Informácie

Aké by boli najlepšie bagrovacie/vlečné nástroje na zber makrofaunálnych priapulidov?

Aké by boli najlepšie bagrovacie/vlečné nástroje na zber makrofaunálnych priapulidov?


We are searching data for your request:

Forums and discussions:
Manuals and reference books:
Data from registers:
Wait the end of the search in all databases.
Upon completion, a link will appear to access the found materials.

Titul hovorí za všetko. Hľadal som najlepší spôsob zberu makrofaunálnych priapulidov a chcel by som poradiť ohľadom spôsobov vzorkovania a najmä nástrojov na odber vzoriek. Pretože sa veľké priapulidy zvyčajne nachádzajú v nízkych hustotách, akákoľvek forma záchytného zariadenia na odber vzoriek by bola pravdepodobne neúčinná a uprednostnila by sa bagr/vlečná sieť. Nejaké nápady na to, ktoré nástroje by sa odobrali do správnej hĺbky a efektívne filtrovali?


Moja prvá otázka by bola, či existujú nejaké vonkajšie náznaky, ako sú vzduchové otvory alebo čokoľvek iné, čo môžete posúdiť z povrchu? Myslím, že ak existuje, mohli by ste použiť transekty a kvadrát. Ak sa pre nich potrebujete potápať, môžete samozrejme vyrobiť vážený štvorec tak, že naplníte PVC rúrku pieskom a zlepíte ju. Potom vezmite oblasť a rozložte transekty a náhodne vyberte rôzne dĺžky pozdĺž každého transektu, aby ste kvadrat položili a to vám poskytne odhad hustoty. Ak ich skutočne potrebujete extrahovať z bahna, myslím si, že sa to líši podľa druhu a mohli by ste to urobiť pomocou drapákového vzorkovníka správnej veľkosti, niečo na malom konci, aký by som si predstavoval. Tak neutriedite tony a tony bahna, ktoré chcete triediť. Ak sú ešte vzácnejšie, ako si predstavujem, mohli by ste rozložiť transekty a plávať nimi, kým niečo neuvidíte, a skoncovať s kvadratom. Dúfam, že to pomôže.


Analýza vplyvu vlečných sietí na lov pri dne na sedimentárne morské dno pomocou zobrazenia profilu sedimentu

Snímky profilov sedimentu (SPI) sa hodnotili na hodnotenie vplyvov vlečných sietí na morské dno vydry. Táto technika umožňuje zobrazenie najvyšších vrstiev sedimentu v profile, vrátane rozhrania sediment-voda. V časových radoch boli skúmané dve oblasti v Egejskom mori, každá s kontrolnými a nárazovými oblasťami: komerčný rybársky pruh s mäkkými sedimentmi v hĺbke približne 200 m a experimentálne vlečný pruh s tvrdšími maerlyovými sedimentmi v hĺbke približne 80 m. Celkovo bolo nasnímaných 158 snímok v hlbokej zemi a 124 v plytkej zemi. Z každého obrázku bolo urobených niekoľko meraní, čo viedlo k odhadom porovnateľnej penetrácie a drsnosti povrchu morského dna v malom rozsahu. Okrem toho bolo na obrázkoch zaznamenaných veľké množstvo povrchových a podpovrchových atribútov, ktoré tvoria základ viacrozmernej analýzy. Výsledky naznačili, že penetrácia a drsnosť samy o sebe neboli veľmi dobrými ukazovateľmi, aj keď drsnosť bola lepším ukazovateľom najmä v hrubých sedimentoch. Hlavným dôvodom je, že samotné merania (najmä drsnosť) nerozlišujú medzi biologickým a antropogénnym narušením. Multivariačná analýza kombinujúca merania s atribútmi bola dobrým ukazovateľom pri skúmaní vplyvov vlečných sietí na hrubé sedimenty, kde je nedostatok dobrej penetrácie možné kompenzovať pohľadom na povrch sedimentu, kde je možné zhromaždiť viac údajov atribútového typu. Okno vzorkovania SPI poskytuje relatívne malú zobrazenú vzorku v porovnaní s inými zobrazovacími technikami (sonar s bočným skenovaním, video atď.) A v heterogénnom prostredí platí, že čím viac replikátov, tým spoľahlivejšia metóda bude. Ak sa používa viac ako jedna metodika, odporúča sa viacúrovňový zobrazovací prístup.


Úvod

Terénne prieskumy sú bežným prvým krokom pre mnohé základné a aplikované ekologické štúdie a poskytujú zásadný základ pre environmentálne manažérstvo (Connolly, 1994 Mapstone & amp Ayling, 1998 Hernandez et al., 2006 França, Costa & amp Cabral, 2009 França, Costa & amp Cabral , 2011). Ako sa zvyšujú antropogénne vplyvy na prírodné ekosystémy, mapovanie a monitorovanie sú stále viac cenené ako prostriedky na kvantifikáciu zmien v životnom prostredí. Preto sa schopnosť dokončiť presné, rýchle a nákladovo efektívne prieskumy druhov stala dôležitým nástrojom ochrany a manažmentu (Hughes, 1996 Schmitt, Sluka & amp Sullivan-Sealey, 2002 Langlois et al., 2010 Murphy & amp Jenkins, 2010).

Pre väčšinu prírodných spoločenstiev existuje množstvo rôznych metód prieskumu, ale výsledné odhady početnosti a rozmanitosti druhov sa môžu líšiť podľa zvolenej metódy prieskumu, čo ovplyvňuje presnosť a presnosť údajov (Connolly, 1994 Mapstone & amp Ayling, 1998 Côté & amp Perrow, 2006). Údaje zozbierané rôznymi metódami teda nemusia byť priamo porovnateľné z dôvodu skreslenia prieskumu. Vzhľadom na to, že výsledky prieskumu je možné použiť na rozhodovanie o ochrane a manažmente, je preto dôležité vyhodnotiť, ako fungujú rôzne metódy prieskumu a či sa môžu navzájom nahradiť alebo dopĺňať (Murphy & amp Jenkins, 2010 Ward-Paige, Flemming & amp Lotze, 2010) .

V ústí riek a pobrežných ekosystémov vyžaduje monitorovanie mobilných makrofaunálnych zoskupení, najmä rybárskych, techniky podmorského prieskumu. K bežne používaným metódam monitorovania mobilných makrofaunálnych zoskupení v ústí riek a pobrežných ekosystémov patrí sieť na plážové nevody, podvodné vizuálne sčítanie (UVC), diaľkové podvodné video s návnadou (BRUV), stereo video ovládané potápačom a deštruktívnejšie metódy, ako je bagrovanie/vlečná sieť, otravy a vzorkovanie sania (Harmelin-Vivien & amp Francour, 1992 Côté & amp Perrow, 2006 Murphy & amp Jenkins, 2010 Holmes et al., 2013). BRUV aj stereo video majú výhodu v zníženej chybe potápača pri odhadovaní veľkosti a početnosti, napriek tomu bol BRUV kritizovaný za prednostné skúmanie väčšieho počtu veľkých dravých druhov rýb bez toho, aby boli vidieť porovnateľné zmeny v menších bylinožravých druhoch (Watson et al., 2005 Langlois a kol., 2010). Navyše, BRUV aj stereo video majú nevýhodu zvýšených nákladov na prieskumné zariadenie a času na analýzu dát v dôsledku veľkého množstva záberov (Willis, Millar & Babcock, 2000 Langlois a kol., 2010).

Na porovnanie, plážová záťahová sieť predstavuje jednoduchý, rýchly a nákladovo efektívny spôsob odberu vzoriek z relatívne veľkej, jasne vymedzenej oblasti a umožňuje živé zhromažďovanie jedincov (Piercer, Rasmussen & Leggett, 1990). Bol však kritizovaný za svoju premenlivú účinnosť lovu, pretože sieť sa môže zadrhnúť alebo zrolovať, čo umožní únikom, malé druhy sa môžu vyhnúť zachyteniu v priehlbinách na morskom dne, rýchlejšie plávajúce ryby môžu opustiť oblasť, kým sa záťahová sieť nahodí, a môže spôsobujú úmrtnosť ulovených jedincov, ako sú zraniteľné mladé ryby (Piercer, Rasmussen & amp Leggett, 1990 Connolly, 1994 Weldon et al., 2004). Pretiahnutie siete po morskom dne môže tiež spôsobiť určité problémy a lov veľkých húfov rýb, ktoré sa nedajú rýchlo spracovať, môže viesť k určitej úmrtnosti (osobné pozorovanie autorov). Vizuálne prieskumy sú podobné plážovým záťahovým sieťam a nie sú potrebné z brehu a nie je potrebný ani čln, ale sú jednoduché a rýchle, kvantitatívne a opakovateľné, dajú sa presne vykonať relatívne začínajúcimi potápačmi a majú minimálny vplyv na životné prostredie (Harvey, Fletcher & amp Shortis) , 2001 Schmitt, Sluka & amp Sullivan-Sealey, 2002 Edgar, Barrett & amp Morton, 2004 Ward-Paige & amp Lotze, 2011). Vizuálne prieskumy však majú tiež zaujatosti, pretože rozhranie vzduch-voda v maske potápača vedie k zväčšeniu veľkosti a zmenám vo vnímaní hĺbky (aj keď existujú metódy na štandardizáciu odhadov veľkosti), potápači často podceňujú alebo preceňujú oblasť, z ktorej sa vzorka odoberá, a slabú viditeľnosť pri zakalení. vody môžu viesť k zníženiu pozorovaní (Ross, Franklin & amp Weitman, 1969 Harvey, Fletcher & amp Shortis, 2001 Harvey a kol., 2004). Vizuálne prieskumy môžu podceniť početnosť najbežnejších druhov a správanie druhov môže ovplyvniť výsledky, pretože niektoré druhy sú priťahované, zatiaľ čo iné môžu odplávať od potápača (Brock, 1982 Chapman & Atkinson, 1986 Dickens et al., 2011) . Vizuálne prieskumy tiež často míňajú kryptické druhy, avšak interferenčné vizuálne sčítanie (IVC) je technika, ktorá rozoberá prostredie na prieskum kryptických druhov a môže tieto druhy vzorkovať lepšie ako siete. To však vyžaduje odber vzoriek dvojnásobného množstva transektov a má to väčší vplyv na biotop (Beldade & amp Gonçalves, 2007). Nakoniec, pretože UVC vyžaduje okamžitú identifikáciu jedincov v otvorenom prostredí, môže to mať za následok nesprávnu identifikáciu druhov. Napriek širokému využívaniu plážových záťahových sietí a UVC na monitorovanie pobrežných ekosystémov na celom svete existuje len málo štúdií, ktoré hodnotili porovnateľnosť týchto metód prieskumu v rôznych regiónoch (Franco et al., 2012).

