معلومة

2.2: تاريخ الحفظ في أفريقيا جنوب الصحراء - علم الأحياء

2.2: تاريخ الحفظ في أفريقيا جنوب الصحراء - علم الأحياء


We are searching data for your request:

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

2.2: تاريخ الحفظ في أفريقيا جنوب الصحراء الكبرى

1 المقدمة

أدى موت الأسد سيسيل البارز إلى تنشيط المناقشات حول دور الصيد والصيادين في الحفظ. أدى الجمع بين هذا الحدث ، وهو مطاردة مثيرة للجدل لحيوان وحيد القرن الأسود في ناميبيا ، واحتجاجات عامة وإعلامية حديثة ، إلى ظهور دعوات متجددة لزيادة التنظيم ، وبدعم من حملات المنظمات غير الحكومية (Di Minin). وآخرون 2016 أ). دفعت هذه الدعوات صانعي السياسات من الولايات المتحدة والدول الغربية الأخرى إلى فرض قيود أكثر صرامة أو حتى حظرًا تامًا على أشكال معينة من الصيد الترفيهي (Goode 2015 ، Grijalva 2016) ، ورفعت مكانة الصيد في الأدبيات الأكاديمية الحديثة. أعرب علماء الحفظ عن مخاوفهم من أن الصيد يشكل تهديدًا لمجموعات الحياة البرية الأفريقية ، ولا سيما الحيوانات الضخمة ، خاصة في المناطق الاستوائية (بينيت وآخرون 2002 ، ريبل وآخرون 2016 أ ، 2016 ب ، بينيتيز لوبيز وآخرون 2017).

ومع ذلك ، ليس كل الصيد معاديًا للحفظ. قد يدعم الصيد ، الذي تتم إدارته بشكل مناسب على مستويات الحصاد المستدام ، الجهود المبذولة للحفاظ على التنوع البيولوجي ، مما يؤدي إلى فوائد بيئية واجتماعية اقتصادية إيجابية كبيرة محتملة ، مباشرة وغير مباشرة (Brown and Williams 2003 ، Leader-Williams 2009). ومن الأمثلة على هذه الفوائد ، البروتين والعائدات من المنتجات الحيوانية ورسوم الصيد ، التي تدعم سبل عيش المجتمعات الريفية ، وتوفر الدخل الأساسي لملاك الأراضي ووكالات الحفظ ، وتدعم الحفاظ على موائل الحياة البرية في المناطق التي يمكن تحويلها إلى استخدام زراعي. في مناطق الأراضي البرية الأفريقية الواسعة التي لا تتناسب مع الاستخدامات البديلة مثل السياحة البيئية ، يمكن للصيد أن يوفر دعمًا اقتصاديًا مهمًا للحفاظ على إدارة الحفظ (ليندسي). وآخرون 2006).

ومع ذلك ، فقد سلطت حادثة سيسيل الضوء على أن تنظيم الصيد مسألة معقدة. الدعوات العامة لتقييد الصيد الترفيهي مدفوعة جزئيًا بالاستجابات العاطفية والمخاوف الأخلاقية المتعلقة برفاهية الحيوانات غير البشرية ، والتي يمكن اعتبار الحجج الاقتصادية والعواقبية التقليدية ضدها أقل إقناعًا (نيلسون) وآخرون 2016 ، ماكدونالد وآخرون 2016 أ). أصبحت المناقشات الأخيرة حول مقبولية صيد الجوائز كأداة للحفظ شديدة الاستقطاب (Muposhi وآخرون 2016). تعارض المجموعات البيئية الدولية المؤثرة بشكل متزايد جميع أشكال الصيد وتتحدى بنشاط الحجج التي تدعمه 1.

بالنظر إلى وجهات النظر العالمية المتضاربة هذه والسياقات الاجتماعية والبيئية المتغيرة في إفريقيا ، ما هي الآثار المترتبة على تنظيم الصيد في المستقبل وتأثيرات الحفظ المرتبطة به؟ مرتبط بهذا السؤال ، ماكدونالد وآخرون (2016 ب) يسأل عما إذا كان من الممكن استبدال النماذج الحالية لتمويل الحفظ التي تعتمد على عائدات صيد كأس الأسد بشكل فعال بنظام حوكمة عالمي للحفظ لا يفعل ذلك. يتساءل آخرون عما إذا كان حظر الصيد سيحمي الحياة البرية والأراضي البرية أو يقلل من قيمتها ويؤدي إلى زوالها. يقترح هذا المقال أن الإجابات على مثل هذه الأسئلة يتم توضيحها من خلال تحليل طبيعة المؤسسات المتطورة والمتفاعلة ، المستنيرة من خلال نظرية المؤسسات والحوكمة المعاصرة.

بناءً على هذه الفكرة ، والمضمنة في إطار أنظمة اجتماعية - إيكولوجية معقدة قابلة للتكيف ، تستكشف هذه المساهمة التفاعل بين المؤسسات التنظيمية لحوكمة الحفظ الأفريقية وما يترتب على ذلك من حوافز للصيادين للامتثال لها. يفترض أن فعالية اللوائح تعتمد على السياق الاجتماعي الإيكولوجي الذي تنشأ فيه 2. لاستكشاف هذا الاقتراح واكتساب رؤى أعمق حول فعالية التدابير التنظيمية المختلفة ، أعتمد على دراستي حالة ، وهما صيد وحيد القرن وصيد الأسود ، في سياق إفريقيا. يقدم تحليلي وجهات نظر مؤسسية من خلال استخدام المبادئ المحددة في المجال الناشئ للاقتصاد المؤسسي التطوري (Potts 2007 ، Beinhocker 2007).


1 المقدمة

في إفريقيا الاستوائية ، يعد استهلاك اللحوم البرية ، أو لحوم الطرائد ، من قبل المجتمعات الريفية التي تعيش جنبًا إلى جنب مع المناطق المحمية ، قضية رئيسية للحفاظ على الأنواع المحمية والمهددة بالانقراض (Tranquilli et al. ، 2014). يمكن أن يؤدي طلب المستهلكين على لحوم الطرائد إلى انقراض الأنواع (Milner-Gulland & Bennett، 2003 Ripple et al.، 2016) ، ويرجع ذلك إلى حد كبير إلى أن الأنواع ذات كتلة الجسم الأعلى هي الأكثر صيدًا بشكل عام ، ولكنها تميل أيضًا إلى انخفاض معدلات التكاثر (Tuomi، 1980) وبالتالي فهي معرضة بشكل خاص لخطر الانقراض بسبب الطلب على لحومها (Ripple et al.، 2016 Wilkie et al.، 2016). مع تزايد عدد السكان في العالم ، ولا سيما في أفريقيا جنوب الصحراء الكبرى (الأمم المتحدة ، 2019) ، سيستمر الطلب على اللحوم البرية في الزيادة على حساب الأنواع البرية إذا لم تنحسر أرقام الاستهلاك الحالية (Wilkie et al.، 2016) ).

تشير الأدلة إلى أن صيد الحيوانات البرية يمكن أن يكون مستدامًا (أ) في المناطق التي تكون فيها الكثافة السكانية البشرية 1 شخصًا لكل كيلومتر مربع ، (ب) عندما تكون أنواع الحياة البرية التي يتم اصطيادها ذات معدلات تكاثر عالية ، و (ج) عندما يكون الصيد حصريًا تقريبًا للاستهلاك من قبل عائلة الصياد وأقاربه وليس السوق (Robinson & Bennett، 2004 Wilkie et al.، 2016). على سبيل المثال ، من المحتمل أن يكون البحث عن الاستهلاك المنزلي في بعض أجزاء حوض الكونغو حيث يستهدف الصيادون أنواعًا سريعة التكاثر مثل القوارض مستدامًا (Wilkie & Carpenter ، 1999). ومع ذلك ، فقد ثبت أن الصيد لتزويد الأسواق الحضرية الكبيرة كما هو الحال في غرب إفريقيا يستنفد بشدة مجموعات الحياة البرية (على سبيل المثال ، Brashares et al. ، 2004 Covey & Scott ، 2014 Cronin et al. ، 2015).

