去pdf本文的版本
菲奥雷拉，K. J.， E. R. Bageant, M. Kim, V.肖恩，V. Try, H. J.麦克多内尔，E.巴兰，Y.库拉，A. C.布鲁克斯，C. B.巴雷特，S. Thilsted. 2019。分析柬埔寨社区鱼类保护区鱼类生物量和生物多样性的驱动因素。生态和社会24(3): 18。
https://doi.org/10.5751/ES-11053-240318
分析柬埔寨社区鱼类保护区鱼类生物量和生物多样性的驱动因素
摘要
淡水社会生态系统是由特定地点的特征、环境变化和年度波动以及资源使用者和管理者的行为所塑造的。我们的主要目的是分析这些多因素力量对渔业生产力和生物多样性的相对影响，以柬埔寨稻田渔业的社区管理保护区为例，即社区鱼类保护区。我们的第二个目标是利用固定效应回归模型，这是一种在其他学科中常见的严格方法，但在分析社会-生态系统生产力方面很新颖，并允许使用观测数据对每个地点进行跨时间的比较。我们分析了地点特征、年度波动、生物物理变化(例如，入口/出口的深化、创建等)和治理能力(例如，社区委员会会议的强度、支持非法捕鱼巡逻的筹款等)与40个保护区3年来鱼类生物量和生物多样性的相关关联。我们发现，该系统中的季节性和地点特异性效应与生物量和物种丰富度模式密切相关。我们还发现，生物量和生物多样性与治理能力建设的一些要素之间存在关联。我们的研究结果表明，在这种情况下，考虑到强烈的年际和地点特定驱动因素，针对当地环境量身定制和响应的解决方案可能是最合适的。从方法论上讲，这些系统的动态性和地点特异性适合在长时间范围内进行地点内比较，以了解推动生物量和生物多样性的因素。介绍
就目前而言，与沿海渔业相比，贫穷国家的内陆渔业提供了不成比例的很大一部分生计和当地消费的鱼类(Cooke等人，2016年)。尽管内陆渔业很重要，但几十年来，内陆捕捞的程度一直没有得到充分重视(Fluet-Chouinard等人，2018年)，内陆渔业部门普遍受到管理和恢复挑战以及淡水使用竞争的影响。
淡水保护区通常被称为鱼类保护区，是促进鱼类生产的一项重要管理战略。然而，淡水保护区的作用和有效性还没有得到充分的研究。尽管柬埔寨(Chheng 2010)、印度(Sarkar et al. 2013, Gupta et al. 2015)、老挝(Baird 2000, Baird and Flaherty 2005)和维多利亚湖周边国家(Kiwango et al. 2013)已经建立了淡水保护区，但有文献记载的鱼类保护区的例子却少之又少，发展中国家的例子更是罕见。这种由社区管理的内陆保护区通常从一系列渔业管理策略中汲取方法元素，包括适应性管理(Kura等人2004,Olsson等人2004,Pomeroy和Andrew等人2011,Ratner等人2012)、农业景观管理(Dela Cruz等人1992,Gregory和Guttman 2002, Gurung和Wagle 2005)、水产恢复(Zedler 2000，生态恢复学会国际科学与政策工作组2004,Young等人2005)、海洋保护区(Gill et al. 2017)。
内陆渔业和社区保护区尤其代表着自然系统、社会系统及其管理之间重要而内在复杂的综合关系。Ostrom的社会-生态系统框架是一种工具，用于识别治理系统、特定资源和资源系统或生态系统(Ostrom 2007, 2009)之间的相互作用，该生态系统支持跨系统比较，以识别关键关系和系统组件(McGinnis和Ostrom 2014)。这样复杂的系统需要社会-生态过程的综合分析(Hughes等，2017)和新的建模方法(Schlüter等，2012)，但有限的研究定量地将生态成分整合到社会-生态系统分析中(Vogt等，2015)。定量分析社会生态系统动力学的研究工作通常是在有限的比较地点(如Laborde等人2016年，Ziegler等人2017年，Filbee-Dexter等人2018年)或单个时间点(如Leslie等人2015年)的背景下分析组成部分。
我们有两个研究目标。首先，我们的目标是分析社区管理淡水鱼保护区的地点特征、水质、年度洪水动态波动和资源使用者的管理行动之间的相互关系，以及它们与渔业生产力和生物多样性的关系。我们的第二个目标是应用一种新的方法来定量分析社会生态系统，它扩展了固定效应回归模型的应用，在其他学科中常用，以研究社会生态系统内的生产力动态。
我们使用面板固定效应回归模型分析了柬埔寨洞里萨河漫滩40个社区鱼类保护区(CFRs) 3年(2012-2015年)的观测数据。我们的分析考察了特定地点的特征、季节性和年度差异的影响，以及旨在解决治理能力或提供生物物理改善的综合管理行动。CFRs是适应性管理的，因此我们在治理能力和生物物理改善活动中聚合了管理强度。我们不是研究个体行为，例如，加深池塘或委员会会议，而是将现实世界的一系列活动作为一个整体进行研究，包括决定采取行动和选择管理策略，以应对不断变化的环境条件。我们的分析依赖于观测数据，尽管对系统的反复观测使我们能够从统计上解释场地特征和每年的天气和洪水波动，例如，每年降雨量、洪水、温度的外生影响。不同于以往的社会生态系统研究，我们研究了大量的遗址，追踪了一段时间内的关系，并将每个遗址与自身进行了比较，使我们能够从统计上解释每个遗址的特征，否则可能会混淆社会生态关系。
柬埔寨渔业