Ďalšou dôležitou otázkou pri navrhovaní monitorovacích programov je, kde vykonávať prieskumy. Väčšina pobrežných ekosystémov pozostáva z rôznorodého súboru biotopov s rôznymi typmi dna, základnými druhmi, hĺbkami, abiotickými podmienkami a antropogénnymi vplyvmi a súvisiace makrofaunálne spoločenstvá sa pravdepodobne líšia medzi rôznymi typmi biotopov a ľudskými vplyvmi (Heck, Hays & Orth, 2003 Schmidt et al. ., 2011 Schein a kol., 2012 Holmes a kol., 2013). V závislosti od cieľa monitorovacieho programu je teda dôležité rozhodnúť, ktoré metódy prieskumu použiť a kde ich vykonať, aby sa dosiahli čo najzmysluplnejšie výsledky. V Európe sa vykonali širšie hodnotenia zhromaždení rýb v rôznych biotopoch v rámci a medzi ústiami riek, aj keď s použitím deštruktívnejších prieskumov vlečnými sieťami (França, Costa & Cabral, 2009 França, Costa & Cabral, 2011 Selleslagh et al., 2009).

Tu používame prípadovú štúdiu z Kanady v Atlantiku, kde sa prieskumy plážových nevody a UVC použili na monitorovanie zhromaždení pobrežných rýb v regionálnom meradle, na posúdenie rozdielov v metódach prieskumu a umiestnení prieskumu. Od roku 2003 používa program komunitného monitorovania vodného prostredia (CAMP) Ministerstva pre rybolov a oceány (DFO) prieskumy plážových záťahových sietí vo viacerých ústiach riek pozdĺž pobrežia južného zálivu Svätého Vavrinca (obr. 1A) na posúdenie zmien v pobrežných rybách. asambláže (Weldon et al., 2004). Zber údajov často dopĺňajú vyškolené miestne komunitné organizácie, čím sa maximalizuje priestorové a časové vzorkovanie. Vedci z Dalhousie University súčasne používajú prieskumy UVC na hodnotenie makrofaunálnych zoskupení v lôžkach úhorov medzi viacerými ústiami riek v rovnakej oblasti (Lotze et al., 2003 Coll et al., 2011 Schmidt, 2012 Schmidt et al., 2012 ). V mnohých ústiach riek v južnom zálive svätého Vavrinca dominuje úhor trávový (Zostera marina), ktorý bol označený za ekologicky významný druh (ESS, DFO, 2009), pretože poskytuje dôležité ekosystémové služby, ako je trenie, škôlka a prostredie na hľadanie potravy pre široké spektrum pridružených druhov (Vandermeulen, 2005 Vandermeulen, 2009 DFO, 2009). Biotopy úhora sú však ohrozené mnohými ľudskými vplyvmi, ako je zaťaženie živinami a akvakultúrne činnosti (Lotze a kol., 2003 Schein a kol., 2012 Schmidt a kol., 2012 Skinner, Courtenay & McKindsey, 2013). V súčasnej dobe prebieha úsilie o rozvoj rámca monitorovania pre tento región vedeného partnerstvom pre monitorovanie životného prostredia Northumberlandského prielivu (NorSt – EMP www.cwn-rce.ca/). Jedným z cieľov tohto partnerstva je určiť, ako a kde najlepšie monitorovať súpravy pobrežných rýb a záhony úhorov.

Obrázok 1: Mapa (A) Kanady v Atlantiku s južným zálivom svätého Vavrinca a oblasťou Northumberlandského prielivu New Brunswick, (B) detailný záber na päť vzorkovaných ústia riek: LM, Laméque SH, Shippagan KB, Kouchibouguac BT, Bouctouche CG, Cocagne a (C) mapa Cocagne Bay s miestami dlhodobých štúdií CAMP CG1 až CG6 (ESRI, 2011 Government of Canada GeoGratis, 2013).

Cieľom našej štúdie bolo porovnať estuarínové mobilné makrofaunálne asambláže, ktoré boli odobraté dvoma bežne používanými metódami prieskumu, plážový nevod a UVC, a tiež mobilné makrofaunálne asambláže nachádzajúce sa v dvoch bežných biotopoch nearshore a eelgrass. Výsledky majú dôležité dôsledky na to, ako a kde najlepšie odobrať vzorky pobrežných rýb na posúdenie zmien v štruktúre a fungovaní pobrežných ekosystémov. Naše výsledky je možné použiť pri navrhovaní NorSt – EMP, ako aj ďalších národných alebo medzinárodných monitorovacích programov, ktoré už používajú alebo prijímajú tieto bežné monitorovacie metódy.


1. ÚVOD

Ryby a mäkkýše ulovené vlečnými sieťami s rozperou pri dne, vlečnými sieťami s rozperným rahnom a bagrmi na mäkkýše (ďalej len „vlečné siete pri dne“) predstavujú približne jednu štvrtinu celosvetových vykládok v rámci rybolovu (Amoroso et al., 2018). Vlečná sieť pri dne je však jednou z najvýznamnejších foriem fyzického narušenia morského dna (Eastwood, Mills, Aldridge, Houghton, & Rogers, 2007 Foden, Rogers, & Jones, 2011). Rozsah tohto narušenia je veľmi variabilný a podiel oblasti morského dna vystavenej vlečným sieťam pri dne sa pohybuje od <1% do> 80% v rôznych oblastiach sveta (Amoroso et al., 2018). Vlečná sieť môže modifikovať textúru sedimentu (veľkosť zrna), prítomnosť a povahu ložísk a procesy chemickej výmeny (Oberle, Storlazzi, & Hanebuth, 2016 Simpson & Watling, 2006). Vlečná sieť môže mať tiež priamy a nepriamy vplyv na populácie a spoločenstvá bentických bezstavovcov, pričom v mnohých štúdiách sa uvádza významné zníženie početnosti, biomasy, druhovej diverzity, veľkosti tela a produktivity (Collie, Hall, Kaiser, & Poiner, 2000 Hiddink a kol. , 2017 Kaiser et al., 2006 McConnaughey, Syrjala, & Dew, 2005 Sciberras et al., 2018). Expozícia je rozšírená, pretože vlečné siete je možné prispôsobiť na použitie v rôznych biotopoch a ľahko sa prispôsobia širokému spektru plavidiel, cieľových druhov, rybolovných podmienok a geografického nastavenia (Løkkeborg, 2005 Suuronen et al., 2012 Valdemarsen, Jørgensen, & Engås, 2007 ).

Vplyvy lovu vlečnými sieťami pri dne na konkrétnom mieste sú určené konštrukciou výstroja a jeho činnosťou, frekvenciou a intenzitou lovu vlečnými sieťami, vnímavosťou bioty (ktorá ovplyvňuje vyčerpanie) a históriou života bioty (ktorá ovplyvňuje obnovu). Prostredia vystavené rôznym fyzickým režimom majú rôznu citlivosť na vlečné siete na lov pri dne, čo odráža charakteristiky bentickej fauny (napr. Snelgrove & Butman 1994 Hiddink et al., 2019 Kaiser, Hormbrey, Booth, Hinz, & Hiddink, 2018) a úroveň pozadia prirodzené rušenie (napr. McConnaughey a Syrjala, 2014). Stopa vlečných sietí (zemepisná oblasť, s ktorou sa vlečné siete priamo dotýkajú aspoň raz za určené časové obdobie) je určená niekoľkými faktormi vrátane distribúcie a uloviteľnosti rýb alebo mäkkýšov, technickej kapacity flotily, výrobných nákladov a trhových cien, členitosť morského dna, environmentálne podmienky (napr. prevládajúce poveternostné podmienky), stav rozvoja rybného hospodárstva a zmeny v opatreniach riadenia. Každý z týchto faktorov sa líši v priestore a čase tak, že sa stopa môže z roka na rok pohybovať, zmenšovať alebo rásť (napr. Jennings, Lee, & Hiddink, 2012 Kaiser, 2005), aj keď v širokom meradle majú distribúcie vlečných sietí na dne tendenciu byť konzistentné z roka na rok (Amoroso et al., 2018).