بالإضافة إلى كونها قضية تتعلق بالحفظ ، فقد كان استهلاك الحياة البرية والصيد والتجارة أيضًا سببًا لتفشي الأمراض الحيوانية المنشأ التي لا تؤثر فقط على صحة الإنسان للسكان المحليين (Karesh & Noble ، 2009) ، ولكن يمكن أن تؤثر أيضًا على الناس عبر مناطق شاسعة ، كما حدث مع فيروس إيبولا (ماري سايز وآخرون ، 2015) ، وفيروس كوفيد -19 (كونتيني وآخرون ، 2020) ، وغيرها من فاشيات المتلازمة التنفسية الحادة الوخيمة (هو وآخرون ، 2017).

تقع حديقة ماكيرا الطبيعية في شمال شرق مدغشقر ، وهي واحدة من أكبر المحميات الأرضية في البلاد ، وهي موطن الحفرة و 17 نوعًا من الليمور ، 14 منها مهددة بالانقراض. كشفت الدراسات السابقة أنه في بعض القرى الواقعة على طول حدود المنتزه ، استهلك ما يصل إلى 52٪ من الأسر لحوم الليمور ، وإن كان ذلك نادرًا (جولدن ، 2009). نظرًا لأن الكثافة السكانية البشرية في المنطقة العازلة لمنتزه ماكيرا الطبيعي تبلغ 37 فردًا لكل كيلومتر مربع ولأن أنواع الليمور والحفريات معدلات تكاثر منخفضة ، فإن صيد هذه الأنواع يعتبر غير مستدام (Golden ، 2009).

أجريت هذه الدراسة لقياس مدى انتشار استهلاك لحوم الليمور والحفريات في المجتمعات الريفية التي تعيش داخل وحول منتزه ماكيرا الطبيعي باستخدام UCT. قارنا التقديرات التي تم الحصول عليها من UCT مع تلك من طرق الاستجواب المباشر. كجزء من برنامج الحفظ والتطوير المتكامل المستمر ، سيتم استخدام معدل الانتشار التقديري لاستهلاك لحوم الليمور والحفريات لتصميم حملة لتغيير السلوك على النطاق المناسب ، وسوف تمكننا التدابير المتكررة بمرور الوقت من تقييم التأثير المتوقع للبرنامج على الحد استهلاك هذه الأنواع.


2 وضع أنواع معينة من الأسماك في بحيرة فيكتوريا

استنادًا إلى تجربة Arksey و O'Malley (2005) ، تم إجراء بحث في الأدبيات لقواعد بيانات مختلفة بما في ذلك ، على سبيل المثال لا الحصر ، دليل المجلات ذات الوصول المفتوح و Google Scholar و Web of Science والعديد من قواعد البيانات الأخرى. كما هو معروض أدناه ، تمت مراجعة المواد المتعلقة بأنواع الأسماك محل الاهتمام ، وتم تجميع المواد التي تحتوي على معلومات وحقائق مماثلة معًا. بناءً على تحليل المقالات ذات الآراء والحقائق المختلفة ، تم التوصل إلى استنتاجات منطقية وتم وضع توصيات لتعزيز حالة أنواع معينة من الأسماك في بحيرة فيكتوريا.

2.1 الكاربونيات

كانت بحيرة فيكتوريا تدعم في السابق مجموعة من أنواع Cyprinid ، بعضها مهدد بالانقراض أو اختفى تمامًا ، بناءً على المصيد في السنوات الأخيرة. الانخفاض الشديد في لابيو فيكتوريانوس (المعروفة محليًا باسم "Ningu") ، وهي منطقة Labeo الوحيدة في بحيرة فيكتوريا ومستجمعات المياه فيها ، كانت بارزة بشكل خاص. انخفاض عام في الصيد فيكتوريانوس، أحد أنواع الأسماك متعددة الكروموسومات ، لوحظ حوالي عام 1979 (الجدول 2) ، بالتزامن مع استبدال السدود والحواجز بشباك الشواطئ وشبكات صغيرة الحجم عند مصبات النهر. يُفترض أن هذا أدى إلى مزيد من الانخفاض في أعداد هذه الأسماك في السنوات اللاحقة (Kibaara ، 1981). مساهمة فيكتوريانوس بلغ حجم المصيد من الأسماك في الستينيات 595 طنًا في عام 1968 و 467 طنًا في عام 1969 على التوالي (كيبارا ، 1981). انخفض المصيد في أواخر الثمانينيات من 204 سمكة / هكتار إلى & لتر 1 / هكتار في التسعينيات والسنوات اللاحقة (Balirwa et al.، 2003). على الرغم من حجم الانخفاض هذا ، تم الإبلاغ عن المصيد في بعض الأنهار (الملاحظة الشخصية لـ Nyando Mara Yala) ، على الرغم من انخفاض الأعداد بشكل كبير ، وكذلك كان طول الأسماك عند النضج. يمكن أن يكون هذا الموقف تكتيكًا للبقاء ردًا على ضغوط الصيد الجائر ، وهو وضع موثق للبلطي النيلي في بحيرة فيكتوريا (Njiru، Okeyo-Owuor، Muchiri، Cowx، 2004).

الانخفاض في عدد لابيو في المياه الكينية لبحيرة فيكتوريا يمكن أن يعزى إلى ممارسات الصيد مثل استخدام مصائد الأسماك عند مصبات الأنهار أثناء هجرتها ، مما يؤدي إلى صيد الأسماك الناضجة قبل التزاوج. هذا يعيق فرص مساهمة أسماك الحمل في الجيل التالي ، مما يؤدي إلى انخفاض عدد الأسماك (Rutaisire & Booth ، 2004). لابيو فيكتوريانوس مدرج في القائمة الحمراء للأنواع المهددة بالانقراض (Maithya، Charo، Wangila، Ouma، Orinda، 2003) ، مما يشير إلى الحاجة الملحة لمزيد من البحث في علم الأحياء والبيئة والتكاثر المحتمل لهذه الأسماك في الأسر والثقافة. لن تقلل مثل هذه الأنشطة من الضغوط على مصايد الأسماك البرية فحسب ، بل ستساعد أيضًا على زيادة أعدادها في البرية من خلال إعادة إدخال الإصبعيات التي يتم تربيتها في المفرخات إلى البحيرة والأنهار التي تتدفق فيها. محاولات التكاثر لابيو في الأسر في كينيا (Maithya et al. ، 2003) وأوغندا (Rutaisire & Booth ، 2004) بنجاح كبير ، مما زاد من إمكانية إنقاذ هذه الأنواع المهددة بالانقراض.

باربوس ألتينياليس هي جزيرة قبرصية أخرى انخفضت أعدادها بشكل كبير في المصيد حول البحيرة. الأنواع مدرجة أيضًا في القائمة الحمراء للأنواع المهددة بالانقراض IUCN. على الرغم من أنها لا تزال عالقة في بعض الأنهار (المراقبة الشخصية لميجوري مارا) ، إلا أنها نادرًا ما تُرى في الأنهار الأخرى وفي أماكن الإنزال التجارية (الاتصالات الشخصية من قبل الصيادين). وقد انخفضت مساهمة هذه الأسماك في إنزال الأسماك حول البحيرة من 8173 طنًا في الثمانينيات إلى 152 طنًا في أواخر التسعينيات وأوائل عام 2000 (Balirwa et al.، 2003). يمكن أن يكون هناك المزيد من الانخفاض في الأعداد ، حيث نادرا ما لوحظت الأسماك في المصيد الحالي. أفادت الدراسات الحديثة في الحوض عن وجود هذا النوع في الروافد الوسطى والدنيا من الأنهار الكينية التي تتدفق إلى البحيرة (Mwangi ، Ombogo ، Amadi ، Baker ، & Mugalu ، 2012).

