonic.

Am examinat traiectoria de recuperare a unui habitat de sediment moale și a comunității asociate acestuia în urma aplicării a două intensități de perturbare fizică întreprinse la o scară relevantă pentru perturbările antropice reale. Multe manipulări experimentale au folosit suprafețe de 1 m 2 sau mai mici, care sunt comparabile cu nivelul de perturbare cauzat de săparea manuală pentru momeală sau perturbarea hranei de către unii prădători (Brown și Wilson, 1997). Am ales o scară puțin mai mare de 2 × 2 m pentru a imita o gamă mai largă de perturbări și pentru a ne asigura că recuperarea a avut loc pe o scară de timp suficientă pentru a studia traiectoria de recuperare a comunităților perturbate. Dragarea prin aspirație hidraulică creează brazde între 0,5-3,5 m lățime și 5-60 cm adâncime Cook, 1991, Hall și colab., 1990, iar dragarea tractorului creează șine de până la 1 m lățime și 20-40 cm adâncime (Hall și Harding, 1997) . Gropile de hrănire ale unor prădători care se hrănesc pot fi mari, de exemplu balena cenușie Eschrichtius robustus deranjează pete de sediment între 1-2 m lățime și 10-15 cm adâncime (Oliver și Slattery, 1985). În aplicarea tratamentelor noastre de perturbare, am dorit să imităm un eveniment de perturbare generalizată la două intensități diferite, mai degrabă decât să imităm exact un „tip” specific de perturbare fizică (de exemplu, o pistă de dragare, spre deosebire de o groapă de hrănire).

Am urmărit să stabilim dacă oricare dintre parametrii fizici ușor măsurați ai habitatului ar putea fi folosit pentru a prezice recuperarea componentei macrofaunale a comunității. Nu a fost obiectivul nostru să arătăm vreo legătură cauzală între recuperarea habitatului fizic și schimbarea comunității, ci să investigăm posibilitatea ca parametrii fizici să poată fi folosiți ca surogate pentru recuperarea biologică. În cele din urmă, am sperat că acest lucru ar putea duce la dezvoltarea unor metode mai puțin costisitoare și consumatoare de timp de evaluare a diferențelor în ratele de recuperare post-perturbare care apar la diferite intensități și scări de perturbare.


Referințe

UNEP Blue Carbon O evaluare rapidă a răspunsului. Rolul oceanelor sănătoase în legarea carbonului. Programul Națiunilor Unite pentru Mediu (GRID-Arendal), http://www.grida.no/ (2009).

Mann, K. H. & amp Chapman, A. R. O. Producția primară de macrofite marine. [Cooper J. P. (ed.)] Fotosinteza și productivitatea în medii diferite. 207–223 (Cambridge University Press, Oxford, 1975).

Smith, S. V. Macrofitele marine ca un rezervor global de carbon. Ştiinţă 211, 838–840 (1981).

Reed, D. C., Rassweiler, A. & amp Arkema, A. A. Biomasa, mai degrabă decât rata de creștere, determină variația producției primare nete de kelp gigant. Ecologie 89, 2493–2505 (2008).

Fourqurean, J. W. et al. Ecosistemele de iarbă marină ca stoc de carbon semnificativ la nivel global. Geoștiința naturii 5 (2012).

Siikamäki, J., Sanchirico, J. N., Jardine, S., McLaughlin, D. & amp Morris, D. Blue Carbon: Coastal Ecosystems, stocarea lor de carbon și potențialul de reducere a emisiilor. Mediu: Știință și politici pentru dezvoltare durabilă 55 (2013).

Trevathan-Tackett, S. M. et al. Campionarea macrofitelor marine pentru contribuțiile lor la sechestrarea carbonului albastru. Ecologie 96, 3043–3058 (2015).

Hill, R. et al. Pot contribui macroalgele la carbonul albastru? o perspectivă australiană. Limnologie și Oceanografie 60, 1689–1706 (2015).

Thiel, M. & Gutow, L. Ecologia raftingului în mediul marin I. Substraturile plutitoare. Oceanografie și biologie marină: o revizuire anuală 42, 181–264 (2005).

Thiel, M. & amp Gutow, L. Ecologia raftingului în mediul marin I. Organismele de rafting și comunitatea. Oceanografie și biologie marine: o revizuire anuală 43, 279–418 (2005).

Rothäusler, E., Corell, H. & amp Jormalainen, V. Abundența și traiectoriile de dispersie ale plutitorului Fucus vesiculosus în nordul Mării Baltice. Limnologie și Oceanografie 60, 2173–2184 (2015).

Krause-Jensen, D. & amp Duarte, C. M. Rolul substanțial al macroalgelor în sechestrarea carbonului marin. Geoștiința naturii 9, 737–742 (2016).