Vplyvy vlečných sietí na životné prostredie a biodiverzitu sú stredobodom spoločenských diskusií o výhodách a nákladoch na produkciu morských plodov a stále viac sa zameriavajú na regulačné a certifikačné postupy v oblasti rybného hospodárstva a životného prostredia. Ide najmä o prípady, keď sa rybolov vlečnými sieťami vyskytuje na alebo v blízkosti citlivých morských ekosystémov (VME) alebo ekologicky a biologicky významných oblastí (EBSA), ale aj v prípade iných typov biotopov (Garcia, Rice, & Charles, 2014). Bol prijatý rad riadiacich opatrení a dobrovoľných činností priemyslu s cieľom obmedziť alebo zabrániť vplyvom vlečných sietí na biotopy morského dna. Znalostná základňa na hodnotenie účinnosti týchto opatrení alebo kombinácií opatrení a rozsah, v akom predstavujú najlepšie postupy, je však roztrieštená.

Tu skúmame a hodnotíme účinnosť opatrení manažmentu a činností priemyslu, ktoré sú určené na minimalizáciu vplyvov vlečných sietí na biotopy morského dna a bioty. Patria sem zmeny v konštrukcii a prevádzke prevodových stupňov, priestorových ovládacích prvkoch, nárazových kvótach a ovládaní úsilia. Stručné príklady a analýzy založené na výkonnosti sa používajú na vypracovanie usmernení o osvedčených postupoch pre širokú škálu rybných hospodárstiev a súvisiacich systémov riadenia. Na základe predchádzajúcich analýz vplyvov a riadenia aktivít vlečných sietí (Collie a kol., 2017 Hiddink a kol., 2017, 2019 Pitcher a kol., 2017 Sciberras a kol., 2018) sa venujeme viacerým znalostným medzerám identifikovaným pri stanovovaní priorít cvičenie zamerané na zníženie environmentálnych vplyvov vlečných sietí (Kaiser et al., 2016). Výsledné usmernenia o osvedčených postupoch majú pomôcť manažérom a odvetviu minimalizovať environmentálne vplyvy rybolovu vlečnými sieťami na jednotku hmotnosti alebo hodnoty vyložených rýb a zároveň dosiahnuť udržateľnú úroveň produkcie rýb.


Výsledky

Mapa zobrazujúca stanice analyzované pre túto štúdiu. Stanice na tvrdom substráte sú znázornené ako trojuholníky, miesta mäkkého sedimentu sú kruhy. Všetky stanice sú zafarbené vzhľadom na diverzitu (biela = Simpsonova diverzita 0, najtmavšia zelená = Simpsonova diverzita 0,7). Intenzita vlečných sietí je založená na kumulatívnych hodinách lovených vlečnými sieťami pre všetky záznamy (1986 - 2013).

Mapa zobrazujúca stanice analyzované pre túto štúdiu. Stanice na tvrdom substráte sú zobrazené ako trojuholníky, miesta mäkkých sedimentov sú kruhy. Všetky stanice sú zafarbené vzhľadom na diverzitu (biela = Simpsonova diverzita 0, najtmavšia zelená = Simpsonova diverzita 0,7). Intenzita vlečných sietí je založená na kumulatívnych hodinách lovených vlečnými sieťami pre všetky záznamy (1986 - 2013).

Súhrnná štatistika stanice.

. Ťažko. Mäkké. Celkom .
Počet staníc 88 113 201
Pozorovania 54 435 38 037 92 472
triedy 29 29 29
Podrobnosti o stanici
Hojnosť
Min 48 6 6
Medián 480 104 258
Max 2460 2945 2945
triedy
Min 3 1 1
Medián 4 4 4
Max 5 5 5
Simpsonova rozmanitosť
Min 0.022 0.000 0.000
Medián 0.564 0.362 0.486
Max 0.712 0.685 0.712
Vlečné minúty
Min 0 0 0
Medián 145 320 195
Max 99 690 128 600 128 600
Roky zotavenia
Min 0 0 0
Medián 7 3 6
Max 28 28 28
Hĺbka (m)
Min 61 68 61
Medián 218 230 260
Max 484 725 725
. Ťažko. Mäkké. Celkom .
Počet staníc 88 113 201
Pozorovania 54 435 38 037 92 472
triedy 29 29 29
Podrobnosti o stanici
Hojnosť
Min 48 6 6
Medián 480 104 258
Max 2460 2945 2945
triedy
Min 3 1 1
Medián 4 4 4
Max 5 5 5
Simpsonova rozmanitosť
Min 0.022 0.000 0.000
Medián 0.564 0.362 0.486
Max 0.712 0.685 0.712
Vlečné minúty
Min 0 0 0
Medián 145 320 195
Max 99 690 128 600 128 600
Roky zotavenia
Min 0 0 0
Medián 7 3 6
Max 28 28 28
Hĺbka (m)
Min 61 68 61
Medián 218 230 260
Max 484 725 725

Súhrnná štatistika stanice.

. Ťažko. Mäkký . Celkom .
Počet staníc 88 113 201
Pozorovania 54 435 38 037 92 472
triedy 29 29 29
Podrobnosti o stanici
Hojnosť
Min 48 6 6
Medián 480 104 258
Max 2460 2945 2945
triedy
Min 3 1 1
Medián 4 4 4
Max 5 5 5
Simpsonovská rozmanitosť
Min 0.022 0.000 0.000
Medián 0.564 0.362 0.486
Max 0.712 0.685 0.712
Vlečné minúty
Min 0 0 0
Medián 145 320 195
Max 99 690 128 600 128 600
Roky zotavenia
Min 0 0 0
Medián 7 3 6
Max 28 28 28
Hĺbka (m)
Min 61 68 61
Medián 218 230 260
Max 484 725 725
. Ťažko. Mäkký . Celkom .
Počet staníc 88 113 201
Pozorovania 54 435 38 037 92 472
triedy 29 29 29
Podrobnosti o stanici
Hojnosť
Min 48 6 6
Medián 480 104 258
Max 2460 2945 2945
triedy
Min 3 1 1
Medián 4 4 4
Max 5 5 5
Simpsonovská rozmanitosť
Min 0.022 0.000 0.000
Medián 0.564 0.362 0.486
Max 0.712 0.685 0.712
Vlečné minúty
Min 0 0 0
Medián 145 320 195
Max 99 690 128 600 128 600
Roky zotavenia
Min 0 0 0
Medián 7 3 6
Max 28 28 28
Hĺbka (m)
Min 61 68 61
Medián 218 230 260
Max 484 725 725

Zostavenie údajov o vplyve na rybolov si vyžiadalo preskúmanie viac ako 1 milióna vlečných sietí v rokoch 1986 - 2013. Priemerná dĺžka trvania vlečnej siete bola 238 minút. Vlečná sieť je najrozšírenejšia v oblasti obklopujúcej záliv Disko (obrázok 1). Od roku 1986 bolo 82 % našej študijnej oblasti vystavených určitému vplyvu vlečných sietí (študovaná oblasť ako na obrázku 1, obmedzená na hĺbkovú zónu 200 – 500 m). Stosedemdesiatštyri (87%) našich miest vzorkovania sa nachádza v oblastiach s určitou vlečnou sieťou. Ak vezmeme do úvahy iba posledné desaťročie, potom je 121 (60%) staníc v oblastiach postihnutých vlečnou sieťou a 62 z nich bolo v minulom roku (nulový čas obnovy) vlečných sietí. Celkové kumulatívne časy lovu vlečnými sieťami sa pohybujú od zanedbateľných (~ 1 min.) do 3 600 h (viac ako 100 h za rok). Vplyv na rybolov je spojený s environmentálnymi podmienkami. Väčšie množstvo vlečných sietí sa vyskytuje na miestach s mäkkými sedimentmi (priemerný čas vlečnej siete je 110 h v porovnaní so 40 h v tvrdých sedimentoch) a podmienky prostredia sa na tvrdom a mäkkom povrchu výrazne líšia (napr. Súčasná rýchlosť je na tvrdom povrchu rýchlejšia). — Doplnkový dodatok 2). Okrem toho sú nedávno vlečné siete environmentálne odlišné na tvrdých aj mäkkých substrátoch, napríklad ľadovce sa častejšie vyskytujú vo vylovených oblastiach na mäkkom sedimente, ale menej často vo vylovených oblastiach na tvrdom teréne (doplnkový dodatok 2).