2.2 بلطي Haplochromine

إن تصاعد سمك الفرخ النيلي الذي تم إدخاله ، بالإضافة إلى انخفاض جودة المياه الذي يُعزى بشكل خاص إلى التخثث ، قد أثر سلبًا على عدد الأنواع أحادية اللون في بحيرة فيكتوريا (Darwall et al. ، 2005). انخفض عدد معظم أنواع Haplochromine بشكل ملحوظ باستثناء عدد قليل من الأنواع مثل Haplochromis pyrrhocephalus، التي خضعت لبعض التغييرات المورفولوجية للتغلب على الضغوط من سمك الفرخ النيلي (Witte et al. ، 2008). لاحظ كاتونزي وزوتينديجك وغولدشميت ووانينك وويت (2003) أن H. pyrrhocephalus تغيير سلوك التغذية من الأسماك في الغالب لتشمل الجمبري والرخويات كتكتيك لتقليل تداخل الكوة مع سمك الفرخ النيلي. على الرغم من أن معظم البلكرات أحادية اللون في بحيرة فيكتوريا معروفة بإظهار تطور سريع ، مع تقدير أن أكثر من 500 نوع مستوطن قد تطورت على مدى 100،000 إلى 400000 سنة الماضية ، دفع التخثث معظمهم إلى الانقراض تقريبًا (Awiti ، 2011). تشير التقديرات إلى أنه من بين أكثر من 500 نوع هابلوكرومين داخل البحيرة قبل إدخال سمك الفرخ النيلي ، انقرض الآن ما يقرب من 200 نوع (Goudswaard، Witte، Katunzi، 2008). لاحظ Simo و Freire و Simberloff (2009) أن التنافس على الموارد يمكن أن يكون الآلية الأكثر احتمالية لتأثيرات الأنواع المدخلة ، بخلاف الافتراس. لوحظ أن أسماك الفرخ النيلي تتغذى بشكل رئيسي على السشليد الفردوسي ، وأفيد أن هذا أدى إلى انخفاض سريع في عدد الأحماض الصبغية في البحيرة (كيتشل ، شيندلر ، أوجوتو أوهوايو ، ورينثال ، 1997). في السبعينيات من القرن الماضي ، على سبيل المثال ، كانت مساهمة الكروموسومات الفردية في صيد الأسماك في بحيرة فيكتوريا تبلغ 22464 طنًا (28.8٪) و 32552 طنًا (40.6٪) في 1975 و 1976 ، على التوالي (Witte & Oijen ، 1990). انخفضت هذه المساهمة بشكل حاد إلى 128 طنًا في الثمانينيات ، ثم إلى أربعة أطنان في التسعينيات و 3 أطنان في عام 2000 (Balirwa et al. ، 2003 Goudswaard & Witte ، 1997).

معظم haplochromines متخصصون في التغذية مع اختيار صارم للنظام الغذائي ، ينضجون في حجم صغير وقدرة إنتاجية منخفضة بسبب أحجام القابض الصغيرة. لديهم أيضًا رعاية أبوية ممتدة ، مما يجعلهم عرضة لمعظم التغيرات البيئية والإيكولوجية ، وخاصة الافتراس (Goudswaard et al. ، 2008). من المعروف أن Haplochromines يقضي المزيد من الوقت والطاقة لحماية صغارهم ، مما يؤدي في بعض الأحيان إلى القبض عليهم من قبل الحيوانات المفترسة. تم تحديد معدل وتسلسل انحسار هابلوكرومين داخل البحيرة من خلال وفرتها النسبية وحجمها البالغ ، بالإضافة إلى تداخل موطنها مع سمك الفرخ النيلي (Witte et al. ، 1992). نظرًا لأن جثم النيل منافس أفضل ومفترس للكروم الفرداني ، فإن تداخل الموائل غير مواتٍ لفرخ الصبغة الفردية لأنه يزيد من تفاعلها مع بعضها البعض (Outa ، Mungai ، و Keyombe ، 2019). اختلف معدل الاختفاء بين نقابات التغذية المختلفة. كانت آكلات الأسماك الكبيرة نسبيًا وآكلات الحشرات والرخويات أول من اختفى من المصيد. انخفضت أعداد الحيوانات المدمرة الصغيرة والحيوانات العائمة الصغيرة بمعدلات منخفضة (Seehausen et al.، 1997 Witte et al.، 2007). يمكن أن يعزى هذا إلى حد كبير إلى الحجم ، مع ملاحظة أن الأسماك الكبيرة يسهل اكتشافها ومتابعتها بواسطة الفرخ النيلي المفترس. ويشتبه أيضًا في أن البلطي النيلي الغريب له آثار سلبية على التنوع البيولوجي لأسماك الهبلوكرومين من خلال التهجين والاكتظاظ والتنافس على الغذاء وإدخال الطفيليات والأمراض من بيئاتهم الأصلية (Awiti، 2011). تم افتراض أن بعض بحيرات الأقمار الصناعية (على سبيل المثال ، بحيرة Kanyaboli Yala Swamp) هي ملاذ لأنواع هابلوكرومين.

2.3 سمك السلور الأفريقي

تناقصت أسماك القراميط في بحيرة فيكتوريا ، مع تناقص أعداد هذه الأسماك المحلية بشكل كبير منذ بداية الثمانينيات (Dadzie & Ochieng-Okach ، 1989 Goudswaard & Witte ، 1997). يقدر إجمالي مخزون سمك السلور في بحيرة فيكتوريا بحوالي 90 طنًا ، مع المخزون الدائم باغروس دوكماك يقدر بنحو 2788 و 22131 و 14766 طنًا في السبعينيات في الأجزاء الكينية والتنزانية والأوغندية من بحيرة فيكتوريا ، على التوالي. تذبذب المصيد السنوي بين 500 و 17000 طن ، لكنه انخفض إلى 200 لتر في عام 1988. تم إنزال حوالي 1000 - 1800 طن سنويًا في المياه الكينية لبحيرة فيكتوريا حتى عام 1983 ، تلاها انخفاض (Goudswaard & Witte ، 1997 Kudhongania & Cordone ، 1974) ، التي تُعزى إلى إدخال سمك الفرخ النيلي والتغيرات البيئية التي حدثت داخل البحيرة على مر السنين ، بما في ذلك إزالة الأكسجين من المياه العميقة وانخفاض في السشيدات أحادية اللون التي تشكل مصدرًا غذائيًا مهمًا لهذه الأسماك. كمثال ، الثمانينيات B. docmak كان من المعروف أنه يتغذى في الغالب على الصبغيات الفردية. ومع ذلك ، تغير النظام الغذائي إلى راترينوبولا أرجنتيا و oligochaetes في السنوات الأخيرة ، ويرجع ذلك على الأرجح إلى انخفاض عدد الأحماض الصبغية الفردية في البحيرة. قبل إنشاء الفرخ النيلي المفترس ، الثمانينيات B. docmak, كلارياس غاريبينوس و شيلبي إنترميديوس كانت أعلى الحيوانات المفترسة داخل البحيرة (Goudswaard & Witte ، 1997).

