مقاله انگلیسی رایگان

ترجمه فارسی رایگان 

بخشی از ترجمه فارسی مقاله:

چکیده
پوشش گیاهی غوطه ور می تواند به طور قابل توجهی بر روی هیدرودینامیک ساحلی تاثیر بگذارد. با این حال، مدل های عددی شامل جریان، امواج، و تلاطم نیست. در این مقاله، ما از اجرای یک ماژول موج ، جریان ، پوشش گیاهی برای توصیف یک اقیانوس اتمسفر ، موج و انتقال رسوب (COAWST) استفاده می کنیم . سیستم مدل سازی ای که شامل یک مدل جریان (ROMS) و یک مدل موج (SWAN)، و نشان دادن فرآیندهای مختلف با استفاده از حوضه های کم عمق ایده آل. مدل جریان اصلاح شده شامل گیاه ، وابسته به وضعیت سه بعدی، در تاج موج، و تبدیل انرژی جنبشی به پارامترهای عمودی. تبدیل متغیرهای مربوط به پوشش گیاهی به مدل جریان و مدل موج برای اتلاف انرژی موج به دلیل وجود پوشش گیاهی است. (موضوع مطالعه) 1- نشان می دهد که اعتبار گیاه وابسته به پارامتر وضعیت مقاومت در اندازه گیری میدانی 2- نشان می دهد که مدل قادر به تولید به مثل میانگین و جریان آشفته میدانی در حضور پوشش گیاهی در مقایسه با آزمایش های مختلف آزمایشگاهی، 3- تعامل پوشش گیاهی و جریان از طریق تحلیل شرایط در تعادل حرکت فراهم می کند ، 4- توصیف تأثیر یک پوشش گیاهی مستغرق بر جریانهای جزر و مدی و امواج به طور جداگانه و با هم 5- پیشنهاد مسیر آینده برای تحقیق و توسعه.

4.2.3. هزینه محاسباتی، موانع و ملاحظات آینده
ما در هزینه های محاسباتی با استفاده از ماژول پوشش گیاهی نسبت به رویکرد ساده سازی که با استفاده از زبری پایین برای مقایسه افزایش کشیدگی در حوزه مدل محاسبه کردیم. افزایش هزینه های محاسباتی ناشی از قطعات مختلف مدل، به طور عمده در دانه های 2D و 3D و مدل اختلاط عمودی GLS است که محاسبه مقادیر آشفتگی را انجام می دهد (جدول 2). به طور کلی، هزینه محاسباتی ماژول پوشش گیاهی و اجرای قطعه پوشش گیاهی توسط رسوبات درشت دانه بیش از 6 درصد افزایش را نشان داده است. افزایش از محاسبه کشیدن پوشش گیاهی و شرایط آشفتگی در ماژول پوشش گیاهی رخ می دهد. این شرایط پس از آن به هسته 2D، 3D معادلات مومنتم، و پارامتر اختلاط عمودی اضافه شده است.
پیاده سازی این قابلیت در COAWST چند موانع عددی و مفهومی، که تحقیقات آینده و عیب یابی نیاز به روبرو شد. به عنوان مثال، رام مدل هیدرودینامیک مورد نیاز یک گام زمان کاهش می یابد با ماژول گیاهی (به عنوان مثال 1 بازدید کنندگان به جای 10 بازدید کنندگان) برای از بین بردن بی ثباتی ناشی از شیب سرعت تیز. ما همچنین دریافتیم که خاصیت شناوری و برشی افقی شرایط در مدل تلاطم نیاز به ناهموار شود برای جلوگیری از آشفتگی در گوشه ای از پچ پوشش گیاهی است. یک راه حل ممکن است به تدریج تا سطح شیب دار تراکم پوشش گیاهی در وصله، که هر دو می توانید از طریق اصلاح کاتیون فی دهی اولیه فی لو انجام می شود، یا از طریق یک فی کاتیون برنامه نویسی مودی. مدل SWAN در حال حاضر برای انواع پوشش گیاهی چند حساب نمی کند و انرژی موج (با توجه به پوشش گیاهی) طیفی پراکنده نیست؛ به عنوان مثال اتلاف به صورت یکنواخت در سراسر طیف موج استفاده می شود. در مورد نوع پوشش گیاهی چند تراکم ساقه معادل تعریف در رام و قو است. در نسخه های آینده از SWAN برای خواص گیاه مکانی متغیر را به عنوان در رام حساب. در نهایت، یک مطالعه پارامتر نظام مند عدم اطمینان از پارامتر مدل های متعدد اجرا در اینجا محدود. توسعه این ابزار منبع باز اجازه خواهد داد که این مطالعات به آغاز شود.
پیاده سازی این قابلیت در COAWST چند موانع عددی و مفهومی، که تحقیقات آینده و عیب یابی نیاز به روبرو شد. به عنوان مثال، رام مدل هیدرودینامیک مورد نیاز یک گام زمان کاهش می یابد با ماژول گیاهی (به عنوان مثال 1 بازدید کنندگان به جای 10 بازدید کنندگان) برای از بین بردن بی ثباتی ناشی از شیب سرعت تیز. ما همچنین دریافتیم که خاصیت شناوری و برشی افقی شرایط در مدل تلاطم نیاز به ناهموار شود برای جلوگیری از آشفتگی در گوشه ای از پچ پوشش گیاهی است. یک راه حل ممکن است به تدریج تا سطح شیب دار تراکم پوشش گیاهی در وصله، که هر دو می توانید از طریق اصلاح کاتیون فی دهی اولیه فی لو انجام می شود، یا از طریق یک فی کاتیون برنامه نویسی مودی. مدل SWAN در حال حاضر برای انواع پوشش گیاهی چند حساب نمی کند و انرژی موج (با توجه به پوشش گیاهی) طیفی پراکنده نیست؛ به عنوان مثال اتلاف به صورت یکنواخت در سراسر طیف موج استفاده می شود. در مورد نوع پوشش گیاهی چند تراکم ساقه معادل تعریف در رام و قو است. در نسخه های آینده از SWAN برای خواص گیاه مکانی متغیر را به عنوان در رام حساب. در نهایت، یک مطالعه پارامتر نظام مند عدم اطمینان از پارامتر مدل های متعدد اجرا در اینجا محدود. توسعه این ابزار منبع باز اجازه خواهد داد که این مطالعات به آغاز شود.
5. خلاصه و نتیجه گیری
ما یک ماژول موج- جریان پوشش گیاهی همراه در سیستم مدل سازی COAWST قابل اجرای پوشش گیاهی در رودخانه، دریاچه ، دهانه رودخانه و محیط های ساحلی را توسعه داده ایم. قطعات جدید رویشی در مدل جریان ROM به اجرا در آمد، کشیدگی سه بعدی یعنی قسمت وابسته به وضعیت، مخلوط کردن عمودی، و جریان می باشد . مدل موج بازتولید شده ویژگی های کلیدی جریان پوشش گیاهی و تعامل هیدرودینامیک، به ویژه لایه های برشی قوی در بالای یک تاج پوشش زیردریایی که در ارتفاع به عنوان خم گیاهان متفاوت است. چارچوب نیز به روز شده است ، تبادل متغیرهای مربوط به پوشش گیاهی بین جریان و SWAN مدل موج برای اتلاف موج توسط پوشش گیاهی در حضور جریان ها و نوسانات سطح آب محاسبه شده است . نمایش نتایج: از مورد آزمون آرمانی در آب کم عمق ، وابستگی متقابل غیرخطی بین (جزر و مد) جریان و موج دارای ویژگی هایی در حضور یک قطعه پوشش گیاهی است. به طور خاص، همراه موج، جریان مدل پوشش گیاهی نشان می دهد که اصلاح پوشش گیاهی ویژگی های موج (ارتفاع، دوره، شیب، و جهت) در درجه اول با اتلاف انرژی موج ناشی از کار بر روی پوشش گیاهی ساقه ها توسط نیروی پسا عبوری از قطعه و در وهله بعد توسط سطح آب و میدانهای فعلی: الف) هر (مثبت یا منفی) شیب تراز سطح آزاد در سراسر قطعه پوشش گیاهی ناشی از میرایی موج کاهش می دهد، ؛ ب) نرخ اتلاف موج کاهش / افزایش زمانی که امواج به فرستنده / در برابر جریان، در حالی که (درونی) فرکانس موج افزایش می یابد / برای حفظ تراکم موج باعث افزایش پخش شدگی میگردد / اتلاف موج توسط اصطکاک تخت و کشیدن پوشش گیاهی است. به موازات، نفوذ امواج جریان؛ بنابراین، تغییر ظرفیت امواج عبوری از پوشش گیاهی برای کاهش سرعت و تنظیم سطح آب است. این مدل به درک بهتر از نحوه پوشش گیاهی آبزی در محیط فیزیکی کمک می کند و به طور کلی، یک ابزار چند رشته ای برای اطلاع رسانی در تصمیم گیری از پتانسیل اکولوژیک و اقتصادی مزایای پوشش گیاهی آبزی فراهم می کند.

بخشی از مقاله انگلیسی:

Abstract

Emergent and submerged vegetation can significantly affect coastal hydrodynamics. However, most deterministic numerical models do not take into account their influence on currents, waves, and turbulence. In this paper, we describe the implementation of a wave-flow-vegetation module into a Coupled-Ocean-AtmosphereWave-Sediment Transport (COAWST) modeling system that includes a flow model (ROMS) and a wave model (SWAN), and illustrate various interacting processes using an idealized shallow basin application. The flow model has been modified to include plant posture-dependent three-dimensional drag, in-canopy wave-induced streaming, and production of turbulent kinetic energy and enstrophy to parameterize vertical mixing. The coupling framework has been updated to exchange vegetation-related variables between the flow model and the wave model to account for wave energy dissipation due to vegetation. This study i) demonstrates the validity of the plant posture-dependent drag parameterization against field measurements, ii) shows that the model is capable of reproducing the mean and turbulent flow field in the presence of vegetation as compared to various laboratory experiments, iii) provides insight into the flow-vegetation interaction through an analysis of the terms in the momentum balance, iv) describes the influence of a submerged vegetation patch on tidal currents and waves separately and combined, and v) proposes future directions for research and development.

4.2.3. Computational expense, obstacles and future considerations

We compared the computational costs of using the vegetation module relative to a simplified approach that uses bottom roughness to account for increased drag in the model domain. The increase in the computational costs arises in different parts of the model, mainly in the 2D and 3D kernels, and the GLS vertical mixing model which computes turbulent quantities (Table 2). Overall, the vegetation module increases computational costs by 6% over a run where the vegetation patch is represented by coarser sediment. The increase occurs from the calculation of the vegetation drag and turbulence terms in the vegetation module. These terms are then added to the 2D kernel, 3D momentum equations, and vertical mixing parameterization. The implementation of this functionality in COAWST was met by several numerical and conceptual obstacles, which will require future investigation and troubleshooting. For example, the ROMS hydrodynamic model required a reduced time step with the vegetation module (e.g. 1 s instead of 10 s) to eliminate instabilities resulting from sharp velocity gradients. We also found that horizontal buoyancy and shear terms in the turbulence model needed to be unsmoothed to avoid perturbations at the corner of the vegetation patch. One possible solution is to gradually ramp up vegetation density into the patch, which can either be accomplished through modification of the initialization file, or through a coding modification. The SWAN model currently does not account for multiple vegetation types, and does not dissipate wave energy (due to vegetation) spectrally; i.e. dissipation is applied uniformly across the wave spectra. In the case of multiple vegetation types an equivalent shoot density is defined in ROMS and SWAN. Future versions of SWAN will account for spatially-variable plant properties as in ROMS. Lastly, a systematic parameter study would constrain the uncertainty of the numerous model parameterizations implemented here. The development of this open-source tool will allow such studies to commence.

5. Summary and conclusion

We have developed a coupled wave-flow-vegetation module in the COAWST modeling system applicable to vegetated flows in riverine, lacustrine, estuarine and coastal environments. New vegetative components were implemented in the flow model ROMS, namely plant posture-dependent three-dimensional drag, vertical mixing, and waveinduced streaming. The model reproduces key features of flow-vegetation hydrodynamic interaction, in particular the strong shear layer at the top of a submerged canopy which varies in height as the plants bend. The coupling framework has also been updated to exchange vegetation-related variables between the flow and the wave model SWAN to account for wave dissipation by vegetation in the presence of currents and water level fluctuations. Results from the idealized test case in shallow water highlight the nonlinear interdependency between (tidal) flow and wave characteristics in the presence of a vegetation patch. In particular, the coupled wave-flow-vegetation model shows that the vegetation modifies the wave characteristics (height, period, steepness, and direction) primarily by wave energy dissipation resulting from the work done by drag force on the vegetation stems, and secondarily by influencing the water level and current fields: i) any (positive or negative) gradient of free surface elevation across the vegetation patch reduces vegetation-induced wave damping; ii) wave dissipation rate decreases/increases when waves propagate along/ against the current, while the (intrinsic) wave frequency increases/ decreases to conserve wave action density which enhances/diminishes wave dissipation by bed friction and vegetation drag. In parallel, waves influence the flow; therefore, waves alter the capacity of vegetation to reduce current speed and adjust water level. This model contributes to an improved understanding of how aquatic vegetation influences the physical environment and, more generally, provides a multidisciplinary tool for informing decision-making of the potential ecologic and economic benefits of aquatic vegetation.