Rozmanitosť a početnosť korelujú s mnohými environmentálnymi faktormi (doplnkový dodatok 3). Je zrejmé, že celková hojnosť významne negatívne koreluje s kumulatívnym časom vlečných sietí a pozitívne koreluje s časom obnovy. Oblasť štúdie pokrýva široký šírkový a environmentálny gradient, ale účinok vlečných sietí je stále možné vidieť vo viacrozmernej analýze, ktorá zahŕňa environmentálne faktory (tabuľka 2 a doplnkový dodatok 4). Intenzita lovu vlečnými sieťami vysvetľuje 12/16 % rozptylu v celkovej abundancii na tvrdom/mäkkom substráte a je najdôležitejším faktorom. Funkčná skupina sedavých plochých organizmov (SEF) (t. J. Inkrustujúce špongie alebo inkrustujúce machovky) nie je ovplyvnená opatreniami vynakladanými vlečnými sieťami. Naproti tomu množstvo sediacich vyčnievajúcich taxónov (SEP - vrátane studenovodných koralov a veľkých špongií) ukazuje významné vzťahy s intenzitou vlečných sietí. Teplota, hĺbka a koncentrácia ľadovca sú dôležitými faktormi pre predpovedanie početnosti taxónov.

Výsledky viacrozmerných zovšeobecnených lineárnych modelov pre sériu premenných odozvy.

Tvrdý/zmiešaný substrát. . Premenlivá dôležitosť a význam. .
Odpoveď. R. 2 . Teplota . Aktuálna rýchlosť. Koncentrácia ľadovca. Hĺbka . Sklon. Roky zotavenia. Kumulatívny rybolov. Rybolov × ľadovce . Testy .
Hojnosť 0.24 0.10** 0.01 0.04** 0.12*** 8/8
Počet tried 0.08 0.07* 0.03* 0.01 8/8
Simpsonovská rozmanitosť 0.33 0.24*** 0.06* 0.03* 0.03* 7/8
Množstvo funkčných skupín
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
Hojnosť taxonomických skupín
Anthozoa 0.25 0.11** 0.11*** 0.06* 8/8
Ascidiacea 0.52 0.50*** 0.03** 8/8
Bryozoa (inkrustácia) 0.15 0.07* 0.10** 8/8
Bryozoa (mäkká) 0.52 0.21** 0.21 0.01** 0.06** 0.02 0.01 0.03* 8/8
Bryozoa (kamenná) 0.33 0.31*** 0.04* 8/8
Hydrozoa 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
Polychaeta 0.19 0.14*** 0.02* 0.05** 8/8
Porifera (inkrustácia) 0.20 0.12** 0.09** 0.02 8/8
Porifera (masívna) 0.30 0.22*** 0.01 0.08** 0.02* 0.01 8/8
Mäkký substrát Premenlivá dôležitosť a význam
OdpoveďR. 2TeplotaAktuálna rýchlosťKoncentrácia ľadovcaHĺbkaSklonRoky zotaveniaKumulatívny rybolovRybolov × ľadovceSkúšky
Hojnosť 0.28 0.00** 0.07 0.16*** 0.08*** 7/8
Počet tried 0.08 0.02 0.07** 8/8
Rozmanitosť Simpsona 0.07 0.02 0.03* 0.00 0.05* 8/8
Hojnosť funkčných skupín
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
Hojnosť taxonomických skupín
Anthozoa 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
Bryozoa (inkrustovanie) 0.05 7/8
Bryozoa (mäkké) 0.36 0.14*** 0.03* 0.05* 0.16*** 8/8
Bryozoa (kamenistý) 0.18 0.04 0.06*** 0.02 0.02* 0.04** 0.03* 8/8
Hydrozoa 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
Polychaeta 0.07 0.00 0.02 0.03* 0.04* 5/8
Porifera (inkrustácia) 0.05 0.03* 0.03* 0.01 0.02 8/8
Porifera (masívna) 0.10 0.03** 0.04** 0.03*** 0.03* 8/8
Tvrdý/zmiešaný substrát. . Premenlivá dôležitosť a význam . .
Odpoveď. R. 2 . Teplota . Aktuálna rýchlosť. Koncentrácia ľadovca. Hĺbka Sklon. Roky zotavenia. Kumulatívny rybolov. Rybolov × ľadovce . Skúšky.
Hojnosť 0.24 0.10** 0.01 0.04** 0.12*** 8/8
Počet tried 0.08 0.07* 0.03* 0.01 8/8
Simpsonovská rozmanitosť 0.33 0.24*** 0.06* 0.03* 0.03* 7/8
Množstvo funkčných skupín
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
Hojnosť taxonomických skupín
Anthozoa 0.25 0.11** 0.11*** 0.06* 8/8
Ascidiacea 0.52 0.50*** 0.03** 8/8
Bryozoa (inkrustácia) 0.15 0.07* 0.10** 8/8
Bryozoa (mäkká) 0.52 0.21** 0.21 0.01** 0.06** 0.02 0.01 0.03* 8/8
Bryozoa (kamenistý) 0.33 0.31*** 0.04* 8/8
Hydrozoa 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
Polychaeta 0.19 0.14*** 0.02* 0.05** 8/8
Porifera (inkrustácia) 0.20 0.12** 0.09** 0.02 8/8
Porifera (masívna) 0.30 0.22*** 0.01 0.08** 0.02* 0.01 8/8
Mäkký substrát Premenlivá dôležitosť a význam
OdpoveďR. 2TeplotaAktuálna rýchlosťKoncentrácia ľadovcaHĺbkaSklonRoky zotaveniaKumulatívny rybolovRybolov × ľadovceSkúšky
Hojnosť 0.28 0.00** 0.07 0.16*** 0.08*** 7/8
Počet tried 0.08 0.02 0.07** 8/8
Rozmanitosť Simpsona 0.07 0.02 0.03* 0.00 0.05* 8/8
Hojnosť funkčných skupín
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
Hojnosť taxonomických skupín
Anthozoa 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
Bryozoa (inkrustovanie) 0.05 7/8
Bryozoa (mäkké) 0.36 0.14*** 0.03* 0.05* 0.16*** 8/8
Bryozoa (kamenistý) 0.18 0.04 0.06*** 0.02 0.02* 0.04** 0.03* 8/8
Hydrozoa 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
Polychaeta 0.07 0.00 0.02 0.03* 0.04* 5/8
Porifera (inkrustácia) 0.05 0.03* 0.03* 0.01 0.02 8/8
Porifera (masívna) 0.10 0.03** 0.04** 0.03*** 0.03* 8/8

Všetky premenné odozvy (okrem Simpsonovej diverzity a počtu tried) sú logom transformované údaje o početnosti pre pomenovanú skupinu. Funkčné skupiny definované v doplnkovom doplnku 1. Čísla pod vysvetľujúcimi premennými majú premenlivú dôležitosť (proporcia rozptylu vysvetlená touto premennou), s premenlivým významom lineárneho modelu označeného * (*** p & lt 0,001, ** p < 0,01, * p <0,05). V stĺpci Tests sú uvedené výsledky kontroly predpokladov modelu pre 8 mier (šikmosť, špičatosť, heteroskedasita, stálosť rozptylu chýb, zvyšková autokorelácia, platnosť funkcie prepojenia, globálna platnosť predpokladov modelu a priestorová autokorelácia zvyškov).

Výsledky viacrozmerných generalizovaných lineárnych modelov pre sériu premenných odozvy.