约450万柬埔寨人在渔业部门工作，他们贡献了该国6-11%的国内生产总值，依靠每年的洪水获得食物和收入(亚洲开发银行2012年，Hap等人，2016年)。2013年，洞里萨湖漫滩内的稻田渔业贡献了年度鱼类产量(55万吨)的20% (Hap等人，2016年)。稻田渔业被嵌入多功能农业生态系统中，该系统包括渠道、湖泊和河流，并支持鱼类和其他水生物种(Balzer等人，2006年，Hap等人，2016年)。作为一种常见的资源池，稻田被认为是渔业生产力和消费鱼类的特别重要的栖息地(Balzer等，2006年)。在每年的雨季(5月至11月)，鱼类从湖泊和当地支流迁移到季节性洪水泛滥的稻田觅食繁殖(Campbell et al. 2006)。从11月到1月，鱼类从稻田和水道洄游回多年生水体，在那里等待5月雨季的回归(Campbell et al. 2006)。
出于对稻田渔业能否满足不断增长的农村人口的需求的关切，柬埔寨政府设立了粮食资源评估机构。cfr是受管理的保护区，由社区委员会与渔业局共同管理，位于稻田渔业栖息地(包括稻田、小溪、水道和湖泊)内。截至2013年，该国共有779个cfr(渔业管理局，2009年)。全年禁止在保护区内捕鱼，因此这些多年生水体可以在旱季为鱼类和其他水生物种提供避难所，使它们可以在雨季离开避难所，增加周边地区的渔获量(Joffre等人，2012年)。我们的研究重点是在2012年至2016年期间获得世界渔业组织及其合作伙伴支持的40个森林生态保护区，以实施具体地点的适应性管理行动，以提高鱼类产量和多样性。
方法
我们的分析着重于分离和描述CFR生物量和生物多样性、站点特征、水质、治理和年度洪水波动之间的关系。图1描述了我们假设的CFR生物量和生物多样性的决定因素以及它们之间的潜在关系。下面我们依次讨论每一种关系。
研究地点和世界鱼类的干预
我们的研究集中在40个CFRs左右，这是由世界渔业组织支持的稻田渔业增强项目(RFFEP)的一部分，该项目由美国国际开发署的未来粮食保障计划资助。CFR选址位于洞里萨湖周边的四个省份:马德邦、磅墩东、普萨特和暹收割(图2)。在RFFEP项目开始时，通过与社区团体和渔业专家的广泛咨询，确定了四种水文上不同类型的CFR:灌溉水库、无洪水的社区池塘、有洪水的社区池塘和大水体的部分(Brooks等，2015年)。WorldFish的工作人员进行了选址，以获取不同的CFR类型，并根据他们对项目实施可能成功的评估和四种CFR类型和四个省的近似代表性进行了了解。
管理部门对用户的需要和看法(如家庭偏好、用户对渔业状况的看法)和地点的特征(如观察到的鱼类洄游模式、水文)作出反应，这些特征是通过水质生物监测数据、鱼类生物量调查和社区看法确定的。这种适应性管理导致了异构的、量身定制的管理方法(附录1;Brooks和Sieu 2016)。管理行动包括生物物理改造，旨在改善旱季的保水能力、鱼类栖息地的质量和与稻田的连接(例如，加深池塘、清除植被、安装灌丛公园、建立CFR进/出口和通往稻田栖息地的通道)，这些行动主要在旱季进行(Hortle等，2004年)。治理方面的支持包括协助CFR各委员会制定干预计划、选举理事委员会代表、就筹资战略进行培训、执行捕鱼禁令、划界、标识和用水协议;治理支持也寻求改善与地方当局的协调(Joffre等人，2012年，Miratori和Brooks, 2015年)。此外，CFR委员会和社区还接受了稻田渔业环境及其管理方面的培训，以及记账、财务规划、筹款和公开演讲方面的能力建设(Brooks和Sieu 2016)。管理活动基于WorldFish在稻田渔业环境中的长期研究，项目文件提供了关于不同活动指示的条件的详细信息(Hortle等人2004年，Joffre等人2012年，Miratori和Brooks 2015年)。
数据源和变量构造
本研究采用三种类型的数据进行分析:(1)生物监测数据;(2)干预活动、生物物理和治理信息;(3)场地特征。所有数据都是由项目工作人员在2012年至2015年的不同时间点和频率收集的，并由WorldFish提供给作者。
生物监测数据是在2012年11月至2015年11月的2月、5月、8月和11月收集的，包括水质测量和鱼类样本。水质数据(氮、磷酸盐、pH值、温度和浊度)来自500毫升水样，采集于中午11小时至13小时之间，距离海岸10-20米，在CFR周围的6个地点的海平面以下30厘米处。在六个水样点取温度，然后取平均值。所有6个水样都混合在一个桶里，其中一个混合样品用于pH值、磷酸盐和氮的测量。CFRs中磷酸盐和氮变量的有限变化使我们无法在分析中使用它们。以下统计模型中使用的水质变量被设置为反映热带鱼池的最佳水平，CFR管理人员接受了培训以识别这些值，如果测量值在定义的范围内，变量为1，否则为0:(a) pH值，正常范围6.5-8.5;(b)温度，正常范围25-32℃，高范围> 32℃;(c)塞奇深度，衡量浊度和浮游植物生产力，正常范围为30-45厘米;数值越大表示水越清澈(Rouse 1979, USAID 2012, Dodds and Whiles 2010)。这些调整的目的是考虑到这些变量的增加并不都是有问题的，而是当它们超过一定范围时对鱼类健康构成问题。 A binary variable was used because few measurements exceeded the acceptable ranges, meaning multiple bins would have few observations.