مبتدی (مناسب برای درک مفهوم کلی مطلب)

WEC ها هنوز در حال ظهور تکنولوژی هایی هستند بنابراین مطالعات محدودی روی LCA از WEC ها وجود دارد. Soerensen et al. (2006) مطالعه ای از LCA را روی WEC انجام داده اند و اژدهای امواج – Wave Dragon نامیده شده که نشان می دهد این نوع از وسایل 20 مرتبه انرژی بیشتری را نسبت به انرژی استفاده شده برای آن در طول سلسله مراحلش تولید می نماید. Dahlsten (2009) به اجرای LCA از WEC پرداخته و ادعا کرده که اغلب برخوردات مربوط به مواد استفاده شده به علاوه نصب و تعمیر و نگهداری بوده است و عدم به کارگیری نمی تواند نادیده گرفته شود. Thomson et al. (2011) مشخص نموده است که Pelamis WEC مقدار 24 تا 30 گرم کربن دی اکسید به ازای هر کیلووات ساعت منتشر نموده و EPBT برابر 21 تا 25 ماه به عنوان نتیجه ای از یک بررسی LCA بوده است. Collins (2014) از LCA برای ارزیابی ظرفیت های زیست محیطی مبدل انرژی موجی Oyster و توربین جزرومدی SeaGen به صورت کامل استفاده نموده است. مطالعات اشاره شده ادعا نموده اند که این وسایل دارای اثرات زیست‌محیطی مشابه با توربین های بزرگ بوده که برحسب دوره برگشت CO2 و انرژی شرح داده شده است.
در این بررسی، یکپارچه سازی تولید انرژی باد و موج در وسیله ای منفرد برحسب قابلیت تحمل زیست محیطی تحقیق شده است. برای ترکیب مبدل های انرژی باد و موج در یک سکوی شناور منفرد به طرحی ابتکاری و نوعی از ساختار نیاز داریم که دارای فضای کافی برای بدنه ساختمان و ژنراتورهای اضافی مبدل های انرژی موجی باشد. این ساختار نوین ممکن است دارای نیازمندی های ماده ای اضافی در مقایسه با دیگر انواع توربین های بادی دور از ساحل متحرک باشد که این سوال را ایجاد می نماید، آیا این نوع جدید از ساختار انرژی اضافی کافی برای تنظیم تفاوت ها در طراحی را تولید می نماید و آیا واقعا ً افزایشی در ظرفیت های زیست محیطی در مقایسه با دیگر مفاهیم شناور وجود دارد؟
در این زمینه، هدف از این بررسی برای پاسخ به سوالات اشاره شده در بالا توسط تحقیقات عمیق از سکوی دور از ساحل چندمنظوره ابداعی، طراحی شده برای شرایط موقعیت دور از ساحل Cantabrian اقیانوس اطلس، بوده است. ارزیابی سکو از طریق حساسیت LCA و همچنین تحلیل طرح ها بینشی را بر برخورد نسبت های بازیافت تخمینی و موقعیت زمینی انرژی روی اثرات زیست‌محیطی این ساختار ابداعی در مراحل طراحی اولیه خواهد داد.

2. مواد و روش ها
ارزیابی چرخه عمر (LCA) به عنوان روشی برای تعیین اثرات زیست محیطی یک محصول یا یک دستورالعمل در طول مدت عمرش از ابتدا تا انتها می باشد. LCA با ارزیابی اثرات زیست ‌محیطی (EIA) و ارزیابی خطر (RA) توسط ماهیت تطبیقی محصولاتش تفاوت دارد و ممکن است که برای بهبود محصول یا مقایسه محصول یا دستورالعمل ها استفاده شود. نتایج مقداری تولید شده توسط بررسی های LCA ممکن است که در طول فرآیندهای تصمیم گیری استفاده شود. با استفاده از LCA در طول فرآیندهای طراحی، اثرات زیست‌محیطی نیز در نظر گرفته شده و این نتایج در منافع زیست محیطی، انتقال مشکلات اضافی به خاطر کاهش انتشار در یک فرآیند و افزایش در دیگری با ملاحظه تمامی مراحل از استخراج مواد تا دفع پسماند ممانعت شده است.
ارزیابی سلسله مراحل شامل چهار مرحله اصلی بوده که در مدیریت زیست محیطی ایزو 14040 – ارزیابی سلسله مراحل – قواعد و چارچوب ها شرح داده شده است. در مرحله تعریف اهداف و دامنه رسیدگی، روش کار، واحد اصلی، ظرفیت های سیستم و سطح ریز اقلام تعیین شده است. مرحله فهرست گیری از مدت عمر اجناس (LCI) از تعیین ورودی ها و خروجی ها در تمامی مراحل با توجه به ظرفیت های سیستم و روش های تخصیص یافته در مرحله اول و در مرحله ارزیابی برخورد مدت عمر (LCIA) تشکیل شده است. نتایج فهرست گیری از مدت عمر اجناس به دسته بندی های برخورد زیست محیطی مربوطه تبدیل شده است (Baumann and Tillman, 2004). EDIP, CML 2001, TRACI etc به عنوان روش هایی متداول بوده که برای تبدیل انتشار امواج به دسته بندی های برخوردی استفاده شده است. تفسیر نتایج به عنوان آخرین مرحله بوده است. پس از LCIA، ممکن است فازی سنجشی وجود داشته باشد که اختیاری است.
نرم افزارهای متعدد فروشی و رایگان در دسترس می باشد برای اینکه در طول مدلسازی از ابتدا تا انتهای محصول/ دستورالعمل استفاده شود که عموما ً پایگاه اطلاعاتی رایگان یا فروشی استفاده شده و شامل ورودی و خروجی های فرآیندهای تولید می باشد. SimaPro, GaBi و Open LCA به عنوان نمونه هایی از نرم افزارهای استفاده شده مخصوصاً برای LCA، و ساختن اقتصادی و PE به عنوان نمونه هایی از پایگاه داده عمومی LCI بوده اند.
هدف از این مطالعه برای تعیین برخوردهای زیست محیطی مدت عمر سکوی دور از ساحل چندمنظوره شناور (MUP) بوده است. سکوی دور از ساحل بررسی شده توسط دانشگاه Cantabria (UC) طراحی شده که شامل یک توربین بادی NREL 5 MW و سه ستون آب نوسانی 1150 کیلوواتی از نوع WEC (شکل 1) نصب شده روی سه سیلندر در هر راس سکو می باشد (Armesto et al., 2016; Zanuttigh et al., 2016). ارتفاع چرخ هر توربین بادی برابر 90 متر و قطر روتور برابر 63 متر بوده است. LCA برای یک زمین MUP شامل 77 عدد MUP متحرک، کابل های ولتاژ متوسط و ولتاژ قوی و یک ایستگاه فرعی دور از ساحل اجرا شده است. در طراحی اصلی زمین MUP همچنین یک ایستگاه فرعی نزدیک ساحل وجود دارد که در بررسی LCA در نظر گرفته نشده است. موقعیت پیشنهادی زمین MUP در محل دور از ساحل Cantabrian به نام Virgen del mar که 13-3 کیلومتر دورتر از ساحل واقع شده است. زمین MUP برای تولید 110 گیگاوات ساعت انرژی به ازای هر سال توسط OWC و 777.25 گیگاوات ساعت به ازای هر سال توسط توربین های بادی تخمین زده شده است (Armesto et al., 2016; Zanuttigh et al., 2016) و طول عمر زمین MUP تا 25 سالگی برنامه ریزی شده که نتایج 22 سالگی برابر 181.29 گیگاوات ساعت انرژی تولیدشده توسط زمین انرژی بوده است. مشخصات زمین MUP در جدول 1 فهرست شده است.
واحد اصلی مورد بررسی دارای 1 کیلووات ساعت برق می باشد. نرم افزار GaBi برای ورود اطلاعات و ارزیابی مدت عمر محصول استفاده شده است. عقیده عمومی و کاربرد نرم افزار LCA عبارت است از اینکه اهمیت نمی دهد که آیا کارورزهای LCA از یک نرم افزار LCA استفاده می کنند یا از نرم افزار دیگری. با این وجود، برخورد انتخاب نرم افزار LCA به عنوان موضوعی مورد توجه از مطالعات اخیر بوده است. مقایسه نتایج LCA از دو نرم افزار LCA متداول استفاده شده برای چهار ماده اصلی با استفاده از داده های ورودی تشخیصی، پایگاه داده و روش شناسایی ارزیابی برخورد منجر شده است به اینکه انتخاب نرم افزار روی نتایجی موثر بوده است که امکان دارد با هدایت اشتباه تصمیم گیرندگان به پایان برسد. این مورد با فقدان سازگاری موجودیت و کمیت عوامل توصیفی ایستگاه های فرعی بین دو نرم افزار توضیح داده شده است (Speck et al., 2015) که به نتایجی مشابه رسیده اند. Herrmann and Moltesen (2015) به نتایجی مشابه رسیده اند. انتخاب نرم افزار به عنوان پارامتری موثر روی نتایج LCA توسط تحلیل 100 واحد انتخابی به طور تصادفی با استفاده از SimaPro و GaBi انجام شده است. به خاطر بودجه مالی و اهمیت زمانی، تصمیم به استفاده از یک نرم افزار به تنهایی برای این بررسی گرفته شده است که منجر به استفاده از GaBi گردیده که یکی از دو نرم افزار LCA استفاده شده به طور گسترده می باشد.
روش شناسی ارزیابی برخورد زیست محیطی همچنین به عنوان عاملی تعیین کننده برای بررسی LCA می باشد. روش های CML و Eco-indicator 99 به عنوان متداول ترین روش های استفاده شده برای مطالعات LCA توربین های بادی بوده که مقایسه ای از نتایج با مطالعات صریح قبلی را ایجاد می نماید. این دو روش به خاطر خاتمه با نتایج فرعی تر سودمند بوده اند (Martínez et al., 2015). در نتیجه روش CML 2001 (Guin_ee et al., 2002) برای توصیف نتایج انتخاب شده است. در روش CML 2001، نتایج برحسب دسته بندی های برخوردی زیر نمایش داده شده اند: کاهش مواد بی جان، اسیدی سازی، انباشتگی خوراک آبی، مسمومیت آبزیان آب شیرین، گرم شدن جهانی (100 سال GWP)، پساب انسانی، نازک شدن لایه اوزون، ایجاد فتوشیمیایی اوزون، مسمومیت اکوسیستم زمینی و مسمومیت اکوسیستم دریایی. با توجه به Pettersen and Hertwich (2008) و Weinzettel et al. (2009) ، CML 2001 نتایجی غیردقیق را برحسب دسته بندی برخورد مسمومیت اکوسیستم دریایی تولید می نماید. در نتیجه، این دسته بندی برخورد در فرآیند توصیف و تفسیر نتایج مستثنی شده است.
LCA اجرا شده a) تولید و فرآوری، ترابری و نصب (MTI) ، b) بهره برداری و تعمیر نگهداری ، و c) مراحل جمع آوری را پوشش می دهد. قسمت های تولید شده در اولین مرحله توسط کامیون ها به ساحل و توسط لنج ها به موقعیت زمین MUP انتقال داده شده، نصب آنها در موقعیت زمین MUP دور از ساحل رخ داده و عملیات اجرایی و تعمیر و نگهداری به مدت 25 سال ادامه می یابد و نهایتا ً زمین های MUP جمع آوری می شوند.

مقالات انگلیسی و ترجمه های فارسی رایگان با فرمت PDF آماده دانلود رایگان میباشند

همچنین ترجمه مقاله با فرمت ورد نیز قابل خریداری و دانلود میباشد

مقاله انگلیسی رایگان (PDF)

ترجمه فارسی رایگان (PDF)

خرید ترجمه با فرمت ورد

فهرست مقاله:

چکیده
1-مقدمه
2- وضعیت کنونی
2.1 برنامه ریزی مدیریت حوزه رودخانه
2-2ارزیابی وضعیت
2-3 ارزیابی خطر مدیریت
2-4 ارزیابی خدمات اکوسیستم
3- اهداف و معماری پروژه MARS
4- مدل MARS
5.روش ها و برنامه کاری MARS
6- نتیجه کیری

بخشی از ترجمه فارسی مقاله:

1- مقدمه
منابع آب و اکوسیستم آبی تحت تاثیر محرک های تنش زای متعددی قرار می گیرند که بر وضعیت شیمیایی و بوم شناسی – کمیت آب و عملکرد اکوسیستم و خدمات تاثیر می گذارد.ارتباط میان این محرک ها با توجه به هر منطقه متفاوت می باشد.در مناطق شمالی بلند و آلپ ، تاسیسات انرژی بادی تاثیر زیادی بر آب شناسی رودخانه ها و دریاچه – ساختار و انتقال رسوب و ارتباطات آنها می کذارند در حالی که در مناطق کم ارتفاع و مرکزی اروپا کشاورزی گسترده و پیشکیری از سیلاب از محرک های مهمی برای کاهش آب هستند.این در حالی است که در مناطق مدیترانه ای کمبود آب و انتقال آب های ساحلی تحت تاثیر آلودگی محیط ، تغییرات ساختاری و استفاده از منابع مختلف قرار می گیرند.به علاوه ، تغییر آب و هوا سبب افزایش سیلاب – فرسایش و آلودکی در مناطق مرطوب و خشکسالی در مناطق کم آب می شود.(EFA.2012B ).
با توجه به برنامه های اولیه اروپا در مورد مدیریت حوزه های رودخانه ای (RBMP ) ، 56% از رودخانه های اروپا – 44% از دریاچه ها – 25% از اب های زیر زمینی و 70% از اب های عبوری نمی توانند در قانون WFD به وضعیت مناسب برسند.به هر حال ، اختلافات منطقه ای زیادی در اروپای شمالی و برخی از مناطق شرقی اروپا و کشورهای مدیترانه ای وجود دارد و بیش از 40 % از مناطق حوزه رودخانه در وضعیت خوبی هستند. در حالی که کشورهای اروپای مرکزی مثل بلژیک – هلند و آلمان در رسیدن به اهداف کیفیت بیش از 80 درصد موفق نبوده اند. دلایل مربوطه چند مورد می باشند .در گزارشات اخیر مهم ترین محرک های تاثیرگذار بر دسته بندی های آب لیست شده اند.: فقط 19 % از منابع آبی تحت تاثیر جدی قرار نگرفته اند در حالی که 2 درصد شایع بوده اند و پخش آلودگی ( رودخانه 45% – دریاچه ها بیش از 30 درصد ) و .تجزیه هیدورو ساختاری ( رودخانه ها بیش از 40 %و دریاچه ها بیش از 30 درصد )وبا بررسی کاملتر این دو عامل می توان بیان کرد که عوامل متعدد با تعاملات پیچیده وجود دارد.انتشار الودگی عمدتا اشاره به افزایش مقدار مواد غذایی و تاثیرات اطراف رودخانه دارد که با رسوبات ریز – آفت کش ها و سایر مواد سمی در ارتباط هستند .تجزیه ساختار آب .یک اتفاق جدی تر است که شامل محرک های هیدرولوژیکی از جریان های کم و کیفیت آب – سیلاب های پرفشار و فشار ساختاری حاصل از موانع – صاف کردن – تثبیت حاشیه رودخانه- حذف پوشش اطراف رودخانه و افزایش دمای اب می شود.
با توجه به این شواهد ، بدیهی است که دلایل کاهش .آب های اروپا پیچیده هستند . در حالیکه محرک های منفرد مثل آلودگی ارگانیک و اسیدی شدن ابهای شیرین کاهش یافته اند و 10 و 14 درصد از حجم اب های رودخانه ای را تحت تاثیر قرار می دهند .در حال حاضر ترکیب پیچیده ای از محرک های حاصل از کاربری اراضی روستایی و کشاورزی – تولید انرژی آبی و تغییر هوا وحود دارد.
اگرچه برنامه های شاخص در پروژه RBMP باید میزان تنش ها را کم کنند و وضعیت آبی را بهبود بخشند ، پتانسیل آنها برای بیان مسائل پیچیده در حال افزایش است و موقعیت های وجود چند محرک با توجه به دانش موجود محدود هستند.یک آرشیو از RBMP در آلمان ، نشان دهنده تاکید قوی بر شاخص های بیان کننده نحرک های منفرد مثل آلودگی منبع و مناطق اطراف رودخانه است.به هر حال ، در شرایط وجود چند محرک اقدامات بازیابی .نیز می تواند آغازگر زنجیره های پیچیده علت – معلول باشند که به خوبی درک نشده اند.
در نهایت ، اولین پروژه RBMP چند مشکل دارد.
– برنامه های اندازه گیری معمولا از ارزیابی بوم شناسی ترکیب زدا هستند.
– اگرچه اکثر منابع آب اروپا تجت تاثیر بیش از یک محرک قرار می گیرند ، اما اطلاعات کمی در مورد تاثیرات مرکب انها وجود دارد.
– در موقعیت های چند محرکی هم روابط ساده حجم – واکنش بین شدت فشار و تاثیرات زیست شناسی با توجه به اطلاعات کاربردی برای توسعه درک ما از فرآیند کافی نیستند .نیاز به افزایش درک از چگونگی تاثیر محرک های متعدد بر اساس اطلاعات کاربردی وجود دارد که زیرا دانش کنونی برای کسترش شاخص های مدیریتی کافی نیست.
– علاوه بر ابزار موجود برای ارزیابی وضعیت کنونی منابع آب ، تبزاری هم برای اولویت دهی شاخص ها و پیش بینی وضعیت بوم شناسی نیاز است.
– استفاده از شاخص ها نیازمند متقاعد سازی مباحث فراتر از مفهوم وضعیت بوم شناسی است که به درک ارزش آن برای سیاستمداران و افراد عامه کار دشواری است.شاخص های مکمل مرتبط با عملکزد اکوسیستم – خدمات اکوسیستم و مزایای انسانی مورد نیاز است.
– این موارد از جمله موانع موجود در استفاده موفق WFD در یک مجموعه زمانی هستند .تولید نسخه دوم از RMP در سال 2015 – نسخه سوم در سال 2011 و دست یابی به اهداف نهایی WFD تا سال 2027. یک محرک جدید با عنوان تغییر آب و هوا در نسخه دوم در نظر گرفته می شود.نسخه برنامه ریزی از WFD در سال 2019 فرقی برای پیشرفت در مبنای مفهومی به همراه می آورد که اکنون حدود 20 سال از قدمت آن می گذرد و اطلاعات کنونی در بیان نیازهای WFD در نظر گرفته می شود.
چالش های اصلی مدیریت منابع آب هم از سال 2000 مطرح شده اند .ترکیبات جدید محرک ها از جمله تغییرات آب و هوا – آلاینده های جدید – وجود پاتوژن و شکل های جایگزین انرژی – استفاده زیاد از اراضی به دلیل افزایش قیمت غذا و تقاضا برای سوخت های زیستی و افزایش اهداف مختلف تولید غذا – تولید انرژی – حفظ منابع اب و حفظ تنوع زیستی از سایر موارد هستند.
WFD در مرکزیت سیاست آب اروپا قرار دارد اما چند راهنمای دیگر با روش ها و اهداف متعدد وجود دارد که شامل قانون آزمایش آب های پسماندهای شهری (91/271/EEC )- قانون نیترات (91/676/EEC ) – قانون آب باتینگ (2006/7/EC )- قانون اقامتگاه ها ( 92/43/EEC )- قانون مدیریت خطر سیلاب ( 2007/60 /EC ) .استراتژی مرتبط با کمبود آب و خشکسالی و اصلاحات تغییرات آب و هوایی می شوند.استفاده از این سیاست ها برای محافظت از منابع آب اروپا در تعامل قوی با سایر حوزه ها مثل قانون انرژی تجدیدپذیر (2009/28/EC ) و سیاست کشاورزی می باشد.کنترل تناسب سیاست اب های شیرین اتحادیه اروپا به نقاط قوت چارچوب قانونی موجود می پردازد و چالش های مرتبط با سایر سیاست های اتحادیه اروپا و نقاط ضعف اجرای انها را بیان می کند..مشکلات شناسایی شده شامل مطرح کردن مسائل مربوط به کمیت آب در RBMP و تعریف جریان های بوم شناسی است.

بخشی از مقاله انگلیسی:

1. Introduction

Europe’s water resources and aquatic ecosystems are impacted by multiple stressors, which affect ecological and chemical status, water quantity and ecosystem functions and services. The relevance of multiple stressors differs regionally (EEA, 2012a): in Alpine and upland northern regions hydropower plants have fundamentally changed river and lake hydrology, morphology, sediment transport and connectivity, in lowland areas of Northern and Central Europe intensive agriculture and flood protection are important drivers of degradation, whilst Mediterranean catchments are impaired by riparian degradation and water scarcity and transitional and coastal waters are affected by eutrophication, pollution, morphological changes and different resource exploitation. In addition, climate change increases the risk of floods, erosion and pollution in wet regions and of droughts in water scarce regions (EEA, 2012b). According to Europe’s first River Basin Management Plans (RBMPs), 56% of European rivers, 44% of lakes, 25% of groundwater bodies and 70% of transitional waters failed to achieve the good status targets of the Water Framework Directive (WFD) (EEA, 2012a; ETC-ICM, 2012a). There are, however, strong regional differences: in Northern Europe and in some Eastern European and Mediterranean countries more than 40% of river water bodies are in high or good status, whilst in Central European countries, such as Belgium, the Netherlands and Germany, more than 80% failed to achieve the WFD quality targets. The reasons are manifold. Recent reports (EEA, 2012a; ETC-ICM, 2012a) list the most important pressures impacting individual water categories: only 19% of water bodies was not significantly impacted, whilst two pressures prevail: diffuse pollution (rivers: 45%, lakes: N30%) and hydromorphological degradation (rivers: N40%, lakes: N30%). Viewed in more detail, both diffuse pollution and hydromorphological degradation are composed of several individual components with complex interactions. Diffuse pollution mainly refers to increased nutrient loads and associated eutrophication effects, often in conjunction with fine sediment, pesticides and other toxic substances. Hydromorphological degradation is an even more vague term, including hydrological stress from low flows and water abstraction, flash floods, and morphological stress from barriers, straightening, bank fixation, removal of riparian vegetation and subsequent increase of water temperatures (ETC-ICM, 2012b). From this evidence, it is apparent that the causes of degradation of Europe’s waters are manifold and complex. Whilst single stressors such as strong organic pollution and acidification of freshwaters are declining and nowadays affecting just 14% and 10% of river water bodies, respectively (EEA, 2012a), Europe’s water bodies and water resources are now affected by a complex mixture of stressors resulting from urban and agricultural land use, hydropower generation and climate change (e.g. Stelzenmüller et al., 2010; Schinegger et al., 2012). Although the Programmes of Measures included in the RBMPs should reduce stressors and improve water body status, their potential to address increasingly complex, multiple stress situations is limited by current knowledge. A recent inventory of RBMPs for Germany revealed a strong focus on measures targeting single pressures such as point-source pollution and river continuity (Kail and Wolter, 2011). Under conditions of multiple stress, however, restoration actions may also initiate complex cause-effect chains of recovery, which are poorly understood (Feld et al., 2011). Overall, the first RBMPs have several problems: • Programmes of Measures are often decoupled from ecological assessment. • Although the majority of European water bodies are affected by more than one stressor, little is known about their combined effects. • For multiple-stress situations, simple dose–response relationships between stress intensity and biological effects based on empirical data are not sufficient for developing appropriate management measures. There is a need for improved process understanding of how multiple stressors affect degradation and restoration. • Besides the existing tools to assess water body status, tools are needed to prioritise measures and to predict ecological status following restoration. • The implementation of measures requires convincing arguments beyond the concept of ecological status, whose value is difficult for the public and policy makers to understand. Supplementary indicators targeting ecosystem functions, ecosystem services and human benefits are required. These are obstacles for the successful implementation of the WFD within the following set timeline: production of a 2nd version of the RBMPs in 2015, a 3rd version in 2021, and achievement of the overall WFD targets by 2027. A new stressor, climate change, is to be taken into account in the 2nd version. The planned revision of the WFD in 2019 offers an opportunity to advance its conceptual basis which is now almost 20 years old, and to consider the recent knowledge in addressing the WFD requirements (Hering et al., 2010). Major challenges for water resource management have emerged since the ratification of the WFD in 2000: New stressor combinations, including not least climate change, new pollutants, emerging pathogens and exploitation of the sub-surface for alternative forms of energy; more intense land use due to increased food prices and demand for biofuel; and increasingly diverging targets for food production, energy generation, water resource protection and biodiversity protection. The WFD is the core of Europe’s water policy, but there are several other relevant directives with manifold (and sometimes contrasting) approaches and targets. These include the Urban Waste Water Treatment Directive (91/271/EEC), the Nitrates Directive (91/676/EEC), the Bathing Water Directive (2006/7/EC), the Marine Strategy Framework Directive (2008/56/EC), the Habitats Directive (92/43/EEC), the Flood Risk Management Directive (2007/60/EC), the Strategy on Water Scarcity and Drought and the White Paper on Adaptation to Climate Change. The implementation of these policies to protect Europe’s water resources strongly interacts with other policy domains, such as the Renewable Energy Directive (2009/28/EC) and in particular with the Common Agricultural Policy. The Fitness Check of EU Freshwater Policy (http://ec.europa. eu/environment/water/blueprint/fitness_en.htm) outlines the strength of the current legislative framework, and also exposes conflicts with other EU policies and the weaknesses in its implementation. Problems identified include the incorporation of water quantity issues into RBMPs, including the definition of ecological flows (cf. environmental flows, Postel and Richter, 2003; Poff et al., 2010), land use impacts in particular from agriculture, climate change impacts, translation of the ecosystem services concept into practice, and insufficient dissemination and sharing of data. Implicit in all these issues is the need to address multiple stressors. The ecosystem services approach offers a powerful option to harness the efforts of all relevant partners (Ormerod, 2014). The Blueprint to Safeguard Europe’s Water Resources (http://ec. europa.eu/environment/water/blueprint/index_en.htm) describes 39 actions to strengthen the implementation of Europe’s water policies. Key amongst them are land use and ecological status, chemical status and pollution of EU waters, water efficiency, vulnerability of EU waters, and the need for cross-cutting problem solving and global aspects. Overall, the Blueprint provides a realistic assessment of achievements and problems of European water management, and embeds Europe’s water policy into a wider political context. As with the Fitness Check, it identifies complex stressors resulting from intense land-use and over-abstraction as key problems, and outlines solutions possible through other policy fields such as the Common Agricultural Policy. According to the Blueprint, the Common Implementation Strategy (CIS) of theWFD ensures its prominent role for European water policies. The EU-funded project MARS (Managing Aquatic ecosystems and water Resources under multiple Stress, www.mars-project.eu) addresses these challenges and is closely linked to the policy framework outlined above. This paper describes context, approaches and objectives of MARS and aims in particular to outline the conceptual model on which MARS is based and to describe the project’s approaches acting at three different scales.