Tvrdý/zmiešaný substrát. . Premenlivá dôležitosť a význam . .
Odpoveď. R. 2 . Teplota . Aktuálna rýchlosť. Koncentrácia ľadovca. Hĺbka Sklon. Roky zotavenia. Kumulatívny rybolov. Rybolov × ľadovce. Testy .
Hojnosť 0.24 0.10** 0.01 0.04** 0.12*** 8/8
Počet tried 0.08 0.07* 0.03* 0.01 8/8
Simpsonovská rozmanitosť 0.33 0.24*** 0.06* 0.03* 0.03* 7/8
Množstvo funkčných skupín
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
Hojnosť taxonomických skupín
Anthozoa 0.25 0.11** 0.11*** 0.06* 8/8
Ascidiacea 0.52 0.50*** 0.03** 8/8
Bryozoa (inkrustácia) 0.15 0.07* 0.10** 8/8
Bryozoa (mäkké) 0.52 0.21** 0.21 0.01** 0.06** 0.02 0.01 0.03* 8/8
Bryozoa (kamenistý) 0.33 0.31*** 0.04* 8/8
Hydrozoa 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
Polychaeta 0.19 0.14*** 0.02* 0.05** 8/8
Porifera (inkrustácia) 0.20 0.12** 0.09** 0.02 8/8
Porifera (masívna) 0.30 0.22*** 0.01 0.08** 0.02* 0.01 8/8
Mäkký substrát Premenlivá dôležitosť a význam
OdpoveďR. 2TeplotaAktuálna rýchlosťKoncentrácia ľadovcaHĺbkaSklonRoky zotaveniaKumulatívny rybolovRybolov × ľadovceSkúšky
Hojnosť 0.28 0.00** 0.07 0.16*** 0.08*** 7/8
Počet tried 0.08 0.02 0.07** 8/8
Simpsonova rozmanitosť 0.07 0.02 0.03* 0.00 0.05* 8/8
Hojnosť funkčných skupín
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
Hojnosť taxonomických skupín
Anthozoa 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
Bryozoa (inkrustovanie) 0.05 7/8
Bryozoa (mäkké) 0.36 0.14*** 0.03* 0.05* 0.16*** 8/8
Bryozoa (kamenistý) 0.18 0.04 0.06*** 0.02 0.02* 0.04** 0.03* 8/8
Hydrozoa 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
Polychaeta 0.07 0.00 0.02 0.03* 0.04* 5/8
Porifera (inkrustácia) 0.05 0.03* 0.03* 0.01 0.02 8/8
Porifera (masívna) 0.10 0.03** 0.04** 0.03*** 0.03* 8/8
Tvrdý/zmiešaný substrát. . Premenlivá dôležitosť a význam . .
Odpoveď. R. 2 . Teplota . Aktuálna rýchlosť. Koncentrácia ľadovca. Hĺbka Sklon. Roky zotavenia. Kumulatívny rybolov. Rybolov × ľadovce. Skúšky.
Hojnosť 0.24 0.10** 0.01 0.04** 0.12*** 8/8
Počet tried 0.08 0.07* 0.03* 0.01 8/8
Simpsonovská rozmanitosť 0.33 0.24*** 0.06* 0.03* 0.03* 7/8
Hojnosť funkčných skupín
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
Hojnosť taxonomických skupín
Anthozoa 0.25 0.11** 0.11*** 0.06* 8/8
Ascidiacea 0.52 0.50*** 0.03** 8/8
Bryozoa (inkrustovanie) 0.15 0.07* 0.10** 8/8
Bryozoa (mäkká) 0.52 0.21** 0.21 0.01** 0.06** 0.02 0.01 0.03* 8/8
Bryozoa (kamenistý) 0.33 0.31*** 0.04* 8/8
Hydrozoa 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
Polychaeta 0.19 0.14*** 0.02* 0.05** 8/8
Porifera (inkrustácia) 0.20 0.12** 0.09** 0.02 8/8
Porifera (masívna) 0.30 0.22*** 0.01 0.08** 0.02* 0.01 8/8
Mäkký substrát Premenlivá dôležitosť a význam
OdpoveďR. 2TeplotaAktuálna rýchlosťKoncentrácia ľadovcaHĺbkaSklonRoky zotaveniaKumulatívny rybolovRybolov × ľadovceSkúšky
Hojnosť 0.28 0.00** 0.07 0.16*** 0.08*** 7/8
Počet tried 0.08 0.02 0.07** 8/8
Rozmanitosť Simpsona 0.07 0.02 0.03* 0.00 0.05* 8/8
Množstvo funkčných skupín
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
Hojnosť taxonomických skupín
Anthozoa 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
Bryozoa (inkrustácia) 0.05 7/8
Bryozoa (mäkké) 0.36 0.14*** 0.03* 0.05* 0.16*** 8/8
Bryozoa (kamenistý) 0.18 0.04 0.06*** 0.02 0.02* 0.04** 0.03* 8/8
Hydrozoa 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
Polychaeta 0.07 0.00 0.02 0.03* 0.04* 5/8
Porifera (inkrustácia) 0.05 0.03* 0.03* 0.01 0.02 8/8
Porifera (masívna) 0.10 0.03** 0.04** 0.03*** 0.03* 8/8

Všetky premenné odozvy (okrem diverzity Simpson a Počet tried) sú logaritmicky transformované údaje o početnosti pre pomenovanú skupinu. Funkčné skupiny definované v doplnkovom doplnku 1. Čísla pod vysvetľujúcimi premennými majú premenlivú dôležitosť (proporcia rozptylu vysvetlená touto premennou), s premenlivým významom lineárneho modelu označeného * (*** p & lt 0,001, ** p < 0,01, * p <0,05). Stĺpec Testy uvádza výsledky kontroly predpokladov modelu pre 8 meraní (šikmosť, špicatosť, heteroscedascity, stálosť odchýlky chyby, zvyšková autokorelácia, platnosť funkcie spojenia, globálna platnosť predpokladov modelu a priestorová autokorelácia zvyškov).

XM50wH2ZtkS4zNpprEjCRPCti0jXjPG " />

Krabicové grafy zvyškového množstva pre nedávno vylovené a nedávno vylovené lokality. Reziduálna hojnosť je zložka hojnosti, ktorá nie je vysvetlená prostredím (s použitím zvyškov lineárneho modelu, diverzita - prostredie (bez úsilia o vlečné siete) odstraňuje vplyv rôznych prostredí z porovnávania vlečných a neprehľadaných lokalít). Grafy zobrazujú rozsah údajov (čiary), pričom odľahlé hodnoty sú znázornené ako bodky, hlavný rámček je približne prvý a tretí kvartil a čierna čiara zobrazuje medián, „zárez“ okolo čiernej čiary ukazuje približný 95 % interval spoľahlivosti pre medián. Nedávno vylovené vlečnými sieťami sa definujú ako oblasti s akoukoľvek nenulovou úrovňou rybolovu vlečnou sieťou zaznamenanou počas 10 rokov pred odberom vzoriek. Označenie hviezdičkou označuje úroveň významnosti analýzy rozptylu: ***p <0,001 **p <0,01.

XM50wH2ZtkS4zNpprEjCRPCti0jXjPG " />

Krabicové grafy zvyškového množstva pre nedávno vylovené a nedávno vylovené lokality. Reziduálna abundancia je zložka hojnosti, ktorá nie je vysvetlená prostredím (pomocou zvyškov lineárneho modelu, diverzita – prostredie (okrem úsilia pri love vlečnou sieťou) odstraňuje vplyv rôznych prostredí z porovnania lokalít s vlečnými sieťami a bez nich). Grafy znázorňujú rozsah údajov (čiary), pričom odľahlé hodnoty sú reprezentované bodkami, hlavný rámček je približne prvým a tretím kvartilom a čierna čiara zobrazuje medián, „zárez“ okolo čiernej čiary zobrazuje približne 95% interval spoľahlivosti pre medián. Nedávno sa vlečnými sieťami rozumejú tie oblasti, v ktorých bola zaznamenaná akákoľvek nenulová úroveň vlečných sietí v priebehu 10 rokov pred odberom vzoriek. Hviezdicová notácia naznačuje úroveň významnosti analýzy rozptylu: ***p <0,001 **p <0,01.

Skúmanie vplyvu časového obdobia použitého na definovanie nedávno vylovených/nevytiahnutých lokalít. a) Krabicové grafy porovnávajúce zvyškové množstvo lokalít, ktoré boli v posledných 5/10/20 rokoch prehľadané/neprehľadané. Pri použití 5-ročnej definície vidíme významný rozdiel v úrovniach abundancií pre lokality s vlečnými sieťami a bez nich (zárezy v boxoch sa neprekrývajú). Neexistuje však žiadny významný rozdiel medzi vlečnými sieťami/neprehľadanými lokalitami pomocou 20-ročnej definície (zárezy sa prekrývajú). b) Zakreslenie všetkých možných definícií miest, ktoré sa nedávno lovili vlečnými sieťami a ktoré neboli vlečnými sieťami, nám umožňuje vytvoriť časový rad. c) Zameranie na zárezy škatuľových grafov ukazuje, že zárezy sa prekrývajú v 20-ročnom období. d) Odstránenie pôvodných boxplotov zjednodušuje obrázok a zvýrazňuje priemer skupiny a intervaly spoľahlivosti.

Skúmanie vplyvu časového obdobia použitého na definovanie nedávno prehľadaných/neprehľadaných stránok. a) Škatuľové grafy porovnávajúce zvyškové množstvo lokalít, ktoré sa lovili vlečnými sieťami/nevylovili za posledných 5/10/20 rokov. Pri použití 5-ročnej definície vidíme významný rozdiel v úrovniach početnosti pre vlečné siete a neprehľadané lokality (zárezy boxov sa neprekrývajú). Neexistuje však žiadny významný rozdiel medzi vlečnými sieťami/neprehľadanými lokalitami pomocou 20-ročnej definície (zárezy sa prekrývajú). (b) Zostavenie všetkých možných definícií nedávno prehľadaných a neprehľadaných stránok nám umožňuje vygenerovať časový rad. c) Zameranie na zárezy krabicových grafov ukazuje, že zárezy sa prekrývajú počas 20-ročného obdobia. (d) Odstránením pôvodných rámčekových grafov sa obrázok zjednoduší na zvýraznenie skupinových priemerov a intervalov spoľahlivosti.

Časové rady znázorňujúce rozdiel v množstve medzi nedávno vylovenými a nedávno vylovenými vlečnými sieťami. Časový rad ukazuje účinok zmeny definície „nedávno“, keď sú nedávno vlečnými sieťami akékoľvek webové stránky, ktoré majú v minulosti určitú aktivitu vlečných sietí. X rokov a nedávno neprehľadané stránky sú tie, ktoré v tom istom časovom období nemali žiadne. Riadky zobrazujú stredné hodnoty a intervaly spoľahlivosti (na základe štatistiky boxplotu). Všetky, tvrdé a mäkké, sa vzťahujú na klasifikáciu substrátov staníc. Všimnite si toho, že existuje veľmi malá veľkosť vzorky staníc mäkkého sedimentu, pre ktoré sme nedávno prehľadali X = 23 - 25 rokov.