ال Xenoclarias eupogon قدرت الكتلة الحيوية بـ 447 طنًا في بحيرة فيكتوريا في أوائل السبعينيات. انخفضت معدلات الصيد على مر السنين من 18 و 0.6 و 0.3 (عدد الأسماك التي تم صيدها) لكل هكتار في 1984 و 1985 و 1986 على التوالي (Goudswaard & Witte ، 1997) ، ويعتقد حاليًا أن الأسماك قد انقرضت. سينودونتيس فيكتوريا و سينودونتيس أفروفيشيري لا تزال موجودة بأعداد صغيرة في المناطق الضحلة من البحيرة (Bwanika، Chapman، Kizito، & Balirwa، 2006) ، حيث تعتبر في الغالب مصيدًا عرضيًا في مصايد الأسماك R. الأرجنتين، هذا الأخير هو سيبرينيد مهيمن داخل البحيرة. شيلبي إنترميديوس و C. gariepinus هي الأقل تأثراً من بين أسماك السلور في البحيرة ، وربما يعزى ذلك إلى وجود موائل أصغر تتداخل مع سمك الفرخ النيلي مقارنة بأنواع سمك السلور الأخرى. شيلبي إنترميديوس هو جزء من سطح البحر ، بينما C. gariepinus يعيشون في المسطحات المائية المحيطة بالبحيرة ، وبالتالي ، يمكنهم العودة إلى البحيرة من خلال تدفقات الأنهار ، وبالتالي زيادة أعدادهم داخل البحيرة (Goudswaard & Witte ، 1997). شيلبي إنترميديوس قُدِّر أنها تضم ​​646 طناً في الفترة 1969-1970 (الجدول 1) ، مع استمرار العدد في الانخفاض على مر السنين. يتم تضمين المصيد من هذه الأسماك أحيانًا في بيانات المصيد ، حيث تم اعتبارها ذات قيمة تجارية منخفضة ، مما يجعل تقديرها صعبًا إلى حد ما. التهديد الآخر الذي يواجه معظم أنواع القرموط الأفريقي على وجه الخصوص انترميديوس S. و S. victoriea، هو الصيد بالشباك الخيشومية في مصبات الأنهار ، خاصة خلال مواسم الأمطار. تؤدي هذه الممارسة إلى القضاء على ذكور وإناث الأسماك الحمضية المهاجرة إلى أعلى المنبع لتفرخ. يجادل Goudswaard & Witte ، (1997) ، مع ذلك ، أنه لا يوجد ما يشير إلى أن الصيد الجائر قد أدى إلى انخفاض في أسماك القرموط في بحيرة فيكتوريا ، خاصة في المياه العميقة.

2.4 السمك الرئوي الأفريقي (Protopterus aethiopicus)

سمك الرئة الأفريقي (Protopterus aethiopicus "Kamongo" في Luo) هو نوع خاص من الأسماك ، خاصة بين المجتمعات التي تعيش حول البحيرة. بمظهره الشبيه بالثعبان وطعمه القوي ، إلى جانب انخفاض نسبة العظام إلى اللحم ، فإنه يحتل فئة معينة للصيادين والمستهلكين. يمكن أن يكون الانخفاض في عدد أسماك الرئة الأفريقية نتيجة لتحويل معظم الأراضي الرطبة ، والتي كانت بمثابة ملجأ لهم إلى الحقول الزراعية. كما يمكن أن يكون حصاد ذكور الأسماك الرئوية التي تحرس الأعشاش قد ساهم في انخفاض تجنيد الصغار ، مما أدى إلى انخفاض أعدادهم في بحيرة فيكتوريا (Goudswaard، Witte، Katunzi، 2002). الأسباب المحتملة الأخرى لانخفاضها يمكن أن تكون تأثيرات سمك الفرخ النيلي ، وانخفاض وفرة الغذاء وتدهور الموائل. أبلغ Goudswaard و Witte و Katunzi (2002) عن انخفاض في مصيد أسماك الرئة من 67.5 إلى 5.5 كجم / هكتار بين عامي 1973 و 1986 ، بينما انخفض المصيد من 0.3 إلى 0.07 طن (الجدول 1) بين عامي 1986 و 1990. أجريت على استزراع ونشر أسماك الرئة في الأسر ، مما يشير إلى الحاجة إلى حماية وإدارة مجموعاتها المتضائلة داخل بحيرة فيكتوريا.

1973 1984 1985 1986 1987 1988 1989 1990 2000
باغروس دوكماك 23 37 12 2 1 0 0
سينودونتيس أفروفيشيري 10 33 6 6 5 1 1
فيكتوريانوس 67 163 80 0 0 0 0
شيلبي إنترميديوس 46 89 72 54 26 12 62
الرئة 67.5 5.5 0.07
Oreochromis variablis 26 15 2 2 0 0 0
Oreochromis esculentus
هابلوكرومين من 1955 إلى 128 3 4
لابيو فيكتوريانوس من 204 إلى 20 0 0

2.5 البلطي

بعض أسماك البلطي الأصلية إلى بحيرة فيكتوريا وأنهارها الغنية (على سبيل المثال ، Oreochromis variabilis) تعرضت أيضًا لتهديد خطير (مايثيا وآخرون ، 2003). هذا النوع مع السكان الأصليين Oreochromis esculentus، كانت مصايد أسماك مربحة داخل البحيرة في أوائل الستينيات ، ولكنها انخفضت بشكل ملحوظ على مدى العقود بسبب التغيرات المختلفة داخل البحيرة ، مثل الافتراس من جثم النيل ، بالإضافة إلى التغيرات البيئية والإيكولوجية الأخرى على مر السنين (Goudswaard ، ويت ، وكاتونزي ، 2002). انخفض عدد أسماك البلطي في السبعينيات وازداد في أواخر التسعينيات وحوالي عام 2000 (الجدول 1 و 2). يمكن أن يعزى ذلك إلى إدخال البلطي النيلي ، مما أدى أيضًا إلى انخفاضه O. variabilis و O. esculentus وزيادة أعداد أسماك البلطي التي يتم إنزالها بشكل عام. مساهمة O. variabilis انخفض من 26 سمكة / هكتار في أوائل السبعينيات إلى أقل & لتر 1 سمكة / هكتار في أواخر الثمانينيات والسنوات اللاحقة. على الرغم من قلة البيانات حول هذين النوعين ، فقد أظهرت عمليات إنزال الأسماك حول البحيرة انخفاضًا في أعدادها.

الأصناف 1966–1967 1976–1977 1986–1987 2000
البلطي 17,747 2,480 5,772 30,530
باغروس 6,646 4,645 8,173 152
بروتوبتروس 2,627 2,035 309 469
باربوس 813 330 85 0
Synodontis spp 122 305 28 127
هابلوكرومين 1,955 1,280 3 4
لابيو 204 20 0 0

وفقًا لـ Sitoki و Kurmayer و Rott (2012) ، أدى التخثث إلى زيادة الكتلة الحيوية للطحالب الخضراء المزرقة التي حلت محل الدياتومات ، وهي النظام الغذائي المفضل لـ O. variabilis (مايثيا ، نجيرو ، أوكيو-أوور ، وجيشوكي ، 2012). البلطي النيلي (Oreochromis niloticus) إلى البحيرة في الخمسينيات من القرن الماضي لتحسين مصايد البلطي المتدهور ، وكما هو الحال مع سمك الفرخ النيلي ، فقد تم أخذ التأثيرات البيئية لهذا الإدخال في الاعتبار (Njiru et al.، 2004). كونك منافسًا متميزًا ، O. niloticus استبدلت تدريجيا O. variabilis و O. esculentus (Aloo، 2003 Awiti، 2011 Njiru، Waithaka، Muchiri، Knaap، & Cowx، 2005). مقدمة من O. niloticus و البلطي الزيلي أدى إلى استبدال الأنواع المتوطنة (O. esculentus و O. variabilis) مع التهجين المحتمل كما توقعه Lowe-Mc Connell (2009). وقد لوحظ أن مساهمة هذين النوعين من الأسماك بدأت في الانخفاض تدريجيًا إلى نقطة الاختفاء في المصيد داخل البحيرة منذ إنشاء النوعين اللذين تم إدخالهما (Lowe-Mc Connell ، 2009). ووردت أسباب أخرى لانخفاض أعداد O. esculentus في البحيرة (بصرف النظر عن المنافسة من البلطي النيلي) يتم استبدالها اولاكوسيرا بواسطة الطحالب الخضراء المزرقة الأقل تغذية (سيتوكي وآخرون ، 2012). يُعزى الاستبدال إلى التخثث ، حيث يمكن أن تتحمل الطحالب الخضراء المزرقة ظروفًا غذائية عالية ، على عكس الأولى ، والتي تكون حساسة لإثراء المغذيات.