مقاله انگلیسی رایگان

ترجمه فارسی رایگان 

فهرست مقاله:

چکیده
1-مقدمه
2-مواد و روش ها
2-1 منطقه مورد مطالعه
2-2 طرح آزمایشی
2-3 توزیع مکانی بیوماس
2-4 تحلیل لکه
2-5تحلیل آماری
نتیجه گیری

بخشی از ترجمه فارسی مقاله:

چکیده
چرای مفرط موجب تخریب و بیابانی شدن علفزار های نیمه خشک در چین شمالی در طی دهه های اخیر شده است. چرای انتخابی توسط گوسفند بر ساختار چمنزار با القای الگوهای پوشش گیاهی ناهمگن متشکل از نقاط تحت چرای شدید و مناطق استفاده نشده توسط گوسفند می باشد. در این مطالعه، ما به بررسی اثرات شدت چرا( چرا نشده، چرای سبک و چرای شدید در 2008 و 2010) و سیستم چرایی( سیستم ترکیبی شامل چرای تناوبی پیوسته سالانه با تولید علوفه در برابر چرای پیوسته شامل بهره برداری و مصرف پیوسته با مساحت چرایی یکسان) در اکوسیستم و توزیع بیوماس گیاهی بعد از 4 و 6 سال چرای کنترل شده در استپ نیمه خشک مغولستان داخلی، چین بود. توزیع مکانی بیوماس با اندازه گیری ارتفاع و تبدیل آن به بیوماس تعیین شده و سپس به صورت سمی واریوگرام های توزیع بیوماس ترسیم شد. در درون هر یک از مناطق مختلف: چرا شده( منطقه ی مکررا چرا شده توسط گوسفند)، چرا نشده( مناطقی که گوسفند از آن اجتناب می کند) و قرق(حصار کشی شده) برای تحلیل مکانیسم ها و اثرات الگوی چرایی بر روی عملکرد اکوسیستم نمونه برداری شدند. نتایج توزیع همگن بیوماس را در پلات های چرا نشده و پلات های به شدت چرا شده در مقایسه با پلات های با چرای سبک نشان داد. الگوی پوشش گیاهی لکه ای بین سال های مختلف تنها تحت شدت چرای سبک مشاهده شد. با این حال، الگوی پوشش گیاهی لکه ای در سیستم چرای دایمی لزوما نشان دهنده اثرات منفی بر روی عملکرد اکوسیستم علفزار نمی باشد. در طی 6 سال ازمایش چرایی، نتایج نشان داد که ساختار لکه ای به جای الگو های همگن دارای تنوع زیستی بالاتر و تغییرات بیشتر از نظر لاشبرگ، مقدار آب خاک ، دمای خاک و و اثرات کم تر بر روی بیوماس زیر زمینی و ذخیره کربن بودند. از این روی، الگوی پوشش گیاهی ناهمگن موجب تسهیل احیای علفزار بهینه سازی عملکرد اکوسیستم با تشکیل جزایر با مقدار آب و مواد غذایی کافی در کوتاه مدت می شوند.
لغات کلیدی: استپ نیمه خشک، توزیع بیوماس گیاهی، چرای لکه ای، عملکرد اکوسیستم، چرای دایمی، چرای شدید
1-مقدمه
چرای مفرط یک عامل مهم اختلال در اکوسیستم های علفزار است((Milchunas و Lauenroth,; Pakeman, 2004; Cingolani 2005). چرای شدید موجب بروز مسائل اقتصادی و زیست محیطی نظیر تنزل و کاهش تولیدات دامی به خصوص در مناطق خشک و نیمه خشک می شود. اگرچه اثرات چرای مفرط یکی از موضوعات مهم تحقیقات و مطالعات بوده است((Diaz et al., 2001, 2007; Adler et al., 2005; Schonbach et al., 2012) با این حال مطالعات اندکی به بررسی اثر رفتار چرای حیوانات و دام ها بر روی رشد گیاه، بازدهی حیوانات و عملکرد اکوسیستم پرداخته اند. مناطق چرا شده را می توان به لکه های ناشی از رفتار چرایی دام تقسیم کرد. این لکه ها در مناطق با چرای مکرر بدون پوشش خاک و یا مناطق چرا نشده غالب با گونه های گیاهی غالب دیده می شوند. این ساختار متغیر چمنزار موجب تغییر محیط خرد درون چراگاه شود((Burke et al., 1998; Aguiar and Sala, 1999). الگوی لکه ای در جامعه گیاهی، ناشی از چرای انتخابی است( تیگ و داهور 2003، دارمونت و همکاران 2012). کیفیت علوفه موجب جذب چارپایان برای استفاده بیشتر از لکه های غذایی مطلوب می شود( دامونت و همکاران 2012) و حیوانات چرا کننده دارای توانایی حفظ خاطره پلات ها یا کرت های غذایی گیاهی خاص را دارند( دامونت و پتیت 1998). بر اساس مطالعات قبلی، مواد گیاهی جوان دارای کیفیت غذایی بهتری از گیاهان بالغ می باشند( شونباخ و همکاران 2009). اگرچه تغییرات پوشش گیاهی ناشی از چرا به خوبی شناخته شده است،توجه کمی به اثرات رفتار حیوانات چرایی بر روی توزیع مکانی پوشش گیاهی و اثرات بعدی بر روی جوامع گیاهی شده است. این مسئله مشخص نیست که چگونه الگوی چرایی بر جوامع کیاهی اثر می گذارد. به علاوه، یافته های کمی در خصوص شدت چرایی مناسب و مدیریت چرا برای بهبود بازدهی علفزار و حفظ پایداری اکوسیستم های استپی در مغولستان داخلی وجود دارد. شدت چرای پایین در هر واحد سطح تحت چرای دایمی، یک عمل متداول برای حفاظت از علفزار نیست زیرا نقاط به شدت چرا شده ممکن است تحت فشار انتخابی سبک رخ دهد. به علاوه، عدم تعادل غذایی ناشی از لکه های سر گین و ادرار علفخواران بر ناهمگنی در تولید بیوماس و ترکیب گونه ای اثر دارد((Macdiarmid and Watkin, 1971; Jaramillo and Detling, 1992; Shiyomi et al., 1998) از این روی، اطلاعات دقیق بیشتر در مورد توزیع مکانی پوشش گیاهی برای درک اثرات متقابل پیچیده الگو های پوشش گیاهی-حیوان-چرا لازم است.
در این مطالعه ما به بررسی اثرات شدت چرا و سیستم چرایی( چرای دایمی تناوبی با تولید علوقه در برابر بهره برداری پیوسته از یک منطقه برای چرا) در الگوی لکه های گیاهی، توزیع بیوماس گیاهی و عملکرداکوسیستم در چهارمین و ششمین سال بعد از شروع ازمایش چرایی در حوزه رودخانه زیلین، مغولستان داخلی، چین پرداختیم( شانباخ و همکاران 2009). پارامتر های خاک و گونه های گیاهی در سه نوع لکه پوشش گیاهی( چرا شده، چرا نشده و قرق شده) برای بررسی مکانیسم ها و اثرات الگوهای چرایی بر روی عملکرد اکوسیستم ارزیابی شدند. فرضیه ما این است که شدت چرا بر الگوی چرا اثر دارد و این که الگو ها در طی زمان ثابت هستند. هدف این مطالعه شامل موارد زیر بود1- تعیین توزیع بیوماس مکانی تحت شدت های چرایی و سیستم های مدیریتی مختلف، 2- بررسی همبستگی الگوی مکانی لکه های پوشش گیاهی با متغیر های گیاه و خاک و 3- شناسایی ارتباطات بین الگوهای چرایی و عملکرد اکوسیستم در اکوسیستم های علفزار استپی

بخشی از مقاله انگلیسی:

Abstract

Overgrazing has driven degradation and desertification of semi-arid grasslands in Northern China over recent decades. Selective grazing by sheep influences sward structure by inducing heterogeneous vegetation patterns comprising overgrazed hotspots and areas rejected by grazing sheep. In this study, we examined the effects of grazing intensity (ungrazed, light and heavy grazing in 2008 and 2010) and grazing system (a mixed system involving continuous grazing alternating annually with hay making vs. a continuous system involving continuous utilization of the same area for grazing) on plant biomass distribution and ecosystem functioning after 4 years and 6 years of controlled grazing in a semi-arid steppe of Inner Mongolia, China. The spatial biomass distribution was determined by sward height measurements converted to biomass and afterwards visualized in biomass distribution semivariograms. Within each of the different areas: grazed (i.e., areas frequently grazed by sheep), rejected (i.e., areas largely avoided by grazing sheep) and fenced (i.e., areas from which grazing had been excluded by fencing), plant species and soil parameters were sampled in order to analyze the mechanisms and effects of grazing patterns on ecosystem functioning. The results revealed a more homogeneous biomass distribution in the ungrazed and heavily grazed plots compared to lightly grazed plots, in which heterogeneous biomass distribution patterns included both overgrazed hotspots and rejected areas. The patch vegetation patterns were consistent between years only under light grazing intensity. However, patch vegetation patterns in the continuous system did not necessarily indicate negative effects on grassland ecosystem functioning. Within the 6 years of grazing experiment, it appears that patchy structure rather than homogeneous patterns showed higher biodiversity, significant variations in litter, soil water content and soil temperature and smaller effects on belowground biomass and carbon storage. Therefore, heterogeneous patchy vegetation patterns are likely to moderate grassland recovery and optimize ecosystem functioning by forming resource islands with sufficient water and nutrients in the short run.

1. Introduction

Overgrazing is a major driver of disfunction in grassland ecosystems (Milchunas and Lauenroth, 1993; Pakeman, 2004; Cingolani et al., 2005). It induces environmental and economic problems, such as degradation and reduced livestock production, especially for plant community under semi-arid and arid climatic conditions. Although the effects of overgrazing have been the subject of several studies (Diaz et al., 2001, 2007; Adler et al., 2005; Schonbach et al., 2012), few studies have investigated the influence of animal grazing behavior on plant growth, animal productivity and ecosystem functioning. Grazed areas can be divided into patches resulting from the grazing behavior of animals. These patches can be characterized into frequently-grazed areas with low or even no soil coverage and rejected areas dominated by mature plant species. This variable sward structure may change the microenvironment within a paddock (Burke et al., 1998; Aguiar and Sala, 1999). The patchy pattern in the plant community is considered to be the effect of selective grazing (Teague and Dowhower, 2003; Dumont et al., 2012). Forage quality attracts the livestock to stay in their preferred food patches (Dumont et al., 2012) and grazing animals have the ability to retain their memory of specific food plots (Dumont and Petit, 1998). According to previous studies, young plant materials have clearly better nutrient quality than mature plants (Schonbach et al., 2009). Although grazing-induced vegetation variations are well understood, little attention has been drawn to the effects of the behavior of grazing animals on the spatial distribution of vegetation and the consequent effects on plant communities. It is unclear how grazing patterns affect grassland ecosystem functioning. Moreover, there are few findings concerning the appropriate grazing intensity and grazing management for improving grassland productivity and maintaining steppe ecosystem sustainability in Inner Mongolia. Low stocking rate per unit area under continuous grazing is not a normative practice for protecting grassland, since overgrazed hotspots may also occur under light grazing pressure. In addition, the nutrient imbalance resulting from dung and urine patches of herbivores influence heterogeneity in biomass production and species composition (Macdiarmid and Watkin, 1971; Jaramillo and Detling, 1992; Shiyomi et al., 1998). Therefore, more detailed information about the spatial distribution of vegetation is important to understand the complex interaction of vegetation–animal-grazing patterns. In this study, we examined the effects of grazing intensity and grazing system (continuous grazing alternating annually with hay making vs. continuous utilization of the same area for grazing) on spatial patch pattern, plant biomass distribution and ecosystem functioning in the fourth and sixth year after the start of a grazing experiment in the Xilin River Basin, Inner Mongolia, China (Schonbach et al., 2009). Plant species and soil parameters across three kinds of vegetation patches (grazed, rejected and fenced area) were evaluated to explore the mechanism and effects of grazing patterns on ecosystem functioning. We hypothesize that grazing intensity affects the pattern of grazing, and that patterns persist over time. The objectives of the study were (1) to determine the spatial biomass distribution under different grazing intensities and management systems; (2) to correlate the spatial vegetation patch pattern with plant and soil variables; and (3) to identify links between grazing patterns and ecosystem functioning in steppe grassland ecosystems.