使用刺网采集鱼类样本。池塘的大小随季节变化而变化，因为池塘在旱季收缩，采样要响应这些季节变化，以避免在小水体中过度采样。大于0.35公顷的池塘使用长刺网(长18米)，小于0.35公顷的池塘使用短刺网(长9米)。每个时间点重复8次刺网，除非池塘小于0.25公顷，在这种情况下，使用5个重复。长刺网和短刺网的高度均为2.5米，网目尺寸交替变化(例如短刺网的网目尺寸长度为1.5米，长刺网的网目尺寸长度为3米)，分别为1.5、2、4、6、8和10厘米(Jensen 1990)。刺网放置在16小时至17小时之间，并在水中停留12-14小时(Minns和Hurley 1988年)。我们记录了刺网的深度，并用它来计算水下的网面积。捕获的鱼按种类分组，记录每种鱼的数量和总重量。在给定的时间点上，将重复的鱼的总数和重量相加，以计算生物量和生物多样性的价值;因为方法在各个cfr之间是标准化的，所以在不同地点和时间点之间的工作量是相等的。
利用生物监测数据，我们构建了两种方法来了解鱼类群落:生物量和物种丰富度(Magurran 2004)。生物量是衡量鱼类数量的一个指标，物种丰富度描述了鱼类物种的多样性，或生物多样性。生物量定义为在刺网调查重复中每平方米水下刺网捕获的鱼的平均重量。物种丰富度是指物种的数量。为了解释采样努力的差异，在我们的分析中，我们将物种丰富度定义为刺网调查重复捕获的物种总数。由于在该设置下，物种积累函数未知，净面积变化较大，因此在物种丰富度模型中，我们没有通过刺网面积调整物种丰富度，而是明确控制淹没净面积。
干预活动数据按日历年进行整理，从2012年到2015年。由于CFR委员会对CFRs进行了适应性管理，因此我们采取了各种管理行动，因此我们将生物物理修饰和治理活动包括在内，这些活动被编码为计数变量，属于WorldFish根据活动性质定义的分类类别，例如，处理水质和治理能力建设(附录1)。
我们在2012年收集了一次场地特征，并将其视为固定时间。选址特征包括CFR类型、基线旱季CFR的表面积(例如，最小生境大小)、位置和与CFR相关的家庭数量。
统计方法和变量构造
为了分析与CFR生物量和物种丰富度相关的因素，我们结合使用了横断面和面板线性回归模型，包括固定效应模型(Wooldridge 2001)。CFR固定效应回归利用CFR跨期变化确定了生物量或物种丰富度与感兴趣的解释变量之间的关联，控制了已观察到和未观察到的CFR之间的所有时不变差异。我们的样本包括3年来监测的40个CFRs。我们的数据包括时不变(CFR特征)、年度(CFR干预，年)和季节性(13个时间点;水质)变量。为了编译和分析数据，我们使用了R素食包(Oksanen et al. 2019)和Stata version 14 (Stata 2017)。
CFR的物种丰富度和生物量我在时间t,由B它，被概念化为年度洪水、温度和降雨波动的函数，Tt，影响所有慢性纤维综合征;定常CFR特点X我；时变CFR治理和生物物理干预，V它，时变CFR特征，如水质，W它：
B它= f (Tt, X我, V它W它） |
(1) |
我们在一个单独的回归模型中考虑图1中的关系1、2和3，然后在一个同时嵌套关系1、2和3的模型中检查关系4。关系5，如图1所示，在所有模型中都被作为年份指标变量的向量考虑，Tt，该系数告诉我们在样本中一致经历的年度天气、洪水或其他事件的作用，同时更好地隔离其他关系。下面依次详细介绍每种关系的具体回归模型。我们的目标是描述cfr内与生物量和生物多样性相关的相互作用动态，而不是确定因果关系。尽管我们的分析提供了评估CFR生物量和生物多样性潜在相关因素的机会，但其局限性包括样本量、多次比较的问题、无法在同一模型中指定生物群落的多个组成部分(生物量和物种丰富度)以及使用观测数据进行干预后分析的挑战。
关系1:与生物量和物种丰富度相关的立地特征
为了了解CFR特征(CFR类别、省份、农业生态区、户数和CFR面积)与生物量和物种丰富度之间的关系，我们估计了一个集合普通最小二乘回归如下:
B它= α + β1C我+β2P我+β3.E我+β4H我+β5Z我+β6N它+β7Tt +e它 |
(2) |
C我表示二元变量向量，每个变量表示四个CFR类别中的一个(未被洪水淹没的社区池塘、被洪水淹没的社区池塘和大型水体的片段，灌溉水库作为省略的参考类别)。P我是CFR所在省份的指标向量;而且E我为二元变量向量，代表农业生态区域(旱作灌溉水稻、旱作作物/旱作水稻、旱作灌溉低地水稻，低地深水水稻作为省略的参考类别)。农业生态区与CFR类型不同，描述的是CFR周围的区域。此外，人口对CFR的压力被捕捉到，H我，为基线时生活在病死率影响区内的住户数目，而旱季期间病死率的基线表面积则为Z我．最后，我们加入了年份指标的向量(Tt)，以捕捉所有cfr所共有的生物量和物种丰富度的年度驱动因素，例如由年度天气和洪水变化引起的驱动因素。我们预计这些因素都会影响CFR的生物量和生物多样性，更大的CFR规模和更小的CFR数量有积极的影响，但没有对CFR类型、省份或农业生态区的先天预测。
由于人口随时间的变化和CFR大小(m²)的年度内波动取决于季节和降雨时间，H我而且Z我可能会有一定程度的误差，但我们将它们纳入其中，以控制CFRs规模和种群基数之间的巨大背景差异。当物种丰富度是结果时，我们还包括生物监测期间的平均淹没净面积(m²)的控制，N它，以考虑生物监测采样协议中的净尺寸调整。
我们解释系数β1-β6作为各变量与所有年份和CFRs结果之间的条件关系的平均值。在这个方程中，α代表y轴截距，或者其他变量都设为0时的常数，和e它是误差项。由于CFR之间未观察到的异质性，汇集普通最小二乘(OLS)回归特别容易受到偏差的影响，因此我们青睐以下CFR固定效应回归，它控制了这种异质性。我们将方程(2)的结果表示为描述性关联，强调了在下面描述的固定效应回归中统计解释的特定地点、时不变特征的重要性，并进一步促进了在接下来的模型中使用固定效应分析。
关系2:与生物量和物种丰富度相关的水质变量
为了了解水质对CFR生物量和物种丰富度的影响，我们使用了13期的生物监测数据面板。每三个月收集一次生物监测数据，建立CFR关系模型我在期p,下标p表示三个月的周期，不同于年度t上式(2)下标。我们估计了固定效应回归
B知识产权=γ1米我,p+γ2米我,p - 1+γ3.P我,p+γ4P我,p - 1+γ5年代我,p+γ6年代我,p - 1+γ7s²我,p+γ8s²我,p - 1+γ9n我,p+γ10Op+μ我+ε我,p |
(3) |