3 نتائج

3.1 الجزء أ: هياكل المعتقدات المعيارية في كينيا وزيمبابوي

لفهم الاختلاف الإقليمي في المعتقدات المعيارية ، قمنا بمقارنة هياكل المعتقدات في كينيا وزيمبابوي. سجل الاستبيان الذي أجريناه ردود المشاركين على البيانات المعيارية مثل "يشعر مجتمعي أنه يجب أن أحضر ماشيتي إلى بوما كل ليلة". كشف تحليل العوامل للبيانات الكينية أن الأسئلة المعيارية تم تعيينها في أربعة عوامل (انظر الجدول 2). ثم تم إجراء تحليل عامل على بيانات زيمبابوي ، مع اقتصار التحليل على إنتاج أربعة عوامل. أظهر اختبار معامل تاكر تشابهًا قدره 0.95 بين هيكلي العامل. هذا مشابه للغاية ، ويمكن اعتبار هياكل المعتقدات المعيارية لإدارة الثروة الحيوانية متطابقة تقريبًا. تم تنفيذ نفس النهج التحليلي باستخدام معتقدات التحكم ، وأسفر عن معامل تاكر 0.79 ، لذا فإن هياكل الاعتقاد الضابطة بين الموقعين ليس لها تشابه قابل للقياس. نستنتج أن هياكل المعتقدات المعيارية يتم الحفاظ عليها بشكل غير عادي ، وبالتالي فإن الأساليب التي تستخدم المعايير لتعزيز الإدارة الفعالة للثروة الحيوانية قد تكون قابلة للنقل بشكل كبير.

عامل وصف مثال
العامل 1 الرعي وتصورات إدارة المجتمع يتوقع الناس أنني سأرعى ماشيتي كل يوم.
العامل 2 تصورات إدارة الثروة الحيوانية محليا وإقليميا ووطنيا يعتقد كبار السن في المجتمع أنه من المهم جدًا بالنسبة لي إدارة الثروة الحيوانية بشكل جيد.
العامل 3 معايير استخدام بوما يشعر مجتمعي أنه يجب إحضار ماشيتي إلى بوما كل ليلة.
العامل 4 السلوك المتصور للأحباء الناس الذين أهتم بهم يرعون ماشيتهم كل يوم.
  • ملحوظة: رسم خرائط عوامل لأسئلة سلوك إدارة الثروة الحيوانية المعيارية ، باستخدام جميع البيانات الكينية. يمثل كل عامل بُعدًا متميزًا للموقف ، يتم تعيين مجموعة من الأسئلة المحددة عليه.

3.2 الجزء ب: مجموعات المعتقدات المعيارية في كينيا وزيمبابوي

المعتقدات المعيارية الفردية ليست متجانسة داخل مجتمع استخدمنا التحليل العنقودي لفهم ما إذا كان يمكن تصنيف المستجيبين لدينا إلى مجموعات من الأفراد ذوي التفكير المماثل. بتجميع جميع المعتقدات المعيارية من زيمبابوي وكينيا ، كشف تحليلنا العنقودي عن ستة مجموعات متميزة نسبيًا ، لكل منها معتقدات معيارية مختلفة (انظر الشكل 1). لفهم العوامل الأكثر اختلافًا عبر المجموعات ، أجرينا تحليلًا أحادي المتغير. جميع المصطلحات ، بما في ذلك المصطلحات الديموغرافية والاجتماعية والمعيارية (ن = 21) ظهرت ذات دلالة (ص & lt .05) ومع ذلك ، فإن قتل المفترس (المصطلحات الذاتية والوصفية) ، والبلد ، والجنس ، والقيادة ، والوصول إلى الغذاء كانت جميعها ذات أهمية كبيرة (ص & lt .001). نظرًا للتفضيل الإحصائي لعدد أقل من العوامل ، ينبغي النظر إلى مصطلح "البلد" على أنه بديل لجميع الاختلافات الاجتماعية والثقافية بين كينيا وزيمبابوي التي لا يُحسب مصيرها بخلاف ذلك. وفي المجموعات الفردية ، كان للمصطلحات أهمية متفاوتة في قدرتها على تميّز المجموعة ، وقارننا خصائص الكتلة وأجريناها ر- اختبارات لفهم كيف اختلفت هذه الخصائص البارزة حسب الكتلة.

3.2.1 المجموعة 1: القادة التقليديون الكينيون

كبار السن قليلاً ، ومعظمهم من الرجال الكينيين (92.1٪ ذكور ، مقابل 76.0٪ في البيانات الإجمالية ، ر اختبار: ص & lt .001 98.4٪ كينيون 12.1٪ من المستجيبين 69-81 ، مقابل 7.4٪ في البيانات العامة) ، غالبًا في مناصب قيادية (46.3٪ مقابل 31.4٪ في البيانات الإجمالية ، ر-اختبار: ص & lt .001). وافق هؤلاء الأفراد بشدة على جميع معايير قتل الحيوانات المفترسة (على سبيل المثال ، وافق 96.3٪ أو وافقوا بشدة على أن "مجتمعي يشعر أنه يجب أن أقتل أي حيوانات مفترسة تقتل الماشية" مقابل 51.3٪ بشكل عام ، ر-اختبار: ص & lt .001). كانت جميع قواعد قتل الحيوانات المفترسة أقوى إحصائيًا في هذه المجموعة من عامة السكان. قد تمثل هذه المجموعة الأفراد الذين يمارسون رعي الماساي التقليدي والسيطرة على الحيوانات المفترسة ، والذين قد يكونون في كثير من الأحيان في مواقع تقدير محلي.

3.2.2 المجموعة 2: المتعلمون المحدثون

كان لهذه المجموعة عدد زوجي تقريبًا من الزيمبابويين والكينيين (الزيمبابويون = 55.9٪). كانت هذه المجموعة متعلمة نسبيًا ، و 20.6٪ فقط من الأعضاء لم يلتحقوا بالمدرسة مطلقًا (مقارنة بـ 38.1٪ في عموم السكان. ر-اختبار: ص & lt .001) كانت هناك أيضًا نسبة أكبر من التعليم العالي ، حيث التحق 28.7٪ من المستجيبين بالمدرسة الثانوية (مقابل 21.0٪ بشكل عام) ر-اختبار: ص & lt .001) ، و 6.6٪ التحق بالجامعة (2.5٪ بشكل عام ر-اختبار: ص = .03). ومع ذلك ، على الرغم من ذلك ، فإنهم يشغلون مناصب قيادية قليلة نسبيًا (19.9٪ مقابل 31.4٪ بشكل عام) ر-اختبار: ص & lt .001). كانوا حذرين في حكمهم على معايير الإنتاج الحيواني ، واتفقوا على أقل من المتوسط ​​مع عبارات مثل "الكينيون / الزيمبابويون ينفذون إدارة جيدة للماشية" (ص & lt .001). كانوا أيضًا أقل قبولًا لمعايير مكافحة الحيوانات المفترسة من المتوسط ​​، على سبيل المثال ، وافق 11٪ فقط من المشاركين أو وافقوا بشدة على أن "الناس يتوقعون أنني سأقتل أي حيوانات مفترسة تقتل ماشيتي" ، مقارنة بـ 45.7٪ بشكل عام. كانت جميع معايير التحكم في الحيوانات المفترسة أقل دعمًا من قبل هذه المجموعة من إجمالي السكان (جميع ر-اختبار: ص & lt .001). نعتقد أن هذه المجموعة تمثل أفرادًا يتمتعون بقيم متعلمة وحديثة إلى حد ما ، والذين يضعون قيمة قليلة نسبيًا لإدارة الثروة الحيوانية التقليدية ، وقد يفهمون الفوائد التي يمكن أن تجلبها الحياة البرية - بما في ذلك الحيوانات المفترسة - للمجتمعات.