Smith, S. V. & amp Hollibaugh, J. T. Metabolismul de coastă și echilibrul carbonului organic oceanic. Recenzii despre geofizică 31, 75–89 (1993).

Duarte, C. M. & Cebrian, J. The sort of marine autotrophic production. Limnologie și Oceanografie 41, 1758–1766 (1996).

Zapata-Hernández, G. et al. Structura comunitară și ecologia trofică a faunei megabentice din bazinele adânci din Marea Interioară a Chiloé, Chile (41–43° S). Cercetarea raftului continental 130, 47–67 (2016).

Josselyn, M. N. & amp Mathieson, A. C. Afluxul sezonier și descompunerea așternuturilor macrofite autohtone într-un estuar nordic temperat. Hidrobiologia 71, 197–208 (1980).

Bernardino, A. F. et al. Succesiunea macrofaunală în sedimentele din jurul algelor și lemnului cade în adâncul nord-est al Pacificului și comunitatea se suprapune cu alte habitate reducătoare. Deep-Sea Res I 57, 708–723 (2010).

Wolff, T. Utilizarea ierbii marine în adâncul mării. Botanica acvatică 2, 161–174 (1976).

Schoener, A. & amp Rowe, G. T. Pelagic Sargassum și prezența sa printre bentosul de adâncime. Adâncime. Cercetare 17, 923–925 (1970).

Roper, C. F. E. & amp Brundage, W. L. Ciropatopodii cu organisme asociate din adâncurile mari: noi date biologice bazate pe fotografii bentonice adânci (Cephalopoda). Contribuții Smithsonian la zoologie 121, 1–46 (1972).

Wolff, T. Utilizarea macrofaunală a resturilor de plante în adâncurile mării. Sarsia 64, 117–136 (1979).

Lowson, G. S., Tyler, P. A. & amp Young, C. M. Atracția amfipodelor de adâncime către alimentele macrofite cade. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology 169, 33–39 (1993).

Harrold C. Limnologie și Oceanografie 43, 669–678 (1998).

Vetter, E. W. & amp Dayton, P. K. Comunitățile macrofaunale din interiorul și adiacente unui sistem de canion submarin bogat în detritus. Deep-Sea Res II 45, 25–54 (1998).

Vetter, E. W. & amp Dayton, P. K. Îmbogățirea organică prin detritus macrofit și tiparele de abundență ale populațiilor megafaunice din canioanele submarine. Seria Progresul Ecologiei Marine 186, 137–148 (1999).

Okey, T. A. Breslele de coloniști macrobentici și renegații din Monterey Canyon (SUA) algele în derivă: multidimensiuni partiționare. Monografii ecologice 73, 415–440 (2003).

Takai, N., Takatsu, E., Sawairi, Y., Kuwae, T. & Yoshihara, K. Transport and deposition of macrophyte to the dyphotic fund of coastal waters. Botanica acvatică 92, 289–293 (2010).

Filbee-Dexter, K. & amp Scheibling, R. E. Spatial Patterns and Predictors of Drift Algal Subsidy in Deep Subtidal Environments. Estuare și litoral 39, 1724–1734 (2016).

Komatsu, T. et al. Abundență de alge marine în derivă în estul Mării Chinei de Est. Evoluții în Ficologie Aplicată 2, 351–359 (2009).

Hinojosa, I. A., Pizarro, M., Ramos, M. & amp Thiel, M. Distribuția spațială și temporală a algelor plutitoare în canalele și fiordurile din sudul Chile. Știința estuară, de coastă și de raft 87(3), 367–377 (2010).

Sverdrup, H. U., Johnson, M. W. & amp Fleming, R. H. Oceanele: fizica lor. Chimie și biologie generală 1087 pp (Prentice-Hall, New York, 1942).

Kawai, H. Hidrografia extensiei Kuroshio. [Stommel, H. & amp Yoshida, K. (eds)] Kuroshio: Aspecte fizice ale curentului japonez. 235–352 (University of Washington Press, Seattle, 1972).

Safran, P. & Omori, M. Câteva observații ecologice asupra peștilor asociați cu algele marine în derivă în largul coastei Tohoku, Japonia. Biologie marina 105, 395–402 (1990).

Kokita, T. & amp Omori, M. Dispersarea pe distanțe lungi a peștilor larvare și juvenile, Sebastes thompsoni, cu alge marine în derivă în zona Tohoku, nord-vestul Pacificului, estimată prin analiza microstructurii otolitului. Buletinul de Științe Marine 65, 105–118 (1999).

Johnson, L. D. & amp Richardson, L. P. Despre scufundarea provocată de vânt a Sargassum. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology 28, 255–267 (1977).