其中结果是当前时期水温是否高于32℃的函数，米我,p，由于温度的影响可能并不总是立即的，在前一时期，米我,p - 1．同样，如果pH值在当前时期处于理想范围内，我们加入一个等于1的二进制指示符，P我,p，或在前一期间，P我,p - 1．最后，我们加入Secchi深度(cm)的连续值，年代我,p，和它的正方形，s²我,p，在当期及上期(年代我,p - 1而且s²我,p - 1分别)。我们加入了塞奇深度的平方项，以解释当它移出理想范围时，水的透明度的回报递减(参见附录2的汇总统计数据)。我们使用所有Secchi深度值的自然对数。当物种丰富度是结果时，我们还包括生物监测期间平均淹没净面积的对照，n我,p．我们包含了一个月和年指标向量，Op，以控制季节性，包括鱼类的季节性生命周期和生长模式。复合误差项由μ我，未观察到的CFR效应，和ε我,p即特质错误。固定效应模型允许我们控制任何时不变的、不可观察的、可能影响相关结果的CFR特征。
关系3:与水质相关的管理行为
为了评估管理干预措施如何影响水质，我们建立了水质、W知识产权在CFR我期间pCFR管理委员会在前一年实施的生物物理干预措施。我们估计了以下固定效应回归:
W知识产权=α我+δ1V我,t - 1+δ2问我,t - 1+δ3.米p+δ3.Tp+μ我+ε知识产权 |
(4) |
结果变量,W知识产权，是水温是否≥32℃的二元指标，是Secchi深度的自然对数(cm)，是pH值是否处于理想范围(6.5-8.5 mol /l)的二元指标。二元结果的估计作为线性概率模型，使用OLS估计与固定的影响。该模型包括CFR环境相关活动的计数V我,t - 1、水质活动次数Q我,t - 1。注意，所有的结果在年度内都是不同的，而一些解释变量(V我,t - 1和问我,t - 1)只在年度层面有所不同。我们还包括一个月和年指标向量(Mp和Tp)，以控制所有cfr所共有的季节性和年度波动，包括鱼类的季节性生命周期和生长模式以及共变量的年降雨量、温度和洪水模式。复合误差项由μ我，未观察到的CFR效应和ε知识产权即特质错误。再次，我们能够估计CFR固定效应模型，允许我们控制不可观测的CFR特征。将某一年的成果与前一年的活动进行回归，以确保在取得成果之前及时采取干预措施。
环境相关的活动(V我,t - 1)包括建造围栏和生态屏障，添加肥料，鱼苗，鸡窝，增加或移除植被，扩大CFR，种植淹没森林或购买一艘船进行监测和巡逻(附录1)我,t - 1)的活动包括增加渠道、进水口、出水口和泵，建造水坝，以及深化CFR。由于CFR委员会根据其CFR内的条件实施活动，因此我们的度量提供了一个真实的度量标准，该标准捕获了CFR委员会对其系统中的变化做出反应时的影响，选择了一个特定于现场的管理行动，并执行了它。CFR委员会选举实施的活动范围和频率太低，无法按单个活动进行分解。因此，我们无法处理cfr采取的具体行动对生产率的影响。
关系4:与生物量和生物多样性有关的管理行动
最后，我们考察了CFR委员会的治理和生物物理活动与物种丰富度和生物量之间的关系，实际上套用了之前的所有模型。我们估计了模型(2)，同时控制了具有CFR固定效应的CFR固定特征(模型1)，并包括了模型(3)中的水质控制。然后，我们可以将剩余的关联归到关系4。除了控制未观察到的物理特性外，CFR固定效应控制了CFR治理能力中未观察到的差异。由于治理行动是适应当地条件的，我们使用计数变量来描述治理，即CFR委员会采取的行动的数量，这允许我们检查委员会采取行动的决定、管理行动的选择和这些努力的结果的综合影响。尽管我们的描述考虑了委员会采取的实际行动，但它确实限制了我们可以做出的推断，而且无法评估单个管理行动。
B它=σ1V它+σ2问它+σ3.米它+σ4一个它+σ5N它+σ6WF它+σ7Tt+ζ我+ e它 |
(5) |
结果变量,B它，按历年汇总，并按指示某一特定类别在某一特定年份的CFR活动数量的计数变量进行回归。活动被分类为与环境有关的CFR活动(V它)及水质活动(问它)与模型(4)完全相同，但使用的是当前时期而不是之前的时期，因为我们没有足够的年度时间段来支持具有年度滞后的分析。此外,米它代表各种治理会议的数量，包括关于多个主题的提高认识活动、管理技能培训会议和反思研讨会;一个它，代表治理活动，如建立一个新的CFR，划定CFR的边界，添加标志、路径、保护基础设施，举行CFR委员会的选举，建立规章制度，举办活动，组织储蓄小组，以及将CFR行动整合到更广泛的社区投资计划中(附录1)。这些变量集合反映了WorldFish员工在与CFR经理沟通时所做的分类。与模型(2)一样，N它,包括所有物种丰富度回归，以明确控制生物监测数据收集期间的净淹没面积(m²)。我们包含了WF它，是来自每年2月的水质变量向量，这个月是我们预计水质最差的月份，因为在旱季缺少降雨，因此我们可以进行解释σ1- - - - - -σ4由于各活动之间的关系，独立于水质。
结果
附录2报告了所有年份(2012-2015年)cfr (n = 40)的描述性统计数据，附录3提供了结果汇总。
关系1:与生物量和物种丰富度相关的立地特征
为了了解与整个CFR的生物量和生物多样性相关的立地特征，我们通过汇集OLS回归估计了与CFR类别、农业生态区(AEZ)、家庭数量、CFR规模和年份的条件关联(表1)。
在没有被淹的群落池塘中，生物量明显高于灌溉水库。马德望省的CFRs生物量高于蒲沙和暹粒的CFRs，物种丰富度高于甘榜东和蒲沙的CFRs。旱作低地水稻农业生态区cfr的生物量和物种丰富度显著高于旱作深水水稻农业生态区。旱季CFR面积越大，生物量越低，物种多样性越高。最后，2012年(参考年)的物种丰富度系统高于之后3年。附录4提供了一个按年分别估计这些关系的替代模型。
我们的系数估计的效应大小代表了每平方米刺网捕获的千克鱼的对数(生物量)和物种数量(物种丰富度)的增加或减少。因此，我们发现生物量的效应大小约为0.2-0.7，生物多样性的效应大小约为1.7-7，这代表了这些指标中具有生物学意义的差异。年平均log kg渔获量/m²为3.52，标准差为0.77;年平均物种丰富度为14.6，标准差为5.2。
关系2:与生物量和物种丰富度相关的水质变量
利用CFR和时间段的固定效应来解释CFR的可观察和不可观察的时变地点特征(其中一些出现在上面)，我们发现在控制当前和之前时期水质差异的情况下，生物量与季节(月)和年度效应之间存在显著关系(表2)。在CFR中，8月和11月的物种丰富度明显低于2月。在cfr内，5月和8月生物量显著低于2月，11月显著高于2月。2015年的物种丰富度明显高于2013年。