احیای اکولوژیکی در دریای عمیق: دسیدراتا

Ecological restoration in the deep sea: Desiderat

چکیده
1-مقدمه
2- فرصتی برای احیاء در دریای عمیق
3- احیای اکولوژیکی به کار برده شده به دریای عمیق
3-1 خدمات اکوسیستم دریای عمیق و ذی نفعان
3-2 اصول و ویژگی های احیای اکولوژیکی
4- آیا ما بایستی اکوسیستم های دریای عمیق را احیا کنیم؟
4-1 کارگاه احیا: مطالعات موردی و پارامتر های تصمیم
4-2 کارگاه سته: هزینه احیای دریای عمیق
5- نتیجه گیری

چکیده
 عصرحاضر، عصر صنعتی شدن اقیانوسهای عمیق است و سیاست گذاران در حال تدوین چارچوب های نظارتی و حاکمیتی برای مدیریت پایدار منابع دریای عمیق می باشند، در حالی که دانشمندان اطلاعات زیادی را در خصوص ساختار و عملکرد اکولوژیکی بزرگ ترین بیوم بر روی کره زمین هستند. یک موضوعی که در بحث نظارت اقیانوسهای عمیق مغفول مانده است، احیای اکولوژیکی است. در صورتی که فعالیت های موجود در دریای عمیق تداوم یافته و صنایع اقیانوس های عمیق جدید توسعه یابد، نیاز مبرمی به در نظر گرفتن روش های کاهش و ترمیم آسیب های موجود در محیط دریاهای عمیق وجود دارد. به علاوه، میزان آسیب ها نیز باید براورد شود. این مقاله گفتمانی را در خصوص احیای دریای عمیق توسعه داده و دستور العملی در خصوص برنامه ریزی و پیاده سازی پروژه های احیای اکولوژیکی برای اکوسیستم های دریای عمیق ارایه می کند. دو مطالعه موردی احیای دریای عمیق توصیف شد( مرجان های سنگی دریای عمیق در ساحل شرقی اسکاتلند، چاه های هیدروترمال عمیق دریا در حوزه مانوس) و با احیای شوره زار ها در سان فرانسیسکو مقایسه می شوند. برای این مطالعات موردی، مجموعه ای از پارامتر های اقتصادی، اکولوژیکی و فناوری بررسی می شوند. هزینه ها برای سناریو های احیای فرضی در دریای عمیق براورد شده و اولین شواهد نشان می دهد که آن ها دو یا چند برابر در هر هکتار بزرگ تر از هزینه ها برای تلاش های احیا در سیستم های دریایی کم عمق وجود دارد..
1- مقدمه
دریای عمیق در این جا به صورت اقیانوس فراتر از شیب قاره و عمق بیشتر از 200 متر تعریف می شود که یک منطقه حاصلخیز برای صنعتی سازی است. فعالیت های فعلی یا آینده شامل ماهیگیری، دفع زباله، کابل های مربوط به ارتباطات مخابراتی، تحقیقات علمی، توسعه نفت و گاز، زیست شناسی، استخراج مواد معدنی و گردشگری است. از آغاز این قرن گذشته، در حال وقوع و پیش بینی فعالیت ها و تأثیرات انسانی در دریای عمیق بوده است [1-12]. در پاسخ به این تاثیرات تقویتی و بالقوه هم افزایی، خواستار رویکرد پیشگیرانه برای ادامه فعالیت و فعالیت های جدید در دریای عمیق [6]، استفاده از ابزارهای مکان یابی و تطبیقی [7،13،14]، توسعه برنامه های تحقیقاتی برای محاسبه کالاها و خدمات ارائه شده توسط دریای عمیق اکوسیستم [7،15] و ادامه مطالعه اداره اقیانوس ها و حفاظت از محیط زیست دریایی فراتر از صلاحیت های ملی لازم است [16]. علاوه بر این، در مورد نیاز به ایجاد خطوط زیست محیطی، اجماع وجود دارد [8،17] و برای بهبود ابزارها برای پیش بینی، مدیریت و کاهش اثرات انسان شناسی [6،7،18] وجود دارد. مدیریت فضایی دریای عمیق، از جمله ایجاد شبکه های حفاظت از ساحات دریایی، مورد توجه قرار گرفته است [3،11]. تعطیلات منطقه و قوانین حرکت برای شیلات دریایی پایین دریایی توسط سازمان های مدیریت منطقه ای شیلات اجرا شده اند [13،19،20]. سایر ابزارهای حفاظت و مدیریت و اقدامات انجام شده از طریق معاهدات، کنوانسیون ها و توافقنامه های بین المللی عبارتند از شناسایی و حفاظت از سیستم های سازگار با محیط زیست آسیب پذیر و اکولوژیکی یا مناطق زیست شناختی مهم و همچنین یک تماس برای شبکه های مخازن مخلوط [23] برای دریای عمیق سیلاب هیدروترمال و اکوسیستم های عمیق. با این حال، چه چیزی تا به امروز از دست رفته است؟ از دریای عمیق حفاظت، مدیریت و توسعه پایدار، موضوع احیاء است. اکولوژیکی احیاء فرآیند کمک به بازیابی یک اکوسیستم است که تخریب شده، آسیب دیده یا نابود شده است؛ این یک فعالیت عمدی است که مجدد اکولوژیکی فرایندهایی که فعالیت های انسانی را قطع می کنند، را باز می کند [35]. احیاء با هدف بهبود عملکرد زیستی و عملکرد زیست محیطی، سلامتی و سلامت هر دو برای انسان و دیگر موجودات زنده است. اکولوژیکی احیاء به عنوان یک اولویت جهانی در اکوسیستم های زمین و کم عمق شناخته می شود [25-27]. در مقابل، احیاء در دریای عمیق تا به حال توجه زیادی دریافت نکرده است. در کنفرانس 11 (COP11) در اکتبر 2012، کنوانسیون تنوع زیستی (CBD) از 173 کشور عضو کنونی خواسته است تا به شناسایی و احیای حداقل 15 درصد از اکوسیستم های تخریب شده برای هر نوع اکوسیستم در این سیاره کمک کند. 2020، از جمله حفاظت از حداقل 10٪ از مناطق ساحلی و دریایی، به خصوص مناطق دارای اهمیت خاص برای تنوع زیستی و خدمات اکوسیستم می باشد. یک مسئله کلیدی در رابطه با دریای عمیق احیاء به تعهد احزاب مسئول جهت انجام اقداماتی برای تعمیر آسیب های ناشی از فعالیت های تجاری یا دیگری که بر محیط زیست تاثیر می گذارد، تمرکز دارد. صنایع هایی که سیستم های زمینی و ساحلی را تحت تاثیر قرار می دهند مسئولیت آسیب رساندن به منابع طبیعی را بر عهده دارند، باید آسیب هایی را که ایجاد می کنند، اعلام کنند و برای بازیافت زیستگاه پرداخت کنند؛ به همین ترتیب، صنعت باید شامل ارزیابی هزینه های احیا در طرح های خود باشد [28]. دستورالعمل های بین المللی برای مدیریت دریای عمیق ماهیگیری نشان می دهد که این صنعت هنوز مسئولیت احیای اکوسیستم های دریایی را بعد از تأثیر فعالیت های ترال نیست [29]. در مقابل، شواهدی وجود دارد که صنعت استخراج مواد معدنی در دریاها تاثیرات زیست محیطی و نیاز به جبران خسارت را در نظر می گیرد. کد داوطلبانه IMMS برای مدیریت زیست محیطی معدن دریایی که توسط انجمن بین المللی مواد معدنی دریایی [30] تهیه شده است، توصیه می کند که برنامه های استخراج معادن شامل روال های اولیه است که “کمک به بازگشایی استخدام و مهاجرت حیوانات و کمک به مطالعه زیستگاه های قابل مقایسه، پیش از آن، در طی و بعد از عملیات معدن “، از جمله” نظارت بلند مدت در مقیاس های فضایی و زمانی مناسب و تعریف دوره لازم برای اطمینان از اینکه برنامه های تصفیه موثر هستند “. چنین برنامه هایی در بیانیه محیط زیست تاثیر می گذارد که اولین پروژه برای استخراج معادن در یک دریای عمیق سایت است [31]. در این مورد، شرکت درگیر در توسعه، مفهوم سرمایه گذاری در احیاء دریای عمیق را به عنوان مسئولیت شرکتی و جزء مهم فرهنگی نظارت بر محیط زیست شناخته و پذیرفته است.

Abstract

An era of expanding deep-ocean industrialization is before us, with policy makers establishing governance frameworks for sustainable management of deep-sea resources while scientists learn more about the ecological structure and functioning of the largest biome on the planet. Missing from discussion of the stewardship of the deep ocean is ecological restoration. If existing activities in the deep sea continue or are expanded and new deep-ocean industries are developed, there is need to consider what is required to minimize or repair resulting damages to the deep-sea environment. In addition, thought should be given as to how any past damage can be rectified. This paper develops the discourse on deep-sea restoration and offers guidance on planning and implementing ecological restoration projects for deep-sea ecosystems that are already, or are at threat of becoming, degraded, damaged or destroyed. Two deep-sea restoration case studies or scenarios are described (deep-sea stony corals on the Darwin Mounds off the west coast of Scotland, deep-sea hydrothermal vents in Manus Basin, Papua New Guinea) and are contrasted with on-going saltmarsh restoration in San Francisco Bay. For these case studies, a set of socio-economic, ecological, and technological decision parameters that might favor (or not) their restoration are examined. Costs for hypothetical restoration scenarios in the deep sea are estimated and first indications suggest they may be two to three orders of magnitude greater per hectare than costs for restoration efforts in shallow-water marine systems..

1- Introduction

The deep-sea—defined here as ocean beyond the shelf break and depths greater than 200 m—is increasingly recognized as a fertile area for offshore industrialization. Current or future activities include fishing, waste disposal, cable lays associated with telecommunications, scientific research, oil and gas development, bioprospecting, mineral extraction, and tourism. Past, on-going, and anticipated human activities and impacts in the deep sea have been increasingly documented since the start of this century [1–12]. In response to these mounting and potentially synergistic impacts, there have been calls for a precautionary approach to continuing and new activities in the deep sea [6], application of spatial and adaptive management tools [7,13,14], development of research programs to quantify goods and services provided by deep-sea ecosystems [7,15] and continuing study of ocean governance and protection of the marine environment beyond national jurisdiction [16]. In addition, there is a consensus on the need to establish environmental baselines [8,17] and to improve tools to predict, manage and mitigate anthropogenic impacts [6,7,18].

Spatial management of the deep sea—including establishment of networks of marine sanctuaries and protected areas—has received considerable attention [3,11]. Area closures and ‘moveon’ rules for High Seas bottom fisheries have been implemented by Regional Fisheries Management Organizations [13,19,20]. Other conservation and management tools and actions implemented through international treaties, conventions, and agreements include identification and protection of Vulnerable Marine Ecosystems (VMEs; UNGA61/105) [13,20] and Ecologically or Biologically Significant Areas (EBSAs) [21,22], as well as a call for networks of Chemosynthetic Ecosystem Reserves [23] for deepsea hydrothermal vent and seep ecosystems.

What has been missing to date, however, from the deep-sea conservation, management, and sustainable development discourse is the topic of restoration. Ecological restoration is the process of assisting the recovery of an ecosystem that has been degraded, damaged, or destroyed; it is an intentional activity that reinitiates ecological processes that were interrupted by human activities [35]. Restoration aims to recover biodiversity and ecosystem functioning, health, and integrity, both for humans and for other living organisms [24]. Ecological restoration is increasingly recognized as a global priority in terrestrial and shallow-water ecosystems [25–27]. In contrast, restoration in the deep sea has yet to receive much attention. At its 11th Conference of the Parties (COP11) in October 2012, the Convention on Biological Diversity (CBD) called on its 173 Contracting Parties to commit to helping identify and restore at least 15% of degraded ecosystems for every ecosystem type on the planet by 2020, including the conservation of at least 10% of coastal and marine areas, especially areas of particular importance for biodiversity and ecosystem services (CBD COP11 Decision XI/16).

A key issue regarding deep-sea restoration focuses on the obligation of responsible parties to undertake steps to repair damage that result from commercial or other activities that affect the environment. Industries that impact terrestrial and coastal systems are liable for injuries to natural resources, must declare the damage they cause, and pay for habitat recovery; as such, industry needs to include an assessment of restoration costs in their project plans [28]. International guidelines for management of deep-sea fisheries indicate that this industry does not yet take responsibility for restoring seabed ecosystems after impacts of trawling activities [29]. In contrast, there is evidence that the seafloor minerals extraction industry does consider environmental impacts and the need for offsets. The voluntary IMMS Code for Environmental Management of Marine Mining developed by the International Marine Minerals Society [30] recommends that plans for mining include at the outset procedures that “aid in the recruitment, re-establishment and migration of biota and to assist in the study of undisturbed, comparable habitats before, during, and after mining operation”, including “long-term monitoring at suitable spatial and temporal scales and definition of the period necessary to ensure remediation plans are effective”. Such plans are incorporated into the Environmental Impact Statement of the first project to propose mineral extraction at a deep-sea site [31]. In this case, the company involved with the development recognized and embraced the concept of investing in restoration of the deep sea as a corporate responsibility and an important component of a culture of environmental stewardship..

احیای اکولوژیکی در دریای عمیق: دسیدراتا

Ecological restoration in the deep sea: Desiderat

آیا آتش سوزی بر توزیع یک شکارچی مهاجم در میانه زنجیره غذایی در مقیاس چشم انداز اثر می گذارد؟

Does Fire Influence the Landscape-Scale Distribution of an Invasive Mesopredator?

Abstract

Predation and fire shape the structure and function of ecosystems globally. However, studies exploring interactions between these two processes are rare, especially at large spatial scales. This knowledge gap is significant not only for ecological theory, but also in an applied context, because it limits the ability of landscape managers to predict the outcomes of manipulating fire and predators. We examined the influence of fire on the occurrence of an introduced and widespread mesopredator, the red fox (Vulpes vulpes), in semi-arid Australia. We used two extensive and complimentary datasets collected at two spatial scales. At the landscape-scale, we surveyed red foxes using sand-plots within 28 study landscapes – which incorporated variation in the diversity and proportional extent of fire-age classes – located across a 104 000 km2 study area. At the site-scale, we surveyed red foxes using camera traps at 108 sites stratified along a centurylong post-fire chronosequence (0–105 years) within a 6630 km2 study area. Red foxes were widespread both at the landscape and site-scale. Fire did not influence fox distribution at either spatial scale, nor did other environmental variables that we measured. Our results show that red foxes exploit a broad range of environmental conditions within semi-arid Australia. The presence of red foxes throughout much of the landscape is likely to have significant implications for native fauna, particularly in recently burnt habitats where reduced cover may increase prey species’ predation risk.