3.2.3 المجموعة 3: المدافعون المحرومون

كانت هذه المجموعة من كينيا وذكور (95.4٪ رجال ، مقابل 75.6٪ بشكل عام) ر-اختبار: ص & lt .001) ، بمستويات تعليم منخفضة (71.1٪ لم يلتحقوا بالمدرسة مطلقًا ، مقابل 35.6٪ عمومًا) ر-اختبار: ص & lt .001). كان لدى هذه المجموعة اعتقاد قوي جدًا بأن إدارة الثروة الحيوانية المحلية والإقليمية والوطنية ذات مستوى عالٍ: 93.4 و 89.5 و 90.1٪ اعتقدوا أن جميع أعضاء كل مجموعة "يديرون ماشيتهم جيدًا" ، مقارنة بنتائج السكان العامة البالغة 43.5 و 33.1 و 36.3٪ على التوالي (الكل ر-اختبار: ص & lt .001). في عنصر ربما مرتبط بعلم النفس ، أظهر هذا التجمع أيضًا دعمًا قويًا لقتل المفترس ، متفقًا بشدة مع الأمر الزجري (يجب: 87.5٪) ، الوصفي (افعل: 80.9٪) ، والشخصي (الأشخاص / المجموعات الرئيسية: 71.1٪) المعايير المتعلقة بقتل الحيوانات المفترسة التي تقتل الماشية ، مقارنة بـ 31.4 و 26.8 و 25.8٪ من العينة بشكل عام. على الرغم من تشابهها مع المجموعة 1 ، إلا أن هذه المجموعة لم تستفد من مزايا المجموعة الأولى ، مثل الأدوار القيادية. من خلال ممارساتهم المعيارية التقليدية القوية ، فإننا نصنف هذه المجموعة على أنها أعضاء المجتمع الذكور النموذجيين في الأدوار التقليدية ، الذين يدافعون عن أسلوب حياتهم ، وقد لا يتمكنون من الوصول إلى فرص أخرى.

3.2.4 المجموعة 4: سبل العيش البديلة

كان لهذه المجموعة انقسام شبه زوجي بين الزيمبابويين (56.2٪) والكينيين. على الرغم من وجود عدد قليل من الأعضاء في مناصب قيادية (17.1٪ مقابل 31.4٪ بشكل عام ر-اختبار: ص & lt .001) ، شهد أعضاء هذه المجموعة عددًا أقل بكثير من حالات نقص الغذاء مقارنة بالمشاركين بشكل عام (20 مقابل 51.7٪ ر-اختبار: ص & lt .001) ، ولكن معدلات ملكية الثروة الحيوانية أقل (12.4٪ ليس لديها ماشية على الإطلاق ، مقابل 3.8٪ بشكل عام ر-اختبار: ص & lt .001) قد يشير هذا إلى أنهم ينتجون محاصيلهم الخاصة ، أو لديهم مصادر بديلة آمنة للعمالة. كانوا على نطاق واسع ضد السيطرة على المفترس ، وردا على نفس الأسئلة المتعلقة بالأمر الزجري والذاتية والوصفية والمعايير المتعلقة بقتل المفترس ، وافق 26.7 و 6.7 و 1.0 ٪ فقط من الناس على التوالي بقوة مع البيانات المعيارية ، مقارنة بـ 31.4 ، 25.8 ، و 26.8٪ في جميع البيانات (جميع الاختلافات ر-اختبار: ص & lt 0.001). يتشابه هؤلاء الأفراد مع أولئك الموجودين في المجموعة 2 ، لكن لديهم عمومًا مستويات تعليمية أقل وأمن غذائي أعلى ومستويات منخفضة من ملكية الثروة الحيوانية.

3.2.5 المجموعة 5: المحرومون والساخطون

كان لهذه المجموعة نسبة أعلى من المتوقع من النساء (37.5 مقابل 24 ٪ بشكل عام ر-اختبار: ص & lt .001) ، أصغر بقليل من المتوسط ​​(متوسط ​​الفئة العمرية 3.6 ، بدلاً من 3.8 ر-اختبار: ص = .12) ، وتعاني من نقص غذائي مرتفع (69.1 مقابل 51.7٪ بشكل عام) ص & lt .001). كانت معتقداتهم المعيارية فيما يتعلق بممارسات ومعايير إدارة الثروة الحيوانية أقل صرامة من النتائج الإجمالية. على سبيل المثال ، اتفاق قوي مع عبارات الأمر الزجري مثل "يشعر مجتمعي أنه يجب إحضار ماشيتي إلى بوما كل ليلة" (22.0٪) ، أو معايير وصفية مثل "يتوقع الناس أنني سأرعى ماشتي كل يوم" (11.3٪) ) كانت أقل بكثير من العينة الإجمالية (التي دعمت هذه الأمثلة عند 71.8 و 63.0٪ على التوالي). جميع عبارات استخدام الرعي والبوما (ن = 6) حظي بدعم أقل إحصائيًا من هذه المجموعة (ر-الاختبارات كلها ص & lt .001). نقترح أن هذه المجموعة لديها روابط ضعيفة نسبيًا مع إدارة الثروة الحيوانية التقليدية ، ولكنها لا تزال تعتمد عليها بالضرورة. لديهم أوجه تشابه مع المجموعة 3 من حيث الحرمان الاجتماعي ، لكنهم أظهروا دفاعًا أقل نسبيًا عن أنماط حياتهم الحالية ، لذلك قد يكونون أكثر انفتاحًا على التوظيف البديل أو مناهج الإدارة.

3.2.6 المجموعة 6: النساء المتعلمات المتشككات

مع وجود أعلى نسبة من النساء من جميع المجموعات (42.6 مقابل 24.0 ٪) ونسبة مرتفعة مماثلة من الزيمبابويين (64.8 مقابل 24.6 ٪ بشكل عام) ، كانت هذه المجموعة متميزة للغاية. They were overall more educated (school was bracketed mean of 2.3 vs 1.9 overall ر-اختبار: ص < .001) than the respondents at large. Similarly to Cluster 5, they showed low confidence in local livestock management practices, and all norms were less strict (e.g., low agreement with statements such as “my community feels my livestock should be herded every day”) than in the overall population (all ر-اختبار: ص < .001). They also had low confidence in management standards, with significantly lower estimates of the proportion of individuals who carried out good livestock management locally, regionally, and nationally than the overall survey population (ر-اختبار: ص < .001). They also showed less acceptance or support for predator killing norms than expected, with only 13.9, 13.0, and 6.5% agreement with injunctive, descriptive, and subjective predator-killing norms, versus 51.3, 45.7, and 42.3%, respectively, for the entire sample (ر-tests, all ص < .001). This group condemned local livestock management the most strongly of all clusters with high education levels and more female participants, we suggest this group may be modern in outlook, and may either wish to have greater support in their livestock management, or find livelihood alternatives.