我们还发现了生物量与前一时期水质(塞奇深度、高水温、pH值)之间的相关性。前期pH在理想范围内、水温较高与物种丰富度呈负相关。尽管pH结果与直觉相反，但绝大多数pH读数都在理想范围内(附录1)。前期Secchi深度与生物量呈正相关，边际效应递减。
关系3:与水质相关的管理行为
利用CFR的固定效应，我们发现旨在有利于CFR水质或环境的活动与水质维度之间关系的证据非常有限(表3)。我们使用了管理活动的广泛度量，即前一时期影响CFR水质或CFR环境的生物物理干预的数量。我们发现2015年与高水温负相关，与理想pH值正相关，旨在改善水质的活动数量似乎与理想pH值负相关。然而，我们不能明确地得出管理活动是否影响水质的结论。此外，与改善水质相比，管理活动在防止水质下降方面可能更重要。在这项观察性研究中，我们无法理清这种可能的影响。
关系4:与生物量和物种丰富度相关的管理行动
利用CFR的固定效应，在控制水质和年度效应的同时，我们检验了CFR活动、治理和筹资之间的关系(表4)。为指导或提高知识而举行的会议与物种丰富度呈正相关，尽管效应量很小。CFR筹资与生物量呈正相关。同一模型的logit和probit估计见附录5。
关系5:每年的天气和洪水波动
我们发现，外源性季节性和年度天气和洪水变化对CFRs生物物理要素有广泛影响。所有模型都考虑了季节和年度天气与洪水变化的关系。从12月左右开始至4月结束的旱季到5月至11月从cfr到稻田的连接，漫滩内的季节模式负责改变生物量和物种多样性，而不依赖于水质。此外，2015年是一个特别独特的年份(表2、3、4)。然而，影响生物量和生物多样性的地点和水质特征在不同年份之间有所不同，这表明，正如预测的那样，年度协变量效应可能会强烈地塑造该系统(附录4)。
讨论
稻田渔业环境是丰富多样的鱼类和水生物种的家园，支持人们获得食物和生计(Baran等，2014年)。研究结果表明，在CFR内，这些内陆保护区的生物量和生物多样性与季节、年度天气和洪水波动以及CFR所在地的特征(省份、农业生态区和地表面积)有关。独立于这些重要特征之外，CFR治理的要素，如筹款或治理会议，与物种丰富度和生物量相关。我们的研究结果阐明了内陆保护区在动态环境中的功能，并表明季节性、年度和地点特定因素的强大作用。
先前的社会生态系统定量分析使用了线性回归(Leslie等人，2015)、随机森林(Gill等人，2017)、结构方程建模(Filbee-Dexter等人，2018)和建模预测结果(Ziegler等人，2017)。我们的固定效应面板回归模型的分析方法广泛应用于经济学和其他学科(Wooldridge 2001)，但它是分析社会生态系统的一种新方法。它扩展了定量分析的范围，通过对每个站点自身的时间比较来研究CFR社会生态系统的生产力。由于社会生态系统很少提供控制实验的机会，我们的方法允许每个站点与自身随着时间的推移进行比较，以通过观察数据确定可推广的趋势。
我们的分析强调，内陆保护区内多样性和生产力的驱动因素可能每年都在变化。例如，对不同年份cfr站点特征的比较表明，特定的省份、农业生态区和表面积与鱼类生产力和生物多样性相关(表1)。然而，仅对单一年份的站点特征进行比较，会导致不同的特征在不同年份显现出显著性，例如，2012年旱作低地水稻农业生态区;因此，在这些动态的社会生态系统中，有必要在尽可能长的时间范围内考虑强烈的地点和年度效应，以评估其管理的变化元素(包括栖息地质量、生物物理变化和治理)如何随着时间的推移影响结果。
然而，在我们的研究结果中，关于CFR管理活动的强度是否与CFR内的生物量或物种丰富度相关的证据有限。基于成功可能性的有目的性选址可能会在观察数据中引入偏差，可能会使我们的结果偏向于管理措施的积极效果，因此，缺乏这一发现加强了没有效果的可能性。然而，由于干预变量的不精确和测量误差或研究时间太短而无法观察关联，我们检测关系的能力受到限制也是可能的解释。
CFR生物物理管理活动与生物量或物种丰富度之间缺乏影响，部分原因可能是根据特定环境调整管理行动所面临的挑战。很难预测管理强度与改善结果之间的关联程度，因为管理行动更多的地点可能也面临更多的挑战，或更努力地阻止生物量下降，从而掩盖了潜在的关系。资源管理人员(例如改善水质)的意图与其努力的结果之间也可能不匹配。尽管管理人员根据他们对其系统的观察和理解做出了反应，并获得了监测水质的技术支持和工具，但确定和实施适当的管理是复杂的，可能会产生特殊的结果。在一个保护区产生积极影响的行动可能对另一个保护区的生产力产生中性或负面影响。此外，随着时间的推移，社会-生态系统的生产力与自然系统条件和资源管理者的行动之间的双向反馈交织在一起，从而周期性地改变自然条件。
我们观察到的治理能力建设之间的正相关关系表明，加强管理能力和激励内陆保护区的管理投资是有价值的。这些机制进一步提供了社区主导的适应性管理，社区成员据此对不断变化的环境条件作出反应，并改变其管理战略。尽管强烈的地点特异性和年度效应可能意味着在CFR内检测管理工作的效果可能是具有挑战性的，或者它们的影响相对于季节变化可能是最小的，但CFR的实施本身仍可能提高周围稻田渔业的生产力，我们在这里没有衡量这一点。分析cfr对渔业生产力，特别是对当地人口的惠益是重要的下一步。
我们的三年时间虽然比以往大多数内陆保护区的研究都要长，但可能不足以充分评估委员会的行动对这一充满活力的内陆生态系统生产力的影响，在更长的时间范围内，cfr可能促进鱼类的繁殖。其他研究发现，自给自足的社区组织到位以支持可持续渔业管理可能需要3至10年(Pomeroy and Berkes 1997, Pomeroy and Carlos 1997)，观察保护对海洋物种的效果可能需要5年以上(Babcock et al. 2010)。此外，禁捕保护区的规划也增加了实施前的捕鱼压力(McDermott等人，2019年)，这一动态可能会改变基线生物量。这些地区对于未来探索内陆保护区干预措施与关键成果之间的关系已经成熟，可以使用比我们在这里提供的更长时间内的精确跟踪干预措施。