Yoshida, T. Studii privind distribuția și deriva algelor marine plutitoare. Buletinul Laboratorului Regional de Cercetare în Pescuit Tohoku 23, 141–186 (1963).

Yatsuya, K. Perioada plutitoare a talilor Sargassaceani estimată de modificarea densității. Journal of Applied Phycology 20, 797–800 (2008).

Smith, B. D. & amp Foreman, R. E. O evaluare a descompunerii algelor marine într-o comunitate de buruieni din sudul strâmtorii Georgiei. Biologie marina 84, 197–205 (1984).

Mann, K. H. Producerea și utilizarea detritusului în diverse sisteme marine de apă dulce, estuar și de coastă. Limnologie și Oceanografie 33, 910–930 (1988).

Krumhansl, K. A. & amp Scheibling, R. E. Producția și soarta detritusului de alge. Seria Progresul Ecologiei Marine 467, 281–302 (2012).

Tenore, K. R. et al. Modificări ale compoziției și valorii nutriționale la un alimentator de depozit bentonic de bazine de detritus în descompunere. Buletinul de Științe Marine 35, 299–311 (1984).

Bowen, S. H. Compoziția și valoarea nutrițională a detritusului. [Moriarty, D. J. W. & amp Pullin, R. S. V. (eds)] Detritus și ecologie microbiană în acvacultură. 192–216 (Centrul internațional pentru gestionarea resurselor acvatice vii, Manila, 1987).

Bach, S. D., Thayer, G. W. & LaCroix, M. W. Exportul de detritus din eelgrass (Zostera marina) paturi lângă Beaufort, Carolina de Nord, SUA. Seria Progress Ecology Marine 28, 265–278 (1986).

Mateo, M. A. & amp Romero, J. Dinamica detritusului în iarba marină Posidonia oceanica: elemente pentru un buget de carbon și nutrienți ai ecosistemului. Seria Progress Ecology Marine 151, 43–53 (1997).

Hirata, T. et al. Studii ecologice asupra comunității de alge marine în derivă în apele de coastă din sud-estul Peninsulei Izu, centrul Japoniei. I: Modificări sezoniere ale plantelor în compoziția speciilor, aspectul, numărul de specii și mărimea. Cercetări ficologice 49, 215–229 (2001).

Yatsuya, K., Nishigaki, T., Douke, A. & amp Wada, Y. Modificări sezoniere ale biomasei macrofitelor blocate pe plaja Yoro de-a lungul unei păduri sargasacee din Golful Wakasa, Marea Japoniei. Știința pescuitului 73, 609–614 (2007).

Yoshida, T. Specii japoneze de Sargassum subgenul Bactrophycus (Phaeophyte, Fucales). Jurnalul Facultății de Științe, Universitatea Hokkaido, Seria 5 Botanică 13, 99–246 (1983).

Vandendriessche, S., Vincx, M. & Degraer, S. Algele marine plutitoare și influențele temperaturii, pășunatului și mărimii grupului asupra longevității plutei - Un studiu de microcosmos. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology 343, 64–73 (2007).

Oldham C. Limnologie și oceanografie: fluide și medii 4, 120–135 (2014).

Kokubu, Y., Komatsu, T., Ito, M., Hattori, T. & amp Narimatsu, Y. Biomasa de resturi macrofite marine pe fundul oceanului la sud-est de insula Hokkaido ajustată prin estimări experimentale ale eficienței capturilor. La mer 50, 11–21 (2012).

Yoshida, D., Uchimura, M., Yoshikawa, K. & Toshinobu, T. Conținutul de carbon și azot al algelor marine din Golful Hiroshima, Marea Interioară Seto. Buletinul Pescuitului și Mediului Mării Interioare 3, 53–61 (2001).

Muraoka, D. Resursele de alge marine ca sursă de fixare a carbonului. Buletinul Agenției de Cercetare în domeniul Pescuitului 1, 59–63 (2004).

Yatsuya K., Nishigaki T., Douke A. & amp Wada Y. Modificări sezoniere ale conținutului de carbon, azot și fosfor ale unor specii de sargasacee în zonele de coastă ale Prefecturii Kyoto, Marea Japoniei. Buletinul Societății japoneze de ficologie 56(2), 107–115 (2008).

Isobe, A., Kako, S., Chang, P. & amp Matsuno, T. Model de urmărire a particulelor în două direcții pentru specificarea sursei obiectelor aflate în derivă: Aplicație la raftul Mării Chinei de Est. Journal of Atmospheric and Ocean Technology 26, 1672–1682 (2009).

Filippi, J. B., Komatsu, T. & amp Tanaka, K. Simulare a algelor derivate în Marea Chinei de Est. Informatica ecologica 5, 67–72 (2010).