4. مناقشة

4.1 Discussion of results and implications for environmental assessments

In this paper, we present the first high-resolution (5 arcminute) global dataset of present-day CA distribution. The dataset expands on the work of Kassam et al. ( 2015 ) and Derpsch et al. ( 2010 ). Our downscaled, present-day maps show that only a limited amount of the global cropland area (up to

15%) is currently managed under CA. The baseline estimate is broadly consistent with the Kassam et al. ( 2015 ) data at the national scale, with the exception of Europe, where we included additional data from the SAPM survey (EUROSTAT, 2010 ). However, there is a considerable lack of knowledge about the extent of “good quality CA” (i.e., the implementation of all three CA principles). For example, Kassam et al. ( 2015 ) question if large soybean mono-cropping areas in South America should be regarded as good quality CA, as long as the only management practice implemented is no/minimum tillage. Similarly, Derpsch et al. ( 2010 ) mention several million hectares of “direct seeding” in Russia and the countries of the former Soviet Union, where the seeding equipment still causes large soil disturbance and thus reduces the benefits of real CA systems. Kassam et al. ( 2015 ) include in their data all arable land on which no-tillage or reduced-tillage management (disturbing less than 25% of the cropped area and leaving behind at least 30% of crop residues) is applied, while crop rotations are not a prerequisite to be counted toward CA. Moreover, Carmona et al. ( 2015 ) found that farmers and even national monitoring programs often refer to CA, although only direct seeding (without considering cover crops and residue management) is implemented. Thus, our baseline estimate might be a rather optimistic estimate of present-day CA adoption. To depict some of these uncertainties, we also provide a low and high estimate of present-day CA adoption, which can be interpreted as a distinction of different states of CA implementation. The lower end of the range depicts areas with a more integrated system of permanent no-tillage, crop residue management and crop rotations, while the high estimate includes a wider range of areas primarily devoted to temporary no-tillage, reduced tillage, or conservation tillage operations. Conservation tillage, however, can still include substantial disturbance to the soil and does not necessarily include crop residue management and crop rotations, which may result in different impacts on environmental processes such as soil carbon storage or changes in evapotranspiration patterns.

In general, based on the present-day adoption rates, there is a large potential for converting further agricultural land to more sustainable practices in both of our scenarios. Derpsch et al. ( 2010 ) and Kassam et al. ( 2015 ) report some history of CA adoption in countries where the adoption rates are high at present day (Table S4). They show, once initiated, the adoption process can speed up within a few years, for example, in Brazil or Argentina, where the CA areas increased tenfold within a decade. However, Giller et al. ( 2009 ) emphasize that high adoption rates in South America do not imply similar developments elsewhere and argue that, in sub-Saharan Africa, CA adoption outside of extension programs is basically zero. Such regional differences appear also in our CA potential maps. Low adoption indices mainly appear in Africa and Southeast Asia, resulting in limited potentials to large-scale CA adoption in the future (Table 5). In contrast, the highest potentials are located in Europe, North America and Oceania, where economic barriers to CA adoption are lower (Soane et al., 2012 ), consistent with claims from CA organizations working in the field (ECAF, 2017 ).

This regional diversity in present-day and future CA adoption patterns may have implications for environmental assessments regarding agricultural management. For example, to calculate global carbon sequestration potentials in agricultural soils, empirically derived GHG mitigation rates are applied to the global cropland area (Smith et al., 2008 UNEP, 2013 ). Despite limitations in process understanding (Baker et al., 2007 Govaerts et al., 2009 Powlson et al., 2014 ) such calculations may overestimate the mitigation potential due to two reasons. First, as our potential CA maps show, even under optimistic assumptions (bottom-up scenario), there might be barriers to the adoption of CA that prevent 100% conversion of the global cropland area. Second, large areas, for example, in South America are already managed under CA, sometimes for decades (Derpsch et al., 2010 ). Due to the saturation effect in soil carbon accumulation rates (Paustian et al., 2016 ), these areas may not contribute to additional mitigation, lowering the global mitigation potential. Moreover, Smith et al. ( 2008 ) report highest mitigation potentials in warm-moist climates. Large areas of both limited CA potential (e.g., Southeast Asia, Central Africa) and already high adoption rates (e.g., South America) are located in such climatic environments (Figure 4). Similarly, the few studies looking at biophysical effects of no-till farming may overestimate effects on climatic indicators by the assumption that all agricultural land can be managed under sustainable techniques such as CA (Davin et al., 2014 Hirsch et al., 2017 Wilhelm et al., 2015 ).

It is not surprising that tillage and crop residue management (both incorporated within our CA representation) has recently been identified as one of the key land management variables for global change research with severe knowledge gaps in process understanding and data availability (Erb et al., 2017 ). At the same time, CA, no-till farming, and additional climate-smart management techniques receive increasing attention in the climate change mitigation and adaptation literature. Our maps, implemented in climate, vegetation, and integrated assessment models can contribute to explore interactions and feedbacks between sustainable cropland management and the climate system. Together with advances in the plot-scale understanding of soil carbon storage upon CA adoption, improved and more realistic quantification of climate mitigation potentials may be derived. Additionally, the maps provide a useful input to land surface models and coupled Earth System models to assess the impacts of changes in the agricultural management strategy on biophysical surface characteristics (e.g., albedo and evapotranspiration) and associated climate variables.

4.2 Discussion of methods and outlook

Some uncertainties remain related to definitions of management practices, input data, and assumptions in the mapping process. First, CA has been defined only recently as a set of management practices that have been practiced already before (FAO, 2008 ). Estimates of the amount of agricultural area that is devoted to CA thus depend on what the authors actually include into the framing of the term (see discussion in the previous section). We represent this source of uncertainty by providing a range of estimates (low, baseline, high). Moreover, CA areas not reported due to the lack of sufficient reporting mechanisms in countries not covered in the baseline map may add further, although relatively small, uncertainty. Second, our mapping approach relies on the assumption that a combination of biophysical and socioeconomic indicators determine the adoption of CA at the grid scale. While this is a common assumption in economic theory, the knowledge about these relationships is still incomplete (Knowler & Bradshaw, 2007 ) and requires further research, especially focusing on spatial variation due to differences in socioeconomic and biophysical conditions as well as the farming systems. Furthermore, this approach may miss additional socioeconomic, institutional, and cultural factors that determine CA adoption at the regional to local scales due to data limitations and insufficient process understanding (Supporting Information Appendix S2). The aforementioned uncertainty is further amplified by the dependency on spatial proxy data for many factors, instead of implementing the driving factors directly in the mapping. Indeed, direct measures representing socioeconomic conditions, for example, extension work, availability of technology, or policies facilitating access to the required knowledge to implement CA, would increase the accuracy of the CA distribution map. However, unlike indicators of the biophysical state of the land surface, socioeconomic data are often constrained to national-level resolution, omitting the spatial variation in socioeconomic conditions within national boundaries (Otto et al., 2015 ) and a paradigm shift in the social sciences toward harmonized subnational or gridded databases is still in its infancy (Azzarri, Bacou, Cox, Guo, & Koo, 2016 ).

In this global mapping approach, we were therefore not able to include the full detail of local to regional varying drivers promoting and preventing CA adoption (Supporting Information Appendix S2). Nevertheless, our mapping approach provides a useful synthesis of the available data and knowledge of the potential adoption of CA helpful to target further assessments, in particular in the context of climate and land-model experiments.