Časové rady znázorňujúce rozdiel v množstve medzi nedávno vylovenými a nedávno vylovenými vlečnými sieťami. Časový rad ukazuje účinok zmeny definície „nedávno“, keď sú nedávno vlečnými sieťami akékoľvek webové stránky, ktoré majú v minulosti určitú aktivitu vlečných sietí. X rokov a nedávno vylovené lokality sú tie, ktoré v tom istom časovom období nemali žiadne. Čiary zobrazujú stredné hodnoty a intervaly spoľahlivosti (na základe štatistiky boxplot). Všetky, tvrdé a mäkké, sa vzťahujú na klasifikáciu substrátov staníc. Všimnite si toho, že existuje veľmi malá veľkosť vzorky staníc mäkkého sedimentu, pre ktoré sme nedávno prehľadali X = 23-25 ​​rokov.


Úvod

Rušenie je dôležitým zdrojom časovej a priestorovej heterogenity v živočíšnych aj rastlinných spoločenstvách (Sousa, 1984). V ekologickom kontexte bola porucha definovaná ako „akákoľvek diskrétna udalosť v čase, ktorá narúša ekosystém, komunitu alebo štruktúru populácie a mení zdroje, dostupnosť substrátu alebo fyzické prostredie“ (Pickett a White, 1985). Niektoré organizmy skutočne závisia od narušenia, aby dokončili svoje životné cykly. Toto bolo dobre preukázané v určitých lesných ekosystémoch, kde sú extrémne teploty lesných požiarov potrebné na úspešné klíčenie semien niektorých druhov (Vogl, 1973). Barry (1989) navrhol analógiu v morskom prostredí pre druh sabellidového červa, ktorý tvorí husté zhluky v mäkkých sedimentoch. Tento červ vykazuje neresivú reakciu na poškodenie spôsobené silnými búrkami, na ktoré sú citlivé útesy tohto druhu. Barry (1989) navrhol, aby táto stratégia umožnila červa maximalizovať reprodukčné úsilie, keď je úmrtnosť dospelých vysoká, a preto existuje väčšia pravdepodobnosť úspešného náboru mladistvých v dôsledku zníženej konkurencie.

Stredná hypotéza poruchy, napr. Connell (1978) ilustruje dôležitosť narušenia pri udržiavaní druhovej diverzity tým, že bráni konkurenčnému vylúčeniu dominantnými druhmi v zhromaždení. Priestorová a časová heterogenita v režime narušenia vedie k mozaike škvŕn v rámci biotopu s časťami komunity v rôznych štádiách sukcesie. Fyzické poruchy sú kľúčovým faktorom riadiacim priestorové a časové zloženie spoločenstiev morských mäkkých sedimentov Hall et al., 1994, Probert, 1984, Thrush et al., 1996, ktoré podliehajú množstvu prírodných a antropogénnych porúch, ktoré zahŕňajú napr. napríklad silné búrky, ľadovcové a prílivové pranie Barnes, 1999, Peck a kol., 1999, rybolov pri dne Hall a Harding, 1997, Kaiser, 1998 a ťažba kameniva (Kenny a Rees, 1996). Biologické poruchy sa navyše vyskytujú v dôsledku procesov, ako je hľadanie potravy predátormi Hall a kol., 1991, Oliver a Slattery, 1985, bioturbation Grant, 1983, Rhoads, 1967 a ďalších biotických interakcií, ktoré spôsobujú zmeny vlastností biotopov, ako je sediment. stabilita a permeabilita a komunity Jones a Jago, 1993, Thrush a kol., 1996.

Účinky fyzického narušenia v prostredí mäkkých sedimentov sa prejavujú ako čiastočná alebo úplná defaunácia narušených oblastí prostredníctvom priamej úmrtnosti a fyzického poškodenia, ako aj premiestnením druhov do blízkych nepriaznivých biotopov, čo vedie k zvýšenej zraniteľnosti voči predácii Hall, 1994, Ramsay a Kaiser, 1998. Okrem toho existuje množstvo účinkov rušenia na vlastnosti sedimentu, ako je jeho stabilita a drsnosť lôžka Hall et al., 1994, Peterson et al., 1987. Zmeny v topografii sedimentu v dôsledku porúch sa menia hydrodynamiku v blízkosti lôžka (Thrush et al., 1992), a preto môžu ovplyvniť ukladanie častíc, ako sú organické látky a larvy bentických bezstavovcov. Vážne fyzické poruchy môžu narušiť povrchové sedimenty a odhaliť substráty, ktoré sú nepriaznivé pre osídlenie lariev pôvodného súboru organizmov, napr. (Kenny a Rees, 1994).

Antropogénne poruchy, ktoré sa vyskytujú v pobrežných oblastiach, môžu zasiahnuť biotopy a komunity chránené z hľadiska ochrany, ako sú dôležité miesta na kŕmenie vtákov alebo biotopy mladých rýb Ferns a kol., 2000, Minello, 1999. Od správcov pobrežných oblastí sa často vyžaduje, aby posúdili výsledok povoľovania rôzne rušivé činnosti na bentické komunity. Také hodnotenia vyžadujú porozumenie procesom obnovy potrebným na obnovu predovšetkým biotopu a potom biologického súboru. V kontexte tejto štúdie definujeme obnovu postihnutej oblasti tak, ako keby nastala, keď narušené spoločenstvo dosiahlo stav, ktorý sa už výrazne nelíši od zloženia susednej nerušenej oblasti.

Tradičné metódy na štúdium obnovy ekosystémov mäkkých sedimentov po poruche zahrnujú analýzy veľkého počtu vzoriek makrofaunálnych a meiofaunálnych zoskupení. Takáto práca je časovo náročná a namáhavá (Olsgard a Somerfield, 2000) a vyžaduje identifikačné schopnosti, ktoré často chýbajú (Maurer, 2000). Úsilie požadované pre tento typ štúdie môže navyše znamenať, že dôležité aspekty práce, ako je replikácia a teda experimentálna sila alebo hodnotenie rôznych komunitných atribútov, sa nepovažujú za dostatočne (Elliott, 1993). Prístupnejší a rýchlejší rámec na hodnotenie dlhovekosti účinkov porúch by bol preto veľmi užitočným nástrojom riadenia, pretože môže poskytnúť prediktívny základ pre hodnotenie obnovy.

Mnoho štúdií zdôraznilo dôležitosť fyzických parametrov biotopu a ich účinkov na distribúciu makrofaunálnych zoskupení.Existujú obmedzenia týkajúce sa vzťahu zviera-sediment, ktorý predpokladá Thorson (1957), pretože nedávne štúdie naznačujú oveľa väčšiu variabilitu v asociáciách zvierat, ktoré sa vyskytujú v rôznych sedimentoch (Snelgrove a Butman, 1994). Empirické dôkazy však naznačujú, že takéto asociácie existujú Warwick et al., 1991, Warwick a Uncles, 1980, Yates et al., 1993. V morských mäkkých sedimentoch je biotop prístupný obnove po poruche pôsobením radu fyzických (napr. pôsobenie) a biologické procesy (napr. bioturbácia). To je v kontraste s inými stabilnejšími biogénnymi biotopmi (ako sú koralové útesy, mušľové lôžka, maerlové postele a morské trávy), v ktorých obnova biotopov zaberie veľa času, ak k nemu vôbec dôjde, Hall-Spencer a Moore, 2000, Peterson a kol. ., 1987. Pravdepodobne je pre spoločenstvá mäkkých sedimentov potrebná určitá úroveň obnovy biotopu pred prípadným obnovením bentického súboru.

Preskúmali sme trajektóriu obnovy biotopu mäkkého sedimentu a jeho pridruženého spoločenstva po aplikácii dvoch intenzít fyzického narušenia uskutočneného v rozsahu relevantnom pre skutočné antropogénne poruchy. Pri mnohých experimentálnych manipuláciách sa použili 1 m 2 alebo menšie plochy, ktoré sú porovnateľné s úrovňou narušenia spôsobeného ručným kopaním návnady alebo narušením zháňania potravy niektorými predátormi (Brown a Wilson, 1997). Vybrali sme si o niečo väčšiu mierku 2 × 2 m, aby sme napodobnili širší rozsah porúch a zaistili, že k obnove dôjde v dostatočne dlhom časovom rozsahu, aby sme mohli študovať trajektóriu obnovy narušených komunít. Hydraulické sacie bagrovanie vytvára brázdy široké 0,5 až 3,5 m a hlboké 5 až 60 cm Cook, 1991, Hall a kol., 1990 a bagrovanie traktorom vytvára stopy až do šírky 1 m a hĺbky 20 až 40 cm (Hall a Harding, 1997) . Kŕmne jamy niektorých predátorov, ktorí hľadajú potravu, môžu byť veľké, napríklad veľryba sivá Eschrichtius robustus narúša škvrny sedimentu s šírkou 1–2 m a hĺbkou 10–15 cm (Oliver a Slattery, 1985). Pri aplikovaní našich ošetrení porúch sme chceli skôr napodobniť generalizovanú poruchu v dvoch rôznych intenzitách, než presne napodobniť špecifický „typ“ fyzického narušenia (napríklad bagrovaciu dráhu na rozdiel od hľadacej jamy).