1 Introduction

Predators shape ecosystems worldwide [1]. They can exert topdown regulation of lower trophic levels [2] and induce trophic cascades which flow through entire ecosystems [3]. Predators introduced to areas outside of their native range can have a particularly strong effect on native species [4], and have caused population declines and extinctions in a range of ecosystems [5]. Many invasive predators are ‘mesopredators’: smaller predator species that increase in abundance or activity following the removal of apex predators [6]. For example, in Australia, persecution of the native apex predator, the dingo (Canis dingo), has led to increases in the density or activity of invasive mesopredators (e.g. the red fox [Vulpes vulpes]) throughout large portions of the continent [3].

Fire is another globally significant process that affects environments worldwide [7]. Fire influences ecosystems via bottom-up control by altering the availability of key resources for biota. Fire incinerates plant matter, altering vegetation structure [8,9], which in turn affects the distribution and abundance of animals [10]. Invasive mesopredators and fire share an important characteristic from a conservation perspective: both can be manipulated through management interventions. Invasive mesopredators are managed using lethal control and exclusion fencing, and fire using suppression or prescribed burning. However, management of mesopredators and fire usually occurs in isolation, without consideration of the potential effects of fire on mesopredators [11]. It is important to rapidly address this significant knowledge gap because some fire regimes may exacerbate the effects of invasive mesopredators by simplifying vegetation and amplifying predation risk [12,13]. For example, interactions between fire regimes and invasive mesopredators have been hypothesised as a cause of lower survival of reptile species in recently-burned areas [14], and a contributor to the collapse of small mammal communities in northern Australia [15].

The red fox is one of the world’s most widely distributed mesopredators. It is common in both the northern and southern hemispheres. Foxes, and a second introduced mesopredator, the feral cat (Felis catus), are widely regarded as the primary cause of extinctions and declines of Australia’s marsupial fauna [5]. Evidence for the negative impact of foxes has been demonstrated through predator-control experiments that have shown that prey species increase in both range and activity when foxes are removed [16,17]. Further evidence comes from dietary studies showing foxes eat a wide range of native mammal, reptile, bird, and invertebrate prey [18–20].

Despite indications that foxes may inhibit the recovery of native species following fire [12,21], whether foxes are themselves influenced by fire remains poorly known. This knowledge gap limits the ability of land managers to consider the effects of fire management on red foxes, which could have negative ramifications for native biodiversity. While foxes are widely considered as habitat generalists, they do display local variability in occurrence related to habitat or landscape structure [22]. For example, in some regions, foxes prefer heterogeneous landscapes [22], as they are able to use multiple landscape elements on a daily or seasonal basis [23,24]. Fire management in many regions seeks to maximise landscape heterogeneity by creating mosaics of fire ages (i.e. ‘patch mosaic burning’; [25]). Does such management inadvertently favour invasive mesopredators?

مبتدی (مناسب برای درک مفهوم کلی مطلب)

F1822

2 رویکرد ES در EIA
لندسبرگ و همکاران(2011) اقدام به توسعه یک چارچوب مطلوب برای تلفیق خدمات اکسیستم در ارزیابی اثر کردند. گزارش خدمات اکوسیستم برای ارزیابی اثر ، بر تعاملات علی بین یک پروژه، بهزیستی انسان و محرک های مستقیم و غیر مستقیم تغییر اکوسیستم تاکید می کند. ESR برای IA بر لزوم ایجاد یک ارزیابی جامع از اثرات پروژه و وابستگی به خدمات اکوسیستم تاکید می کند. بر اساس منابع، مجموعه ای از فرضیات در خصوص شیوه کاربرد رویکرد ES در EIA از طریق چارچوب MCDA تدوین می شود. در ابتدا، توازن خدمات اکوسیستم در ارزیابی اثرات زیست محیطی در نظر گرفته می شود.دوم، انتخاب خدمات اکوسیستم در نظر گرفته می شود. در مرحله تعیین حدود ارزیابی، گروه های مختلف ذی نفعان تعیین می شوند. سوم، یکی از چالش ها این است که مفهوم خدمات اکوسیستم دارای معنای فناوری است. در نهایت این که، در روش های ارزیابی اثرات زیست محیطی، لازم به ذکر است که خدمات اکوسیستم نه تنها به انگیزه ها و ترجیحات فردی کاهش می یابند و این که از حیث هزینه های فردی و مزایا بحث نمی شوند بلکه بر اساس هنجار های اجتماعی بحث می شوند.
3 مطالعه موردی مربوط به احیای رودخانه و جمعیت ماهی های مهاجر
3.1 خدمات اکوسیستمی ماهی های مهاجر
چرخه زندگی سالمون اتلانتیک و مدیریت آن در دریای بالتیک نمونه ای از چالش های پیش روی ارزش گذاری خدمات اکوسیستم است. اکوسیستم های سالمون در مقیاس های متغیر بسته به تنوع و ارتباط زیستگاه وجود دارند و به صورت یک سیستم یکپارچه ای از افراد و محیط ها تعریف می شوند که ارتباط تنگاتنگی با جمعیت ها یا گروه های جمعیت ها در مناطق جغرافیایی خاص دارند.
در این مقاله، فرایند MCDA چارچوب و ابزاری را برای تلفیق بسته های کاری، مطالعات و مراحل تحقیق برای جمع اوری،پردازش، سازمان دهی و تحلیل اطلاعات جمع اوری شده از ذی نفعان و دانشمندان ارایه کرد. ارزیابی فرایند و رویکرد مثبت بود

3.3.1 تعریف مشکل و ساختار درخت ارزش
در اولین جلسه گروهی، توافق بر این بود که احیای جمعیت ماهی های مهاجر به درون رودخانه با توجه به کاربری های مختلف( تولید برق ابی، ارزش های تفریحی، حفاظت از طبیعت و توریسم) پیچیده بوده و نیازمند زمان زیادی است. تصمیم بر این شد که مقیاس 50 سال دوره مناسبی برای نتیجه بودن همه شیوه ها است. در خصوص عدم قطعیت های فعلی بحث هایی وجود دارد: وضعیت اینده دریای بالتیک و اثر ان بر روی مهاجرت و پرورش سالمون.
3.3.2 توسعه الترناتیو
مجموعه ای از روش های احیایی در نظر گرفته شده و در زمان ایجاد درخت ارزش، بحث شدند. مجموعه ای از الترناتیو ها توسط گروه کارشناسان توسعه یافته و بحث شد و در دو جلسه گروهی اصلاح شدند. الترناتیو ها شامل موارد زیر بودند:
1- انتقال ماهی از روی سد: این الترناتیو بر اساس ایده انتقال ماهی های بالغ(600 سالمون و 300 فزل الا ) در سد های تولید انرژی برق ابی می باشد. قوانین و مقررات به قوت خود باقی بودند.
2- ایجاد مسیر هایی برای ماهی ها و ذخایر ماهی: نردبان های ماهی در هر سد ساخته شده و سالمون و قزل الا وارد رودخانه شدند.
3- اقدامات مختلف دیگر: این روش ها شامل روش های مشابه با مورد 2 است. با این حال، آن ها در مقیاس گسترده تر قرار دارند.
3.3.3 ارزیابی اثرات الترناتیوها
ارزیابی عملکرد الترتاتیو ها به صورت یک فرایند کارشناسی توسط گروه انجام شد. ویژگی های سنجش عملکرد الترناتیو ها ت ضمن ایجاد درخت ارزش تعریف شدند. کار ارزیابی بر اساس منابع موجود، ارزیابی های قبلی و سه مطالعه جدید بود.
3.3.4 استخراج اوزان برای معیار ها
اولویت ها و ترجیحات ذی نفعان در مدل MCDA با استفاده از مصاحبه تحلیل تصمیم قرار داده شد. کارگاه ذی نفعان برای مصاحبه های انتخاب شده سازمان دهی شد که در آن نتایج ارزیابی اثر ارایه شد و چارچوب فرایند مصاحبه تحلیلی تصمیم توصیف شد.
4 نتایج
4.1 مقایسه درخت ارزش
در فرایند سازمان دهی چارچوب MCDA، ما بر اهمیت برتامه ریزی دقیق برای تولید درخت ارزش کارکردی تاکید کردیم. ما فکر می کنیم که معیار ها در درخت ارزش مطابق با ملزومات کامل بودن، اهمیت ارزش، تعادل و قابلیت درک است.
بر اساس نوع شناسی MEA سرویس ها و خدمات اکوسیستم، معیار های مختلف برای ارزیابی بدست امد. اشکار ترین نقش اکوسیستم های سالمون، ارایه خدمات می باشد. در رابطه با ارایه خدماتف تاکید اصلی بر مقدار ارزش های استفاده مستقیم و خدمات نهایی اکوسیستم است. در چارچوب MCDA ارزش محور، تعداد ماهی های سالمون به عنوان جایگزین خوب در نظر گرفته شد. در فرایند MCDA ارزش محور، خدمات پشتیبانی در تحلیل در نظر گرفته شدند. به طور کلی، بیشتر ارزش های اکولوژیکی به طور متفاوت با رویکرد خدمات اکوسیستم در نظر گرفته شد. در خدمات فرهنگی، معیار های مشابه یافته شدند: هویت محلی و ارزش های تفریحی، ارزش های تفرجگاهی و گردش گری بایستی مشابه با برخی معیار های ارزش اجتماعی و اقتصادی در درخت ارزش MCDA است. از سوی دیگر، استدلال می کنیم که در کاربرد رویکرد خدمات اکوسیستم، ما خدمات منفی اکوسیستم را در نظر نمی گیریم. این بدین معنی است که هزینه ها یا خسارت های اقتصادی و اجتماعی ناشی از روش های احیایی هستند.
2 ارزیابی الترناتیو ها
رویکرد مبتنی بر خدمات اکوسیستم بر کاربرد شیوه پرداخت برای خدمات اکوسیستم در تدوین الترناتیو ها متمرکز بوده است. در این صورت، ایده PES متشکل از پشتیبانی مالی برای انتقال ماهی روی سد ها یا خرید اب از شرکت تولید برق است. در چارچوب ES یا خدمات اکوسیستک، درخت خدمات پشتیباتی( چرخه عناصر غذایی، جا به جایی رسوب و شبکه غذایی) با استفاده از ویژگی های ساختاری اندازه گیری می شود. ارزش اقتصادی ذخایر سالمون در رویکرد خدمات اکوسیستم زمانی مشهود می شود که ارزش صید برای صید تجاری و معیشتی را بتوان با روش مدل سازی چرخه عمر محاسبه کرد. این ارزیابی کارشناسانه بر اساس این فرض بود که قوانین صید سخت گیرانه در مصب دارای اثر منفی بر روی صیادان تجاری می باشد. براورد دقیق تر ماهش و ارزش صید تصویر عینی از شیوه اثر گذاری تغییرات بر درامد صیادان ارایه می کند.

مقالات انگلیسی و ترجمه های فارسی رایگان با فرمت PDF آماده دانلود رایگان میباشند

همچنین ترجمه مقاله با فرمت ورد نیز قابل خریداری و دانلود میباشد

مقاله انگلیسی رایگان (PDF)

ترجمه فارسی رایگان (PDF)

خرید ترجمه با فرمت ورد

فهرست مقاله:

چکیده
1- مقدمه
2- داده ها و روش ها
2-1 منطقه مورد مطالعه
2-2 داده های هواشناسی
2-3 روش پنمن- مانیث فائو
2-4 تحلیل روند
2-5 تحلیل تابع متعامد تجربی (EOF)
3-نتایج
3-1 توزیع مکانی و تغییرات فصلی
3-2 روند های مکانی و زمانی ET0
3-4 تخصیص متغیر های اقلیمی
4-بحث
5-خلاصه و نتیجه گیری

بخشی از ترجمه فارسی مقاله:

1- مقدمه
تبخیر و تعرق، مجموع تبخیر و تعرق گیاه بوده و یکی از اجزای اساسی چرخه هیدرولوژیک محسوب می شود و انتقال رطوبت به اتمسفر را کنترل کرده و بر ویژگی های اساسی اکوسیستم های خشکی نظیر رواناب، رطوبت خاک و رشد گیاه اثر دارد( فیشر و همکاران 2011). تبخیر و تعرق یک نگرانی اصلی در آسیا محسوب می شود زیرا در این قاره، جریان های همرفتی بالای فلات تبت و انتقال انرژی نهفته به اتمسفر، اثر مستقیمی بر روی شدت سیستم های بارندگی های موسمی آسیا می گذارد( توماس 2008). از این روی، درک تغییرات زمانی و مکانی تبخیر و تعرق، یک مولفه مهم در مطالعات هیدرولوژیکی منطقه ای در آسیا است.
در یک اقلیم گرم، چرخه هیدرولوژیک شدید تر است( IPCC 2007). دلیل این است که بر طبق معادله کلازیوس-کلاپیرون، یک اتسمفر گرم تر قادر است تا آب بیشتری را حفظ کند و موجب افزایش تبخیر می شود. با این حال، علی رغم افزایش دمای جهان، بسیاری از مطالعات نشان داده اند که تبخیر تشتکی اندازه گیری شده و تبخیر و تعرق پتانسیل محاسبه شده، هم در مقیاس جهانی( رادریک و همکاران 2009، مک ویکار 2012) و مقیاس های منطقه ای( گاتبدی و هولم 1997، توماس 2000، لیو و همکاران 2004) در حال کاهش است. کاهش PET به تغییرات در تقاضای آب اتمسفری و تغییرات در پارامتر های اقلیمی موثر بر تبخیر و تعرق اشاره دارد.
دلیل کاهش نرخ PET، کاهش در اشعه خورشید و سرعت باد است، در حالی که دما نقش کم تری را ایفا می کند( توماس 2000). کاهش مشاهده شده در ساعت آفتابی( استانهیل و کوهن 2001)، در دهه اخیر معکوس شده است( وایلد و همکاران 2005)، در حالی که سرعت باد خشکی، در مقیاس جهانی کاهش یافته است( مک ویکر و همکاران 2012). با این حال، دانش محدودی در خصوص اثر متغیر های اقلیمی بر روی محیط تبخیر در مقیاس جهانی و منطقه ای وجود دارد.
به منظور مقایسه پتانسیل تبخیر و تعرق از نقطه نظر اقلیمی و مقایسه مناطق اقلیمی مختلف مستقل از پوشش زمین، مفهوم تبخیر و تعرق پتانسیل معرفی شده است و به صورت ” میزان آب تعرق یافته در واحد زمان توسط یک گیاه سبز کوتاه که کاملا زمین را پوشانده است و دارای ارتفاع یکنواخت بوده و هرگز با کمبود آب مواجه نشده است” تعریف می شود( پنمن 1956). معادله پنمن-مانینث به عنوان مطمئن ترین شاخص پیش بین نرخ PET تحت همه شرایط اقلیمی در نظر گرفته شده است(جانسون و همکاران 1990). در معادله PM، چهار متغیر اقلیمی( تابش، سرعت باد، رطوبت اتمسفری و دمای هوا) برای مدل سازی فرایند بخار استفاده می شود. این رویکرد، امکان تحلیل محیط بخار را در بسیاری از مناطق که در آن ها تراکم و مدت زمان عملیات ایستگاه ها پراکنده است، نمی دهد. با این حال، فرمول های استفاده کننده از یک پارامتر نظیر دما( تورنتو.ایت 1948، هاگرواس 1947) و یا مجموعه محدودی از پارامتر ها( پریستلی و تیلور 1972)، قادر به پوشش دادن اثرات متغیر نیرو های تابشی و آئرودینامیک نمی باشند. از دیدگاه کاربردی، دانش مربوط به اهمیت نسبی عوامل موثر، به تعیین این که کدام تخمینگر ET که نیازمند حداقل داده است را می توان در مقیاس منطقه ای استفاده کرد کمک می کند.
اقلیم موسمی شرق آسیا، یک زمینه مطالعاتی جالب با شرایط اقلیمی متغیر و متناقض را در فوصل مختلف ایجاد می کند. به طور کلی، نرخ PET در فصل قبل از موسمی با شرایط هوای خشک به اوج خود رسیده و در طی فصل موسمی تابستان پایین باقی مانده و در فصل زمستان کاهش می یابد( توماس 2008). چندین مطالعه، روند کاهشی ETO را در چین نشان داده اند( توماس 2000، چن و همکاران 2006، گایو و همکاران 2006، زانگ و همکاران 2011). تغییرات مکانی زمانی این تغییرات، چشمگیر می باشند. روند کاهشی PET در چین عمدتا مربوط به کاهش ساعات آفتابی و سرعت باد است( توماس 2000، وانگ و همکاران 2004، گائو و همکاران 2006). اگرچه زو و همکاران(2006) به این نتیجه رسیده اند که تغییرات محلی پوشش زمین عامل اصلی کاهش سرعت باد در چین استف این مسئله هنوز مشخص نیست که آیا تغییرات در ویژگی های گردش اتمسفری جهانی یا تغییرات کاربری ارضی، عامل اصلی روند تغییرات مشاهده شده است. به طور مشابه، کائو و همکاران(2011) شواهد متقاعد کننده ای را برای کاهش سرعت باد در مناطق شهری سریع الرشد چین مشاهده نکرده است.
ما تحلیل خود را به استان یانان در جنوب غرب چین محدود کرده ایم. این استان یک منطقه پیچیده از نظر اقلیمی است که در آن سه شاخه گردشی از سیستم بارش های موسمی اسیایی بر بخش های غربی، شرقی و شمالی منطقه با شدت تغییرات فصلی تاثیر می گذارند( زانگ 1988). در تبت جنوبی و غرب این استان، ساعات آفتابی یک عامل اصلی کاهش تبخیر و تعرق سالانه می باشد و پس از آن رطوبت نسبی و سرعت باد قرار دارد( گایو و همکاران 2006). در تبت، سرعت باد یک عامل اصلی موثر بر تغییرات نزولی ET0 می باشد، در حالی که توماس(2000)، ساعات آفتابی را در سه ایستگاه در استان یانان به عنوان عوامل اصلی موثر بر نرخ نزولی PET در بیشتر فصول در نظر گرفته است.
ما یک سری روند های خطی(1961-2004) را برای نرخ تبخیر و تعرق مرجع پنمن-مانیث ارایه کرده و به تحلیل تغییرات روند زمانی و مکانی در این استان پرداختیم. ما به تحلیل روند پارامتر های اقلیمی( ساعات آفتابی، سرعت باد، دما و رطوبت نسبی) و سهم زمانی موثر بر نرخ ETO می پردازیم. هدف ما موارد زیر است:
1- بررسی تغییرات زمانی و الگوهای مکانی نرخ ET0 و سایر پارامتر های اقلیمی در استان یانان
2- شناسایی عوامل اقلیمی موثر بر تغییرات ET0
3- تعیین این که آیا رابطه بین ET0 و متغیر های اقلیمی ثابت است یا خیر.
این اولین مطالعه ای است که به بررسی تغییرات زمانی اهمیت نسبی متغیر های اقلیمی موثر بر RT0 می پردازد

بخشی از مقاله انگلیسی:

1 Introduction

Evapotranspiration (ET), the sum of evaporation and plant transpiration, is a central element of the hydrological cycle, governing the moisture transfer to the atmosphere and thereby influencing fundamental properties of terrestrial ecosystems such as runoff, soil moisture and plant growth (Fisher et al. 2011). ET is of particular concern in Asia where the convection above the Tibetan Plateau and hence the transfer of latent energy to the atmosphere directly influences the intensity of the Asian monsoon system (Thomas 2008). Thus, understanding the spatiotemporal variations of ET is a vital component in regional hydrological studies in Asia. In a warming climate, the hydrological cycle is expected to intensify (IPCC 2007). The main argument is that according to the Clausius–Clapeyron equation a warmer atmosphere will be able to hold more water and hence allow for higher evaporation. However, despite globally increasing temperatures, most studies have shown that measured pan evaporation and calculated potential evapotranspiration (PET) are declining at both global (Roderick et al. 2009; McVicar et al. 2012) and regional scales (Chattopadhyay and Hulme 1997; Thomas 2000; Liu et al. 2004). A decrease of PET clearly points to changes in atmospheric water demand and therefore to changes in the climatic parameters driving evapotranspiration. The reason for the decreasing PET rates appears to be a decrease in solar radiation and wind speeds, while temperature actually plays a lesser role (Thomas 2000). The observed decline of sunshine duration (Stanhill and Cohen 2001) has partly reversed in the last decade (Wild et al. 2005), while terrestrial wind speeds have been observed to decrease on a global scale (McVicar et al. 2012). However, there is currently only limited knowledge which climatic variables influence the evaporative environment on global or regional scales. In order to compare the evapotranspiration potential from a climatological point of view and to allow the comparison of different climatic regions independent of actual land cover, the concept of potential evapotranspiration has been introduced, defined as ‘the amount of water transpired in unit time by a short green crop, completely covering the ground, of uniform height and never short of water’ (Penman 1956). The Penman-Monteith (PM) equation is regarded as the most reliable predictor of PET rates under all climatic conditions (Jensen et al. 1990). In the PM equation, four climatic variables (radiation, wind speed, atmospheric humidity and air temperature) are explicitly used to model the evaporative process. This approach does not allow analyzing the evaporative environment in many areas where density and duration of operation of weather stations is sparse. However, formulations relying on a single parameter such as temperature (Thornthwaite 1948; Hargreaves 1974) or a reduced set of parameters (Priestley and Taylor 1972) fail to capture the changing influence of the radiative and aerodynamic forces. From a practical point of view, the knowledge of the relative importance of contributing factors helps to determine which least data-demanding ET estimator can be used regionally. The East Asia monsoon climate offers an interesting study area with contrasting climatic conditions in the different seasons. In general, PET rates peak in the pre-monsoon season with high insolation and dry air conditions, remain on a slightly lower level during the humid summer monsoon season and decline in the cold and often overcast winter monsoon season (Thomas 2008). Several studies have reported mostly decreasing ET0 trends over China (Thomas 2000; Chen et al. 2006; Gao et al. 2006; Zhang et al. 2011). The spatiotemporal variability of these changes however is considerable, with trends even changing sign over short distances. Declining PET trends in China are mainly related to decreasing sunshine duration and wind speeds (Thomas 2000; Wang et al. 2004; Gao et al. 2006). Although Xu et al. (2006) found that local land-cover change was the primary cause for 310 Climatic Change (2013) 116:309–325 decreasing wind speeds in China, it is largely uncertain if changes in global circulation properties or land use changes (via changing surface roughness) are responsible for the observed trends. Similarly, Guo et al. (2011) did not find conclusive evidence for decreasing wind speed in the rapidly growing urban areas of China. We restrict our analysis to Yunnan Province (YP) in the extreme Southwest of the PR China. YP is a climatically complex region, where three different circulation branches of the Asian monsoon system influence the western, eastern and northern parts of the region with seasonal varying intensity (Zhang 1988). In southern Tibet and western YP, sunshine duration is the primary driver of declining evapotranspiration on an annual basis, followed by relative humidity and wind speed (Gao et al. 2006). In Tibet (immediately to the north of YP) wind speed was found to be the primary cause for declining ET0 changes (Chen et al. 2006; Zhang et al. 2009), while Thomas (2000) identified sunshine duration at 3 stations in YP as the main drivers of declining PET rates in most of the seasons. We provide decadal (1961–2004) linear trends for Penman–Monteith reference evapotranspiration (ET0) rates and analyze spatiotemporal trend variability over YP. We analyze trends of climatic parameters (sunshine duration, wind speed, temperature and relative humidity) and their temporal contribution to ET0 rates. We aim to: (1) evaluate temporal trends and spatial patterns of ET0 rates and other climatic parameters over YP; (2) identify the major climate factors contributing to ET0 variability and (3) determine whether the relationship between ET0 and its driving climatological variables is stable or not. To our knowledge, this is the first study that deals with the temporal evolution of relative importance of climatic variables contributing to ET0 rates.

انتخاب های سخت: ایجاد تعادل بین حفظ تنوع زیستی و رفاه انسان

Hard choices: Making trade-offs between biodiversity conservation and human well-being

Abstract

Win–win solutions that both conserve biodiversity and promote human well-being are difficult to realize. Trade-offs and the hard choices they entail are the norm. Since 2008, the Advancing Conservation in a Social Context (ACSC) research initiative has been investigating the complex trade-offs that exist between human well-being and biodiversity conservation goals, and between conservation and other economic, political and social agendas across multiple scales. Resolving trade-offs is difficult because social problems – of which conservation is one – can be perceived and understood in a variety of disparate ways, influenced (in part at least) by how people are raised and educated, their life experiences, and the options they have faced. Pre-existing assumptions about the “right” approach to conservation often obscure important differences in both power and understanding, and can limit the success of policy and programmatic interventions. The new conservation debate challenges conservationists to be explicit about losses, costs, and hard choices so they can be openly discussed and honestly negotiated. Not to do so can lead to unrealized expectations, and ultimately to unresolved conflict. This paper explores the background and limitations of win–win approaches to conservation and human well-being, discusses the prospect of approaching conservation challenges in terms of trade-offs and hard choices, and presents a set of guiding principles that can serve to orient strategic analysis and communication regarding trade-offs.

1 Introduction

In a world of persistent poverty, accelerating resource extraction, and climate change, the challenges to conserving the planet’s biodiversity seem increasingly insurmountable. Species and habitats continue to disappear and the ecosystem services vital to the health of animal, plant, and human communities alike are increasingly disturbed. While the loss of global biodiversity is well documented, there is considerable debate within the conservation field about how to respond most effectively (Wells and McShane, 2004; Agrawal and Redford, 2006; Brockington et al., 2006; Wilkie et al. 2006; Roe 2008).

Given the geographic juxtaposition of human poverty and biological wealth (Sanderson et al., 2002; Sanderson, 2005; Redford and Fearn, 2007), one obvious approach is to design management responses that enhance the well-being of local people while simultaneously halting the destruction of ecosystems. Over the past several decades a variety of such ‘‘win–win” approaches have sought to conserve biodiversity while also furthering local social and economic development. The logic and rhetoric of win– win underlies a number of popular conservation approaches and programs, including debt-for-nature swaps, extractive reserves, community-based conservation, and integrated conservation and development projects.