我们的研究结果证明了洪水脉冲系统对洞里萨河漫滩内站点的年度和季节性影响。洪水脉冲系统在驱动系统生产力(Kummu和Sarkkula 2008)和生物多样性(Thomas et al. 2017)方面的既定作用在2015年所见的模式中尤为突出。2015年，洪水到达较晚，正值厄尔尼诺Niño年的开始，这已被证明会影响年度洪水动态(Ward et al. 2016)。对于一些森林资源池，每年的洪水未能将一些森林资源池和稻田与洞里萨湖和其他大型水体连接起来，一些社区传闻说，他们的森林资源池中的鱼有助于提供稻田内的鱼类。在这一动态系统中，cfr和渔业管理可在防止水质下降或在变化年或灾年解决用水户纠纷方面发挥重要作用。然而，CFRs在洪水脉冲系统中发挥作用，如果该系统被湄公河沿岸的灌溉或大坝建设所广泛破坏，则不太可能成为一种可行的管理策略，因为年度洪水脉冲的破坏将阻止洪水到达CFRs，并破坏系统内的连通性(Lamberts和Koponen 2008年，Arias等人2014年)。
有根据的推测和结论
我们的发现强调了特定地点和季节性特征在塑造社会生态系统中的重要作用。尽管生物物理变化和治理的成功要素可能并不总是能被识别出来，但使当地社区能够监测其社会生态系统并有机会加强适应性管理，对可持续的社会生态系统具有相当大的希望。在发展中国家复杂而缺乏数据的生态系统情况下，了解自然系统及其所面临的环境和经济变化的资源使用者往往最能迅速对变化的条件作出反应并选择适当的管理行动。随着情况的变化，整合技术干预、治理和能力建设以支持这些渔民尤为重要。因此，在没有一刀切的模式的情况下，改善治理的社区能力建设具有特别的价值。有鉴于此，为社区提供工具，以了解其特定的生物物理系统和治理过程，对其进行适应性管理，并对不断变化的条件作出反应，就变得越来越重要。
社区鱼类保护区为解决该系统中渔业生产力和生物多样性的可持续性提供了一个有用的策略，我们的研究结果表明，需要进一步的长期研究来分离该策略的要素与系统内关键产量和生物多样性结果之间的关系。研究自然系统和社会系统相互之间的反馈在更长的时间范围内发挥作用，将具有特别的价值。使用稳健的分析方法将提供关于CFRs具体功能和社会-生态系统一般功能的最有用的见解。此外，我们的研究结果还反映了整体塑造这些渔业的全球驱动因素。因此，这一系统中鱼类资源的可持续性不能仅由CFR管理来解决。CFR生物量和生物多样性还将继续受到全球力量的驱动，包括年度洪水脉冲系统、全球气候和El Niño-Southern振荡事件，以及区域发展和大坝建设的模式(Kummu和Sarkkula 2008年，Lamberts和Koponen 2008年，Arias等人2014年，Ward等人2016年)。因此，除了在地方一级采取有针对性的干预措施外，面对全球环境变化和流域发展，维持洪水状况的全流域管理方法对保护鱼类多样性和生产力仍然至关重要。
致谢
我们感谢社区鱼类保护委员会、社区和非政府组织合作伙伴的工作人员，他们支持这个项目的数据收集。该项目由美国国际开发署(USAID)通过“稻田渔业增强项目”和康奈尔大学阿特金森中心可持续未来博士后项目提供财政支持。本文所表达的内容和观点仅为作者个人观点，并不代表美国国际开发署或美国政府的观点。最后，我们感谢两位匿名审稿人提供的周到而详细的反馈。
文献引用
阿里亚斯，M. E.， T. A. Cochrane, M. Kummu, H. Lauri, G. W. Holtgrieve, J. Koponen, T. Piman. 2014。水电和气候变化对东南亚最重要湿地生态生产力驱动因素的beplay竞技影响。生态模型272:252 - 263。https://doi.org/10.1016/j.ecolmodel.2013.10.015
亚洲开发银行，2012。柬埔寨农村发展:主要问题和制约因素。亚洲开发银行，菲律宾曼达卢永市。
巴布科克，R. C.， N. T.希尔斯，A. C.阿尔卡拉，N. S.巴雷特，G. J.埃德加，K. D.拉弗蒂，T. R.麦克拉纳汉，G. R.拉斯，2010。海洋保护区的年代际趋势揭示了直接和间接影响的不同变化率。美国国家科学院院刊107:18256 - 18261。https://doi.org/10.1073/pnas.0908012107
贝尔德，2000年。在老挝人民民主共和国整合以社区为基础的渔业共同管理和保护区管理:前进的机会和执行的障碍。评价伊甸园系列:讨论文件第14号。国际环境与发展研究所，英国伦敦。
贝尔德，i.g.， m.s. Flaherty, 2005。老挝南部湄公河鱼类保护区:利用当地生态知识评估有效性。环境管理36:439 - 454。https://doi.org/10.1007/s00267-005-3093-7
巴尔泽，P.， T.巴尔泽，D.巴特利，X.乔拉曼尼，S. Funge-Smith, H. Guttman, M. Halwart, A. Luo, J. Margraf, E. Meusch, S. Pon. 2006。东南亚水稻生态系统中水生生物多样性的利用与有效性。食品成分与分析杂志19:765 - 766。https://doi.org/10.1016/j.jfca.2006.03.008
Baran, E.， P. cheng, V. Ly, J. Nasielski, S. Saray, B. Touch, J. Tress. 2014。柬埔寨鱼类资源(2001-2011年)。页1 - 11在S.布罗德和R.桑多瓦尔，编辑。阿特拉斯的柬埔寨。拯救柬埔寨野生动物，金边，柬埔寨。
布鲁克斯，A.， M. Kim, C. Sieu, V. Sean, V. Try. 2015。稻田渔业生态系统中群落鱼类保护区类型的特征。手册:2015 - 37。纷争、槟城、马来西亚。
布鲁克斯，A.和C. Sieu, 2016。稻田农业生态系统中的社区鱼类保护区(CFRs)在改善洞里萨河地区粮食和营养安全方面的潜力。项目报告:2016 - 10。纷争、槟城、马来西亚。
坎贝尔、i.c.、C.普尔、W.吉森和J.瓦尔博-约根森。2006.柬埔寨洞里萨大湖的物种多样性与生态。水产科学68:355 - 373。https://doi.org/10.1007/s00027-006-0855-0
Chheng, p . 2010。洞里萨大湖的鱼类保护区(柬埔寨)。论文。马来西亚大学，槟城，马来西亚。
库克，S. J.， E. H. Allison, T. D. Beard, R. Arlinghaus, A. H. Arthington, D. M. Bartley, I. G. Cowx, C. Fuentevilla, N. J. Leonard, K. Lorenzen等。2016。关于内陆渔业的可持续性:为被遗忘者寻找未来。中记录45:753 - 764。https://doi.org/10.1007/s13280-016-0787-4