Cieľom bolo zistiť, či by bolo možné niektorý z ľahko merateľných fyzických parametrov biotopu použiť na predpovedanie obnovy makrofaunálnej zložky komunity. Našim cieľom nebolo ukázať žiadnu príčinnú súvislosť medzi obnovou fyzického biotopu a zmenou komunity, ale preskúmať možnosť, že by fyzikálne parametre mohli byť použité ako náhrady za biologickú obnovu. Nakoniec sme dúfali, že to môže viesť k vývoju menej nákladných a časovo náročných metód hodnotenia rozdielov v mierach obnovy po poruche, ktoré sa vyskytujú pri rôznych intenzitách a mierkach rušenia.


Referencie

UNEP Blue Carbon Hodnotenie rýchlej reakcie. Úloha zdravých oceánov vo viazaní uhlíka. Program OSN pre životné prostredie (GRID-Arendal), http://www.grida.no/ (2009).

Mann, K. H. & amp Chapman, A. R. O. Primárna produkcia morských makrofytov. [Cooper J. P. (ed.)] Fotosyntéza a produktivita v rôznych prostrediach. 207 – 223 (Cambridge University Press, Oxford, 1975).

Smith, S. V. Morské makrofyty ako globálny záchyt uhlíka. Veda 211, 838–840 (1981).

Reed, D. C., Rassweiler, A. & Arkema, A. A. Variácie v čistej primárnej produkcii obrovských chaluh určuje skôr biomasa ako rýchlosť rastu. Ekológia 89, 2493–2505 (2008).

Fourqurean, J. W. a kol. Ekosystémy morskej trávy ako celosvetovo významná zásoba uhlíka. Prírodoveda 5 (2012).

Siikamäki, J., Sanchirico, J. N., Jardine, S., McLaughlin, D. & Morris, D. Modrý uhlík: pobrežné ekosystémy, ich ukladanie uhlíka a potenciál znižovania emisií. Životné prostredie: veda a politika pre trvalo udržateľný rozvoj 55 (2013).

Trevathan-Tackett, S.M. a kol. Camparison morských makrofytov za ich prínos k sekvestrácii modrého uhlíka. Ekológia 96, 3043–3058 (2015).

Hill, R. a kol. Môžu makroriasy prispieť k modrému uhlíku? austrálska perspektíva. Limnológia a oceánografia 60, 1689–1706 (2015).

Thiel, M. & amp Gutow, L. Ekológia raftingu v morskom prostredí I. Plávajúce substráty. Oceánografia a morská biológia: výročný prehľad 42, 181–264 (2005).

Thiel, M. & amp Gutow, L. Ekológia raftingu v morskom prostredí I. Raftingové organizmy a komunita. Oceánografia a morská biológia: výročný prehľad 43, 279–418 (2005).

Rothäusler, E., Corell, H. & amp Jormalainen, V. Hojnosť a rozptylové trajektórie plávania Fucus vesiculosus v severnom Baltskom mori. Limnológia a oceánografia 60, 2173–2184 (2015).

Krause-Jensen, D. & Duarte, C. M. Podstatná úloha makrorias pri sekvestrácii morského uhlíka. Prírodné geovedy 9, 737–742 (2016).

Smith, S. V. & Hollibaugh, J. T. Pobrežný metabolizmus a oceánska organická uhlíková rovnováha. Recenzie o geofyzike 31, 75–89 (1993).

Duarte, C. M. a Cebrian, J. Osud morskej autotrofnej produkcie. Limnológia a oceánografia 41, 1758–1766 (1996).

Zapata-Hernández, G. a kol. Štruktúra komunity a trofická ekológia megabentickej fauny z hlbokých panví vo Vnútornom mori Chiloé, Čile (41–43° j. š.). Výskum kontinentálneho šelfu 130, 47–67 (2016).

Josselyn, M. N. & amp Mathieson, A. C. Sezónny príliv a rozklad autochtónneho vrhu makrofytov v severnom miernom ústí. Hydrobiológia 71, 197–208 (1980).

Bernardino, A. F. a kol. Makrofaunálna sukcesia v sedimentoch okolo chaluhy a dreva spadá do hlbokého severovýchodného Pacifiku a komunita sa prekrýva s inými redukujúcimi biotopmi. Deep-Sea Res I 57, 708–723 (2010).

Wolff, T. Využitie morskej trávy v hlbokom mori. Vodná botanika 2, 161–174 (1976).

Schoener, A. & Rowe, G.T. Pelagic Sargassum a jeho prítomnosť medzi hlbokomorským bentosom. Hlboké more. Výskum 17, 923–925 (1970).

Roper, C. F. E. & amp Brundage, W. L. Kruhové chobotnice s pridruženými hlbokomorskými organizmami: Nové biologické údaje založené na hlbokých bentických fotografiách (Cephalopoda). Smithsonianove príspevky k zoológii 121, 1–46 (1972).

Wolff, T. Macrofaunal využitie rastlinných zvyškov v hlbokom mori. Sarsia 64, 117–136 (1979).

Lowson, G. S., Tyler, P. A. & Young, C. M. Príťažlivosť hlbokomorských amfipodov k pádom potravy makrofytov. Časopis experimentálnej morskej biológie a ekológie 169, 33–39 (1993).

Harrold, C., Light, K. & Lisin, S. Organické obohatenie bentických spoločenstiev podmorských kaňonov a kontinentálnych šelfov driftom makrorias dovezeným z pobrežných chaluhových lesov. Limnológia a oceánografia 43, 669–678 (1998).

Vetter, E. W. & Dayton, P. K. Makrofaunálne spoločenstvá v rámci systému podmorského kaňonu bohatého na detritus a priľahlého k nemu. Deep-Sea Res II 45, 25–54 (1998).

Vetter, E. W. & Dayton, P. K. Organické obohatenie makrofytným detritom a vzory hojnosti megafaunálnych populácií v podmorských kaňonoch. Séria Morská ekológia Progress 186, 137–148 (1999).

Okey, T. A. Makrobentické kolonistické cechy a odpadlíci v Monterey Canyon (USA) driftové riasy: deliace multidimenzie. Ekologické monografie 73, 415–440 (2003).

Takai, N., Takatsu, E., Sawairi, Y., Kuwae, T. & amp Yoshihara, K. Transport a depozícia makrofytu na dyfotické dno pobrežných vôd. Vodná botanika 92, 289–293 (2010).

Filbee-Dexter, K. & amp Scheibling, R. E. Priestorové vzorce a prediktory subvencie driftových rias v hlbokých subtidálnych prostrediach. Ústí riek a pobrežia 39, 1724–1734 (2016).

Komatsu, T. a kol. Množstvo unášaných morských rias vo východnej časti Východočínskeho mora. Vývoj v aplikovanej fykológii 2, 351–359 (2009).

Hinojosa, I. A., Pizarro, M., Ramos, M. & amp Thiel, M. Priestorové a časové rozdelenie plávajúcej riasy v kanáloch a fjordoch južného Čile. Estuarine, Coastal and Shelf Science 87(3), 367–377 (2010).

Sverdrup, H. U., Johnson, M. W. & Fleming, R. H. Oceány: Ich fyzika. Chemistry and General Biology 1087 pp (Prentice-Hall, New York, 1942).

Kawai, H. Hydrografia rozšírenia Kuroshio. [Stommel, H. & amp Yoshida, K. (eds)] Kuroshio: Physical Aspects of the Japan Current. 235–352 (University of Washington Press, Seattle, 1972).

Safran, P. & Omori, M. Niektoré ekologické pozorovania rýb spojené s unášaním morských rias pri pobreží Tohoku v Japonsku. Morská biológia 105, 395–402 (1990).

Kokita, T. & Omori, M. Rozšírenie lariev a juvenilných skalníkov na veľké vzdialenosti, Sebastes thompsoni, s unášanými morskými riasami v oblasti Tohoku v severozápadnom Pacifiku, odhadované analýzou mikroštruktúry otolitu. Bulletin morskej vedy 65, 105–118 (1999).

Johnson, L. D. & Richardson, L. P. O vetrom vyvolanom potopení Sargassum. Časopis experimentálnej morskej biológie a ekológie 28, 255–267 (1977).

Yoshida, T. Štúdie o distribúcii a driftovaní plávajúcich morských rias. Bulletin regionálneho výskumného rybárskeho laboratória Tohoku 23, 141–186 (1963).

Yatsuya, K. Plávajúce obdobie Sargassacean thalli odhadované zmenou hustoty. Journal of Applied Phycology 20, 797–800 (2008).

Smith, B. D. & amp Foreman, R. E. Hodnotenie rozkladu morských rias v spoločenstve morských rias v južnom prielive Gruzínska. Morská biológia 84, 197–205 (1984).

Mann, K. H. Výroba a používanie detritu v rôznych sladkovodných, estuarínových a pobrežných morských systémoch. Limnológia a oceánografia 33, 910–930 (1988).

Krumhansl, K. A. & amp Scheibling, R. E. Produkcia a osud kelp detritus. Séria pokroku v morskej ekológii 467, 281–302 (2012).

Tenore, K. R. a kol. Zmeny v zložení a nutričnej hodnote v bentickom podávači rozkladajúcich sa bazí detritu. Bulletin morskej vedy 35, 299–311 (1984).

Bowen, S. H. Zloženie a nutričná hodnota detritu. [Moriarty, D. J. W. & amp Pullin, R. S. V. (eds)] Detritus a mikrobiálna ekológia v akvakultúre. 192–216 (Medzinárodné centrum pre riadenie živých vodných zdrojov, Manila, 1987).