Unfortunately, the record of such approaches is decidedly mixed. A gathering body of evidence seems to indicate that, across a variety of places and contexts, trade-offs can and do occur between different conservation objectives (such as biodiversity and ecosystem services), and between human livelihoods and conservation (Faith and Walker, 2002; Adams et al., 2004; Brown, 2004; McShane and Wells, 2004; Garnett et al. 2007; Cheung and Sumaila, 2008; Sunderland et al., 2008; Chhatre and Agrawal, 2009; Dahlberg and Burlando, 2009; Sandker et al., 2009; but see also Nelson et al., 2009). Yet it remains rare that the full range of possible trade-offs are acknowledged in communications with funders, policy-makers, and the public, or explicitly discussed as conservation interventions are sought. On the contrary, the pressure to act, and the undesirability – at least from a politicians’ or donors’ point of view – of acknowledging possible downsides and losses can lead conservationists to feel the need to offer optimistic win–win scenarios about the feasibility of addressing multiple agendas. Failing to be open and explicit about trade-offs can thus occur even when conservation practitioners are themselves quite aware of some of the potential downsides of a given scenario or proposal.

As initiatives propelled by win–win optimism are scaled-up and replicated, and as the realities of trade-offs are experienced either by actors expecting to ‘‘win” or by those not considered in the equation at all, the stage seems set for a vicious cycle of optimism and disenchantment (Wells and McShane, 2004). To continue to feed this cycle benefits neither nature nor people. A new challenge, and a new set of debates, therefore, is emerging for conservationists: to find ways to identify and explicitly acknowledge the trade-offs and hard choices that are involved in advancing conservation in specific places and through specific approaches.

So how should analysis and communication regarding tradeoffs within conservation, and between conservation and other social goals proceed? In particular, how can such analysis and communication operate in a way that provides an opening for grappling with the full range of values and dynamics that shape what may be lost and what gained when conservation decisions are made and implemented? After discussing in more detail the background and problems with the win–win approach to conservation, we discuss the value of focusing on trade-offs and hard choices in the evaluation of plans and proposals for advancing conservation. We then pose a specific set of guiding principles, developed and refined over the course of 2 years of research, workshops, and discussions, that can serve to orient discussions and analysis regarding trade-offs.

مقالات انگلیسی و ترجمه های فارسی رایگان با فرمت PDF آماده دانلود رایگان میباشند

همچنین ترجمه مقاله با فرمت ورد نیز قابل خریداری و دانلود میباشد

مقاله انگلیسی رایگان (PDF)

ترجمه فارسی رایگان (PDF)

خرید ترجمه با فرمت ورد

فهرست مقاله:

مقدمه

مواد و روش ها

طراحی آزمایش ها و اتاقک هایی با محیط کنترل شده

آزمایش 1: اثر CO2اتمسفری افزایش یافته و فسفر روی رشد آزولا

آزمایش 2: اثر CO2 افزایش یافته و دمای بالا روی

اندازه گیری فعالیت بیولوژیکی تثبیت نیتروژن

آنالیزهای آماری

نتایج

اثر CO2 افزایش یافته و فسفر روی آزولا

اثرات CO2 بالا و دما روی رشد آزولا

اثرات CO2 بالا ، افزودن فسفر و دما روی فعالیت بیولوژیک تثبیت نیتروژن در آزولا

بحث

بیومس و جذب کربن

تجمع نیتروژن و فعالیت تثبیت نیتروژن

بخشی از ترجمه فارسی مقاله:

مقدمه
آزولا یک سرخس آبزی شناور است که در اکوسیستم های آب شیرین مناطق حاره و معتدل رشد می کند. از آنجا که آزولا با سیانوباکتری های تثبیت کننده نیتروژن (Anabaena azollae) در حفرات برگ هایش همزیستی دارد، قرن هاست که در مزارع برنج در جنوب چین و شمال ویتنام به نام کود سبز برای بهبود نیتروژن قابل دسترس کشت می شود. اگرچه کودهای شیمیایی نیتروژن دار به عنوان یک منبع نیتروژن جایگزین آزولا شده اند ، آزولا هنوز هم توسط کشاورزان ارگانیک ، مخصوصا در سیستم های کشت تولید اکوسیستم چندگانه rice-fish-Azolla یا rice-duck-Azolla در چین و ژاپن کشت می شود. علاوه بر تامین نیتروژن ، آزولا بخاطر تغییر خواص فیزیکی ، شیمیایی و بیولوژیک خاک و سطوح ارتباطی خاک- آب در مزارع برنج و برای متحرک ساختن فسفات تثبیت شده ، به تعویق انداختن تبخیر شدن آمونیاک که همراه است با کاربرد کودهای شیمیایی نیتروژن دار و سرکوب علف های آبزی در مزارع سیلابی برنج معروف است.
بسته به رشد جمعیت و انرژی استفاده شده ، غلظت CO2 اتمسفری، انتظارافزایش از سطح جاری آن یعنی ppm380 به مقادیر ppm 100-485 تا سال 2100 می رود. پیش بینی می شودکه افزایش CO2 و دیگر گازهای گلخانه ای ( متان و اکسید نیتروژن) سبب گرم شدن جهانی متوسط حدود 4/6-1/1 درجه سانتیگراد تا سال 2100 شوند. پیش بینی شده است اثر تحریک کنندگی افزایش CO2 اتمسفری روی رشد و نمو گیاهان حاصلخیزی گیاهان با تنوع زیادی در گونه ها را افزایش می دهد. تغییر در تشدید رشد و فتوسنتز تحت افزایش CO2 می تواند با پاسخ های متمایز گونه ها به دیگر فاکتور های محدود کننده مانند دما ، نوترینت ، نور و تنش های آب ارتباط پیدا کند. از آنجا که نیتروژن خود حاصلخیزی بیشتر اکوسیستم ها را محدود می کند و چون محتوای نیتروژن بافت یک تعیین کننده اصلی فتوسنتز است، اثر کودهی با CO2 اغلب با افزایش قرار گیری در معرض سطوح بالای CO2کاهش می یابد درنتیجه ظرفیت فتوسنتز تحت افزایش CO2 کاهش می یابد. درمقابل اغلب گونه های گیاهی تثبیت کننده نیتروژن پاسخ رشدی بزرگتری را با افزایش سطح CO2 نسبت به گونه های غیر تثبیت کننده نشان می دهد در صورتیکه در بقیه نوترینت ها کمبودی نداشته باشند. پس از نیتروژن، فسفر متداول ترین نوترینت محدود کننده برای رشد گیاهان خشکی و آبزی است، مخصوصا برای گیاهان تثبیت کننده نیتروژن. هدف ما پی بردن به این بود که چگونه سرخس آبزی شناور آزولا به افزایش CO2 اتمسفری در ترکیب با فسفر اضافه و دمای بالاتر پاسخ می دهد ، و چگونه این تغییرات در پارامتر های اقلیمی و سطوح فسفر روی فعالیت تثبیت نیتروژن در Azolla filiculoides اثر
می گذارند. از آنجا که A. azollae بصورت همزیست، نیتروژن اتمسفری را تثبیت می کند و نیتروژن تثبیت شده را در آوزلا ذخیره می کند ، ما فرض کردیم که رشد آزولا می تواند با افزایش سطح CO2 افزایش یابد و اثر تحریک کنندگی CO2 بالا می تواند توسط فسفر و افزایش دما تشدید شود. ما این فرضیه را توسط آزمایش رشد بیومس ، جذب کربن و تجمع نیتروژن توسط دو آزمایش با استفاده از اتاقک هایی با محیط کنترل شده در تابستان 2007 و 2008 تست کردیم.

مواد و روش ها
طراحی آزمایش ها و اتاقک هایی با محیط کنترل شده
طی فصول تابستان 2007 و 2008 در موسسه ملی علوم کشاورزی- محیط زیست توکوبای ژاپن، ما دو ظرف جداگانه آزمایشی تدارک دیدیم. ما از 4 اتاقک با محیط کنترل شده برای ساختن دو تیمار CO2 و دو تیمار دما استفاده کردیم. هر اتاقک ابعادی برابر 2×2×4 (ارتفاع ×پهنا×طول) و قابلیت نگهداری 72 ظرف یا گلدان را داشت. گلدان ها برای رشد برنج (Oryza sativa L.) ، Azolla filiculoides و تعدادی علف آبزی شامل Monochoria ، vaginalis و Barnyardgrass Echinochloa crus-galli)) مورد استفاده قرار گرفت.
ما این اتاقک‌ها را از سال 1996 برای انجام آزمایشات افزایش سطح CO2 برای برنج استفاده
می کردیم و این اتاقک ها درکنترل غلظت CO2 اتمسفری و دما بخوبی عمل کرده اند. طی تابستان 2007 ما تنها از دو اتاقک برای مطالعه اینکه چگونه سطوح CO2 بالا و فسفر ، رشد A. filiculoides را متاثر می کند استفاده کردیم. طی تابستان 2008 تمامی چهار اتاقک برای مطالعه اثرات میانکنش CO2 افزایش یافته و دمای بالا روی رشد آزولا استفاده شدند. جزئیات سیستم کنترل شده اتاقک ها توسط Sakai وهمکارانش شرح داده شده است. عصاره آزولا توسط دکتر Y. Kishida از دانشگاه اوکایاما فراهم شد.

بخشی از مقاله انگلیسی:

Introduction

Azolla is a floating aquatic fern that grows in tropical and temperate freshwater ecosystems. As Azolla has symbiotic N-fixing cyanobacteria (Anabaena azollae) within its leaf cavities, it has been cultivated for many centuries in rice paddies in southern China and northern Vietnam as ‘‘green manure’’ to improve rice N availability (Watanabe & Liu, 1992; Wagner, 1997). Even though chemical N fertilizers have been substituted for Azolla as an N source, Azolla is still cultivated by organic farmers, especially in rice- fish-Azolla or rice-duck-Azolla multiple eco-production systems in China and Japan (Watanabe, 2006). In addition to providing N, Azolla is known to modify the physical, chemical, and biological properties of soil and the soil–water interface in rice fields and for mobilizing fixed phosphates, retarding the NH3 volatilization that accompanies the application of chemical N fertilizer, and suppressing aquatic weeds in flooded rice fields (Mandal et al., 1999; Biswas et al., 2005). Depending on population growth and energy use scenarios, atmospheric CO2 concentration (CO2) is expected to rise from its current level of 380 ppm to between 485 and 1000 ppm by 2100 (Intergovernmental Panel on Climate Change (IPCC), 2007). Increases of CO2 and other greenhouse gases (methane and nitrous oxide) are predicted to cause an average global warming of 1.1–6.4C by 2100 (IPCC, 2007). The stimulative effect of atmospheric CO2 enrichment on plant growth and development has been predicted to increase vegetative productivity, with large variations between species (Kimball et al., 2002; Ainsworth & Long, 2005). The variations in growth and photosynthetic enhancements under elevated [CO2] may be associated with the differential responses of species to other limiting factors, such as temperature, nutrients, light, and water stress (Kimball et al., 2002). As nitrogen (N) already limits productivity in most ecosystems and because tissue N content is a major determinant of photosynthesis, the CO2 fertilization effect often decreases with increasing exposure to elevated [CO2] as a result of downregulation of photosynthetic capacity under elevated [CO2] (Luo et al., 2004; Reich et al., 2006). In contrast, N-fixing plant species often show a larger growth response to elevated [CO2] than nonfixing species if other nutrients are not deficient (Lee et al., 2003). After N, phosphorus (P) is the other most frequently limiting nutrient for terrestrial and aquatic plant growth (Kobayashi et al., 2008), especially for N-fixing plants (Singh & Singh, 1988; Vitousek et al., 2002; Cˇ erna´ et al., 2009). Our objective was to understand how the floating aquatic fern Azolla responds to elevated [CO2] in combination with P addition and higher temperatures; and how these changes in climate parameters and P levels affected the N-fixation activity of Azolla filiculoides. Since A. azollae symbiotically fixes atmospheric N and supplies fixed N to Azolla, we hypothesize that Azolla growth would be increased by elevated [CO2], and the stimulatory effect of elevated [CO2] would be enhanced by P addition and increased temperature. We tested this hypothesis by examining growth of the biomass, C assimilation, and N accumulation by two experiments using controlled-environment chambers in the summers of 2007 and 2008.

Materials and methods

Experimental design and controlled-environment chambers

We conducted two separate pot experiments during the summer seasons in 2007 and 2008 at the National Institute for Agro-Environmental Sciences, Tsukuba, Japan (36010 N, 140070 E). We used four controlledenvironment chambers (Climatron; Shimadzu, Kyoto, Japan) to maintain the two [CO2] and two temperature treatments. Each chamber was 4 m 9 2 m 9 2 m (L 9 W 9 H) and could hold 72 pots. The pots were used to grow rice (Oryza sativa L.), Azolla filiculoides, and some aquatic weeds, included Monochoria vaginalis and Barnyardgrass (Echinochloa crus-galli) during 2007 and 2008 summer season. We have used these chambers since 1996 to carry out elevated [CO2] experiments with rice, and the chambers have performed well in controlling atmospheric CO2 concentration and temperature (Cheng et al., 2001, 2006; Sakai et al., 2001, 2006). During the 2007 season, we used only two chambers to study how elevated [CO2] and P nutrient levels affected the growth of A. filiculoides. During the 2008 season, all four chambers were used to study interaction effects of elevated [CO2] and high temperature on growth of A. filiculoides. Details of the controlled-environment chamber systems have been described by Sakai et al. (2001). Azolla filiculoides inocula (IRRI code FI 1001) were provided by Dr. Y. Kishida of Okayama University, Japan.