Masumoto, Y., Sakaki, H., Kagimoto, T. & amp Komori, N. O simulare de cincizeci de ani de rezolvare a turbionului Oceanului Mondial - Rezultate preliminare ale OFES (OGCM pentru simulatorul de pământ). Journal of Earth Simulator 1, 35–36 (2004).

Mizutori, M. & Sakai, S. Măsurarea câmpului a caracteristicilor de curent și difuzivitate în largul coastei Joban și în extinderea Kuroshio cu geamanduri Argos. Raportul CRIEPI U93046, 1–39 (1994).

Komatsu, T. et al. Posibilă schimbare în distribuția algelor marine, Sargassum horneri, în nord-estul Asiei, sub scenariul A2 al încălzirii globale și al efectului asupra unor pești. Buletinul Poluării Marinei 85, 317–324 (2014).


Opțiuni de acces

Obțineți acces complet la jurnal timp de 1 an

Toate prețurile sunt prețuri NET.
TVA va fi adăugat mai târziu în casă.
Calculul impozitului va fi finalizat în timpul plății.

Obțineți acces limitat la timp sau la articol complet pe ReadCube.

Toate prețurile sunt prețuri NET.


MULȚUMIRI

Acest studiu a fost realizat ca parte a programului „NAFO potențiale ecosisteme marine vulnerabile - impactul pescuitului în adâncime” (NEREIDA), care este susținut de secretarul general al Mării din Spania, Ministerul Spaniol pentru Mediul Rural și Marin, Institutul spaniol de Oceanografie, Studiul Geologic al Canadei, Serviciul hidrografic canadian, Pescuitul și Oceanele Canada, Centrul Regatului Unit pentru Științe de Pescuit și Acvacultură din Marea Britanie, Institutul de cercetare polară rusă pentru pescuit și oceanografie marină și PP rus Institutul de Oceanologie Shirshov. Mulțumim echipajului și oamenilor de știință de la bordul navei de cercetare spaniole Miguel Oliver care a colectat probele de bază ale cutiei analizate prin acest studiu. Această cercetare a fost susținută de un premiu colaborativ acordat de Consiliul de cercetare a mediului natural (NERC) în știință și inginerie (CASE) (NE / K006886 / 1), de Merton College, Universitatea din Oxford, Marea Britanie, și prin cercetarea Uniunii Europene Orizont 2020 și program de inovare în temeiul acordului de finanțare nr. 678760 (ATLAS). Acest rezultat reflectă doar opiniile autorilor, iar Uniunea Europeană nu poate fi trasă la răspundere pentru orice utilizare care ar putea fi făcută a informațiilor conținute în acesta. Finanțatorii nu au avut niciun rol în proiectarea studiului, colectarea și analiza datelor, decizia de publicare sau pregătirea manuscrisului.


Bogăția și diversitatea speciilor de fund moale, în funcție de adâncimea și sporul de aisberg în Kongsfjorden glaciar arctic (Svalbard)

Comunitățile de sedimente moi macrozoobententice din zona centrală arctică Kongsfjorden care locuiesc în șase zone de adâncime cuprinse între 5 și 30 m au fost prelevate folosind scufundări SCUBA în perioada iunie-august 2003 și analizate comparativ. Au fost găsiți aproximativ 63 de taxoni, dintre care nouă nu fuseseră raportate pentru Kongsfjorden și patru pentru Svalbard. Hrănirea în suspensie sau polihetele detritivore de suprafață și de sub suprafață și amfipodele care se hrănesc cu depozite au fost dominante. Doar 11 dintre cei 63 de taxoni (45 de specii și 18 familii suplimentare neidentificate în continuare) locuiau pe întregul interval de adâncime. Biomasa a variat de la 3,5 la 25,0 g masă uscată fără cenușă m -2 și diversitatea medie Shannon (Log e) a fost 2,06. Gruparea de similitudine din abundență și date despre biomasă a arătat o diferență semnificativă între stația superficială (5 m) și restul. Acesta din urmă a format două subgrupuri (10-20 și 25-30 m). Adâncimea este irevocabil corelată cu spălarea gheții. Astfel, diferențele de diversitate, împreună cu intensitatea prezisă a spargerii aisbergului, susțin „ipoteza perturbării intermediare”, indicând faptul că habitatele afectate de spălarea moderată a aisbergului permit o diversitate mai mare. În schimb, biotopii au afectat frecvent doar comunități de pionier, în timp ce ansamblurile mature, mai puțin diverse, domină adâncimile cu impact scăzut.

Aceasta este o previzualizare a conținutului abonamentului, acces prin intermediul instituției dvs.


Priveste filmarea: Nava de pescuit in actiune! Captura este impresionanta! (Ianuarie 2022).