德拉·克鲁兹，c.r, c·莱特福特，b·a·科斯塔-皮尔斯，v·R·卡兰加尔，m·p·宾堡，1992。亚洲稻鱼研究与发展。国际水生生物资源管理中心，菲律宾马尼拉。
多德，W.和M.希尔斯，2010。淡水生态学:湖沼学的概念和环境应用。学术，伯灵顿，马萨诸塞州，美国。
K.菲尔比-德克斯特，C. C.西蒙斯，K.琼斯，H. A.黑格，J.皮特曼，S. M.亚历山大和M. J.伯克。2018。量化生态惊喜的生态和社会驱动因素。应用生态学杂志55:2135 - 2146。https://doi.org/10.1111/1365-2664.13171
渔业管理。2009年。2009-2013年政府国家战略发展计划。柬埔寨农业、林业和渔业部，柬埔寨金边。
弗莱特-周纳德，E.， S. Funge-Smith, P. B.麦金太尔。2018.家庭调查揭示的全球隐蔽淡水鱼收获情况。美国国家科学院院刊115:7623 - 7628。https://doi.org/10.1073/pnas.1721097115
吉尔，D. A.， M. B. Mascia, G. N. Ahmadia, L. Glew, S. E. Lester, M. Barnes, I. Craigie, E. S. Darling, C. M. Free, J. Geldmann，等。2017。能力不足阻碍了全球海洋保护区的绩效。自然543:665 - 669。https://doi.org/10.1038/nature21708
格雷戈里，R.和H.古特曼，2002。稻田捕捞与农村粮食安全。页面1-13在P.爱德华兹、D. C.利特尔和H.德梅因，编辑。农村养殖。CABI Willingford,英国。https://doi.org/10.1079/9780851995656.0001
古普塔，N.， K. Sivakumar, V. B. Mathur和M. A. Chadwick. 2015。印度北阿坎德邦的陆地保护区和管理区域保护了受威胁的淡水鱼。公园21.1.https://doi.org/10.2305/iucn.ch.2014.parks-21-1ng.en
古隆，T. B.和S. K.韦格尔，2005。重新探讨稻鱼综合养殖的生态原理，以获得环境、经济和社会效益。我们的本性3:1-12。https://doi.org/10.3126/on.v3i1.328
Hap, N.， S. Un, J. Nasielski. 2016。柬埔寨渔业部门的社会经济研究综述。柬埔寨金边渔业管理局和世界渔业内陆渔业研究与发展研究所。
Hortle, K. G.， S. Lieng, J. Valbo-Jorgensen。2004.柬埔寨内陆渔业简介。湄公河委员会，金边。
休斯，t.p, M. L.巴恩斯，D. R.贝尔伍德，J. E.辛纳，G. S.卡明，J. B. C.杰克逊，J.克莱普斯，i.a. van de Leemput, J. M.洛，T. H.莫里森等。2017。人类纪的珊瑚礁。自然546:82 - 90。https://doi.org/10.1038/nature22901
詹森，1990。比较不同网目尺寸组合刺网的渔获量。鱼类生物学杂志37:99 - 104。https://doi.org/10.1111/j.1095-8649.1990.tb05931.x
Joffre, O.， M. Kosal, Y. Kura, S. Pich和T. Nao. 2012。柬埔寨社区鱼类庇护所:吸取的教训。2012-03年度总结。世界鱼，金边，柬埔寨。
基旺戈，Y.， G. Moshi, W. Kibasa和B. Mnaya. 2013。创造纸莎草湿地，是提高粮食安全和拯救维多利亚湖的解决方案。湿地生态与管理21:147 - 154。https://doi.org/10.1007/s11273-013-9286-6
Kummu, M.和J. Sarkkula. 2008。湄公河流量变化对洞里树洪水脉冲的影响。中记录37:185 - 192。https://doi.org/10.1579/0044 37 - 7447 (2008) [185: iotmrf] 2.0.co; 2
库拉，Y.， C. Revenga, E. Hoshino和G. Mock, 2004。寻找答案:弄清全球鱼类危机的意义。世界资源研究所，美国华盛顿特区。
拉博德，S.， A. Fernández, S. C. Phang, I. M. Hamilton, N. Henry, H. C. Jung, A. Mahamat, M. Ahmadou, B. K. Labara, S. Kari，等。2016。社会生态反馈导致内陆渔业不可持续的锁定。全球环境变化41:13-25。https://doi.org/10.1016/j.gloenvcha.2016.08.004
Lamberts, D.和J. Koponen. 2008。洞里萨河生态系统的洪水脉冲变化和生产力:一个影响评估模型。中记录37:178 - 184。https://doi.org/10.1579/0044 37 - 7447 (2008) [178: fpaapo] 2.0.co; 2
Leslie, h.m.， X. Basurto, M. Nenadovic, L. Sievanen, K. C. Cavanaugh, J. J. Cota-Nieto, B. E. Erisman, E. Finkbeiner, G. Hinojosa-Arango, M. Moreno-Baez，等。2015。运行社会生态系统框架以评估可持续性。美国国家科学院院刊112:5979 - 5984。https://doi.org/10.1073/pnas.1414640112
马古兰，2004年。测量生物多样性。美国马萨诸塞州马尔登Blackwell科学公司。
麦克德莫特，G. R, K. C.孟，G. G.麦克唐纳和C. J.科斯特洛。2019。蓝色悖论:在海洋保护区先发制人的过度捕捞。美国国家科学院院刊116:5319 - 5325。https://doi.org/10.1073/pnas.1802862115
McGinnis, m.d和E. Ostrom, 2014。社会-生态系统框架:初期变化与持续挑战。生态和社会19(2): 30。https://doi.org/10.5751/ES-06387-190230