Bach, S. D., Thayer, G. W. & LaCroix, M. W. Export detritus z úhora (Zostera marina) lôžka v blízkosti Beaufort, Severná Karolína, USA. Séria pokroku v morskej ekológii 28, 265–278 (1986).

Mateo, M. A. & Romero, J. Detritus dynamics in the seagrass Posidonia oceanica: prvky pre rozpočet na uhlík a živiny v ekosystéme. Séria pokroku v morskej ekológii 151, 43–53 (1997).

Hirata, T. a kol. Ekologické štúdie o spoločenstve unášaných morských rias v juhovýchodných pobrežných vodách polostrova Izu v strednom Japonsku. I: Sezónne zmeny rastlín v druhovom zložení, vzhľade, počte druhov a veľkosti. Fykologický výskum 49, 215–229 (2001).

Yatsuya, K., Nishigaki, T., Douke, A. & amp Wada, Y. Sezónne zmeny v biomase makrofytov uviaznutých na pláži Yoro pozdĺž sargassaceanského lesa v zálive Wakasa, Japonské more. Rybárska veda 73, 609–614 (2007).

Yoshida, T. Japonské druhy Sargassum podrod Bactrophycus (Phaeophyte, Fucales). Časopis Prírodovedeckej fakulty Univerzity Hokkaido, séria 5 botanika 13, 99–246 (1983).

Vandendriessche, S., Vincx, M. & amp Degraer, S. Plávajúce morské riasy a vplyvy teploty, pastvy a veľkosti hrudiek na životnosť raftu - štúdia mikrokozmu. Časopis experimentálnej morskej biológie a ekológie 343, 64–73 (2007).

Oldham, C., McMahon, K., Brown, E., Bosserelle, C. & amp Lavery, P. Predbežný prieskum fyzikálnych vlastností vraku morskej trávy, ktorý ovplyvňuje jeho transport, ukladanie a zadržiavanie na mori na mori. Limnológia a oceánografia: Tekutiny a prostredie 4, 120–135 (2014).

Kokubu, Y., Komatsu, T., Ito, M., Hattori, T. & amp Narimatsu, Y. Biomasa odpadkov morských makrofytov na dne oceánu juhovýchodne od ostrova Hokkaido upravená experimentálnymi odhadmi účinnosti úlovkov. La mer 50, 11–21 (2012).

Yoshida, D., Uchimura, M., Yoshikawa, K. & amp Toshinobu, T. Obsah uhlíka a dusíka v morských riasach v zálive Hirošima, vnútrozemské more Seto. Bulletin rybolovu a životného prostredia vnútrozemského mora 3, 53–61 (2001).

Muraoka, D. Zdroje morských rias ako zdroj fixácie uhlíka. Bulletin of Fisheries Research Agency 1, 59–63 (2004).

Yatsuya K., Nishigaki T., Douke A. & Wada Y. Sezónne zmeny v obsahu uhlíka, dusíka a fosforu niektorých druhov sargassacean v pobrežných oblastiach prefektúry Kjóto, Japonské more. Bulletin Japonskej fykologickej spoločnosti 56(2), 107–115 (2008).

Isobe, A., Kako, S., Chang, P. & amp Matsuno, T. Model obojsmerného sledovania častíc na špecifikovanie zdroja unášaných predmetov: Aplikácia na Východočínsku morskú policu. Journal of Atmospheric and Ocean Technology 26, 1672–1682 (2009).

Filippi, J. B., Komatsu, T. & amp Tanaka, K. Simulácia unášaných morských rias vo Východočínskom mori. Ekologická informatika 5, 67–72 (2010).

Masumoto, Y., Sakaki, H., Kagimoto, T. & amp Komori, N. Päťdesiatročná simulácia Svetového oceánu na riešenie vírivých vlastností-Predbežné výsledky OFES (OGCM pre simulátor Zeme). Journal of Earth Simulator 1, 35–36 (2004).

Mizutori, M. & amp Sakai, S. Meranie prúdu a difuzivity v poľnom pobreží a v Kuroshio Extension od bójí Argos. Správa CRIEPI U93046, 1–39 (1994).

Komatsu, T. a kol. Možná zmena v distribúcii morských rias, Sargassum horneri, v severovýchodnej Ázii podľa scenára A2 globálneho otepľovania a následného účinku na niektoré ryby. Bulletin o znečistení mora 85, 317–324 (2014).


Možnosti prístupu

Získajte plný prístup k denníku na 1 rok

Všetky ceny sú ČISTÉ ceny.
DPH bude pripočítaná neskôr pri pokladni.
Výpočet dane bude dokončený pri pokladni.

Získajte časovo obmedzený alebo úplný prístup k článku na ReadCube.

Všetky ceny sú ČISTÉ ceny.


POĎAKOVANIE

Táto štúdia bola vykonaná ako súčasť programu „Potenciálne zraniteľné morské ekosystémy NAFO-vplyvy hlbokomorského rybolovu“ (NEREIDA), ktorý podporuje španielsky generálny tajomník pre more, španielske ministerstvo pre vidiecke a morské prostredie, Španielsky inštitút oceánografie, geologického prieskumu Kanady, Kanadskej hydrografickej služby, rybárstva a oceánov Kanady, britského Centra pre environmentálne rybárstvo a akvakultúru, Ruského polárneho výskumného ústavu pre morský rybolov a oceánografiu a ruského PP Shirshovov oceánologický ústav. Ďakujeme posádke a vedcom na palube španielskeho výskumného plavidla Miguel Oliver, ktorí zhromaždili vzorky jadra škatúľ analyzované touto štúdiou. Tento výskum bol podporený študentským ocenením Collaborative Awards in Science and Engineering (CASE) Rady pre výskum prírodného prostredia (NERC) (NE/K006886/1), Merton College, Oxfordská univerzita, Spojené kráľovstvo, a prostredníctvom výskumu Európskej únie Horizon 2020 a inovačný program podľa zmluvy o grante č. 678760 (ATLAS). Tento výstup odzrkadľuje iba názory autorov a Európska únia nezodpovedá za žiadne použitie informácií, ktoré sú v nich uvedené. Investori nezohrávali žiadnu úlohu pri navrhovaní štúdie, zbere údajov a analýze, rozhodovaní o publikovaní alebo príprave rukopisu.


Bohatosť a diverzita druhov s mäkkým dnom ako funkcia hĺbky a ľadovcového vyčistenia v arktickom ľadovcovom Kongsfjordene (Svalbard)

Spoločenstvá makrozoobentických mäkkých sedimentov v centrálnych arktických Kongsfjorden obývajúcich šesť hĺbkových zón od 5 do 30 m boli odobraté pomocou potápania SCUBA v priebehu júna až augusta 2003 a analyzované porovnateľne. Našlo sa asi 63 taxónov, z ktorých deväť nebolo hlásených pre Kongsfjorden a štyri pre Svalbard. Dominantné boli suspenzné kŕmenie alebo povrchové a podpovrchové detritivorné polychaety a ložiskové amfipody. Iba 11 zo 63 taxónov (45 druhov a ďalších 18 čeľadí bližšie neidentifikovaných) obývalo celý rozsah hĺbky. Biomasa sa pohybovala od 3,5 do 25,0 g sušiny bez popola m −2 a priemerná Shannonova diverzita (Log e) bolo 2.06. Zhlukovanie podobností z údajov o hojnosti a biomase ukázalo významný rozdiel medzi plytkou stanicou (5 m) a zvyškom. Posledne menované tvorili dve podskupiny (10–20 a 25–30 m). Hĺbka je neoddeliteľne v korelácii s praním ľadu. Rozdiely v diverzite spolu s predpovedanou intenzitou prania ľadovca teda podporujú „hypotézu stredného rušenia“, ktorá naznačuje, že biotopy ovplyvnené miernym praním ľadovca umožňujú vyššiu diverzitu. Naproti tomu biotopy často postihli iba hostiteľské priekopnícke komunity, zatiaľ čo v hĺbkach nízkeho vplyvu dominujú vyspelé, menej rozmanité súbory.

Toto je ukážka obsahu predplatného, ​​prístup prostredníctvom vašej inštitúcie.


Pozri si video: Báger - búracie práce v Kittsee, Rakúsko (Septembra 2022).


Komentáre:

  1. Blagdan

    Yes, it is solved.

  2. Rafik

    Čakáme na pokračovanie. Samozrejme, dosť prehnané, ale osobná skúsenosť ukazuje niečo blízke tomu, čo je opísané.

  3. Fenrisho

    Pripojím sa. Všetky vyššie uvedené sú pravdivé.

  4. Ghita

    Ďakujem vám veľmi pekne za informácie, toto si naozaj stojí za to pamätať, mimochodom, nemohol som nájsť nič rozumné na túto tému kdekoľvek v sieti. Aj keď v skutočnom živote som mnohokrát narazil na skutočnosť, že som nevedel, ako sa správať alebo čo povedať, keď k niečomu takému ide.

  5. Zologal

    It is remarkable, it is an amusing piece

  6. Nikogrel

    In my opinion. Your opinion is erroneous.

  7. Volkis

    Bezpochýb.



Napíšte správu