明斯，C. K.和D. A.赫尔利，1988。刺网的网长和设定时间对渔获量的影响。北美渔业管理杂志8:216 - 223。https://doi.org/10.1577/1548 - 8675 (1988) 008 < 0216: EONLAS > 2.3.CO; 2
米拉托利，K.和A.布鲁克斯，2015。稻田渔业管理善治。纷争、槟城、马来西亚。
奥克萨宁，J.， F. G. Blanchet, M. Friendly, R. Kindt, P. Legendre, D. McGlinn, P. R. Minchin, R. B. O'Hara, G. L. Simpson, P. Solymos，等。2019。素食:社区生态套餐。2.5版本5。(在线)网址:https://cran.r-project.org/package=vegan
P. Olsson, C. Folke和F. Berkes, 2004。建立社会生态系统复原力的适应性管理。环境管理34:75 - 90。https://doi.org/10.1007/s00267-003-0101-7
奥斯特罗姆,e . 2007。一种超越万灵药的诊断方法。美国国家科学院院刊104:15181 - 15187。https://doi.org/10.1073/pnas.0702288104
奥斯特罗姆,e . 2009。分析社会生态系统可持续性的一般框架。科学325:419 - 422。https://doi.org/10.1126/science.1172133
波默罗伊。R. S.和N. L.安德鲁。2011。小型渔业管理:发展中世界的框架和方法。CABI,伦敦,英国。https://doi.org/10.1079/9781845936075.0000
波默罗伊，R. S.和F. Berkes, 1997。探戈二:政府在渔业共同管理中的作用。海洋政策21:465 - 480。https://doi.org/10.1016/s0308 - 597 x (97) 00017 - 1
波默罗伊和M. B.卡洛斯，1997。菲律宾以社区为基础的沿海资源管理:1984-1994年方案和项目的审查和评价。海洋政策21:445 - 464。https://doi.org/10.1016/s0308 - 597 x (97) 00016 - x
拉特纳，B. D.， E. J. V. Oh和R. S. Pomeroy. 2012。引领变革:菲律宾和越南小型渔业共同管理的第二代挑战。环境管理杂志107:131 - 139。https://doi.org/10.1016/j.jenvman.2012.04.014
唤醒,d . 1979。塘鱼养殖的水质管理。研发系列第22号。国际水产养殖中心，奥本大学农业实验站，美国阿拉巴马州奥本。
萨卡尔，英国，A. K. Pathak, L. K. Tyagi, S. M. Srivastava, S. P. Singh, V. K. Dubey. 2013。印度一条受保护河流淡水鱼的生物多样性:与未受保护栖息地的比较。Revista de Biología热带61:161 - 172。https://doi.org/10.15517/rbt.v61i1.10942
Schlüter, M, R. R. J.麦卡利斯特，R.阿灵豪斯，N.邦内菲尔德，K.爱森纳克，F. Hölker, E. J.米尔纳-古兰，B. Müller, E.尼克尔森，M.夸斯，M. Stöven。2012.环境管理的新视野:社会-生态系统耦合模型综述。自然资源建模25:219 - 272。https://doi.org/10.1111/j.1939-7445.2011.00108.x
生态恢复学会国际科学与政策工作组，2004年。生态恢复的SER底稿。生态恢复学会，华盛顿特区，美国。
占据》2017。占据统计/数据分析。StataCorp LP, College Station, Texas, USA。
Thilsted, S. H.， A. Thorne-Lyman, P. Webb, J. R. Bogard, R. Subasinghe, M. J. Phillips, E. H. Allison. 2016。维持健康饮食:捕捞渔业和水产养殖在2015年后改善营养方面的作用。食品政策61:126 - 131。https://doi.org/10.1016/j.foodpol.2016.02.005
托马斯，P, G.霍尔特格里夫，V.埃利奥特，K.麦肯，B.麦克米恩，N.鲁尼，A.斯密特，T.法纳拉，M.库珀曼，S.克拉克，C.芬，和S. Chhuoy。2017。洪水脉冲河流生态系统中鱼类营养生态位可塑性的季节性增加(柬埔寨洞里萨湖)。生态球8: e01881。https://doi.org/10.1002/ecs2.1881
美国国际开发署。2012.柬埔寨收获:帮助解决农村脆弱性和生态系统稳定。技术简报33:如何给鱼塘施肥。美国国际开发署，柬埔寨金边。
沃格特，J. M.， G. B.爱泼斯坦，S. K.明西，B. C.费舍尔，P.麦考德。2015.把“E”放在SES中:在奥斯特罗姆的社会-生态系统框架中打开生态学的包装。生态和社会20(1): 55。https://doi.org/10.5751/ES-07239-200155
沃德，P. J.， M. Kummu和U. Lall. 2016。洪水频率和持续时间及其对厄尔Niño南方涛动的响应:全球分析。《水文539:358 - 378。https://doi.org/10.1016/j.jhydrol.2016.05.045
里奇,j . 2001。截面和面板数据的计量分析。麻省理工学院出版社，剑桥，马萨诸塞州，美国。
杨，t.p, D. A.彼得森和J. J.克莱里，2005。修复的生态:历史联系、新出现的问题和未被探索的领域。生态学通讯8:662 - 673。https://doi.org/10.1111/j.1461-0248.2005.00764.x
内德勒，2000。湿地恢复生态学研究进展。生态学与进化趋势15:402 - 407。https://doi.org/10.1016/s0169 - 5347 (00) 01959 - 5
齐格勒，J. P, E. J.戈莱比，S. E.琼斯，B. C.魏德尔和C. T.所罗门。2017。休闲渔业的社会-生态结果:湖岸开发与养殖的相互作用。生态应用程序27:56 - 65。https://doi.org/10.1002/eap.1433