مناقشة

The effect of Lantana on ecosystems

While native to the Americas, Lantana was brought to Europe in the 16th century and since that date it has been subjected to horticultural improvement through selection of traits and hybridisation, leading to the creation of 630 named cultivars and variants. This genetically diverse artificial species complex was the source of introductions to India, Australia and South Africa [6]. This plasticity has enabled it to adapt to a wide variety of habitats – from sea level to 1800 m or more [43], [44]. Lantana grows in tropical, subtropical and temperate climates, with mean annual rainfall of <1000–>4000 mm [45]. Lantana can also aggressively compete for surface-soil nutrients and water [46], is allelopathic and hinders seedling recruitment and growth of other plants in its vicinity [47]–[50], it produces abundant seed that is dispersed large distances by birds and water, and is able to form dense stands under favourable conditions, enabling it to quickly dominate native vegetation [8], [51], [52]. These properties have made Lantana one of the most successful weeds, which can dramatically transform ecosystems. Studies suggest that Lantana invasion affects local biodiversity and all four categories of ecosystem services – provisioning, regulating, supporting and cultural [53]. For example, Lantana is known to pose serious threat to biodiversity in several World Heritage sites and Endangered Ecological Communities in Australia (e.g. rainforest of northern Queensland, Fraser Island and the Greater Blue Mountains), the Fynbos of South Africa, and biodiversity hotspots in India (e.g. the Western Ghats and Eastern Himalayas) [12], [54], [55]. Furthermore, Lantana is toxic to livestock and harbours the tsetse fly, the vector of African sleeping sickness, and malarial mosquito [12]. It is also known to affect economic viability of 14 major crops around the world including coffee, tea, rice, cotton, oil palm, coconut and sugarcane, in part due to its allelopathic properties, which reduce productivity of crop plants [22].

Invasion trajectory and management effort

Our results suggest that Lantana has continued an upward trajectory of spread and invasion in Australia, India and South Africa. One striking feature of this invasion trajectory is its spread despite intensive management. For example, in the early 1980s Lantana had invaded about 2.2 million hectares of forest plantations, watercourses and savannah in South Africa and mechanical and chemical control had little effect on this invasive species [43]. Similarly, in India all efforts using biological control in the mid-1980s had failed and Lantana was still spreading [38]. In an assessment of invasive species in Queensland, Australia in 2003 Lantana was ranked the most invasive weed [56]. It is also evident that considerable resources were spent on Lantana control and management in all three countries while the invasion trajectory continued to rise upwards. In 1973, for example, the cost of Lantana control in Queensland, Australia was estimated at ج.A $1 M (US $1 M) per year [57]. In South Africa, the cost of chemical poisoning to control Lantana was estimated at R 1.7 M (US $ 250,000) per year in 1999 [58]. Estimates from India suggest that the present cost of Lantana control is approximately INR 9000 (US $ 200) per hectare [59]. In addition, substantial opportunity costs of Lantana invasion are reported in the literature for example, Lantana's global infestation of millions of hectares of grazing land [22], [60]. A study of the grazing sector in Queensland, Australia suggested that in 2007 this sector incurred opportunity costs of A $ 121 M (US $ 121 M) due to Lantana invasion [61] in comparison with A $ 3 M (US $ 3 M) per year loss recorded for the same sector in 1985 [60]. Similar concerns have also been reported from India [22].

Rate of change and drivers of spread

Our invasion trajectories of Lantana across three continents suggest that there were episodes of rapid change. In Australia, Lantana was first introduced to the old Botanical Gardens in Adelaide, South Australia, and due to its popularity as garden plant multiple introductions followed, mainly in New South Wales and Queensland [62], [63]. In India, Lantana is known to have been introduced in 1807 in Kolkata botanical gardens [64] while in the Nilgiris, where we focused our investigation, Lantana was mentioned for the first time by Hough in 1829 [24]. In South Africa, the first introduction did not take place until 1858, when it was introduced to Cape Town [25], [65]. The invasion trajectory of Lantana in Australia and India shows a rapid rate of change around mid-1920s. This was shortly after the end of World War I, when a period of post-war economic depression occurred [66]. Both Australia and India experienced rapid land use change, mining and exploitation of other natural resources at this time [67]. This might have triggered the spread of Lantana on both continents. Paradoxically, reports of Lantana control in India from the 1910s and 1920s suggest that this is also the time when the greatest effort to control Lantana was made and a variety of control measures were used (Fig. 3). South Africa did not experience such a rapid rate of change at that time possibly because Africa was still relatively isolated from extractive resource industries and large-scale intensive agriculture, e.g. [68]. South Africa, however, experienced three episodes of rapid rate of change following World War II (between 1950 and 1970). Australia also experienced a similar increase in the 1960s. Both these increases might be related to post-war land use change in these countries [69], [70]. Such a rise is not apparent in India, possibly because the land tenure and land use in the Nilgiris, where our data comes from, has not witnessed any major changes since the 1950s [71], [72]. Reports on Lantana control suggest that it was in the 1970s in Australia and South Africa that the greatest effort to control Lantana was invested (Fig. 3). While the South African trajectory continued to rise at a steady rate of change between 1970s and 2000s (possibly evidence that some of the control measures were working), Australia and India experienced another surge in 2000s (Fig. 2B). This might be a consequence of recent land use pressure on expanding agricultural sectors in both countries and consequent land use change [73], [74]. These episodes of increase in the rate of change indicate the change in land use as possible driver of Lantana spread [75], [76]. Lantana is a shade intolerant plant [8] and therefore any increase in the intensity of land management, e.g. increase in farmland area or opening up of forests, would have facilitated its spread. Similarly, any lapse in land management would have led to an increase in marginal lands where Lantana could have invaded as it is known to colonise rapidly after fire or to invade cleared grazing areas and forest plantations [7], [77]–[79].

Role of Lantana in providing ecosystem function and livelihoods

The rapid spread of Lantana is evident from its invasion trajectory, but does this mean that its spread has always had detrimental effects on the ecosystems and the local communities who depend on them? Lantana has several negative impacts on ecosystems, but its positive role has also been documented. For example, while Lantana is known to compete with forestry species and reduce their productivity [52], it can also increase the regeneration of some non-timber forest products [12]. In addition while the presence of Lantana, a bee-pollinated plant [80], reduces pollinator load of native plants [81], it makes a useful honey plant [82]. Lantana's toxic effects on livestock and its allelopathic effects on other plants are also well documented [47]–[50], however, its alkaloids are also known to have anti-bacterial, anti-microbial, anti-inflammatory, anti-tumour, and anti-AIDS properties that have the potential for use in medicine [83]. In comparison with grass-covered surfaces, Lantana cover can increase water run-off and, therefore, surface soil erosion, but it has also proven useful to prevent soil erosion on barren mountain slopes and in deforested areas [84], [85]. Interestingly, in India, many forest managers now accept Lantana as a naturalised plant that plays an important role in the functioning of ecosystems by, for example, providing cover to carnivores, food for birds as well as some wild herbivores in addition to the livelihood benefits that Lantana provides to the local communities [86]. As such, they only aim to manage or control Lantana rather than attempting to eradicate it. Thus the change in management strategy from eradication to control and acceptance of Lantana reflects not only a realisation of the futility of eliminating Lantana altogether, but also increasing cognisance of its ecosystem effects, both positive and negative.

From eradication to adaptive management

The focus of Lantana management thus far has been on its control and eradication. As indicated by the increase in the number of reports on Lantana control in the 1970s, substantial effort was made to control and eradicate Lantana in Australia and South Africa around this time [39], [40]. While the emphasis in Australia was on biocontrol [41], in South Africa mechanical removal was a preferred option [42]. Although these reports indicate substantial weed management efforts, they seem to have had little effect on the spread of Lantana [38], [43] and it still remains a major concern in Australia, India and South Africa [22]. The rapid invasion of Lantana has even instigated legislation for its control in Australia and South Africa [26], [87]. This legislation restricts its import and outlines rules for its eradication. In Australia, for example, Lantana is a declared Noxious Weed under the New South Wales Noxious Weeds Act 1993. All Lantana species are declared Class 3 plants under the Land Protection (Pest and Stock Route Management) Act 2002. Lantana species cannot be sold or distributed and landholders may be required to control these plants if they pose a threat to an environmentally significant area in Australia [88]. Similarly in South Africa, Lantana is a proclaimed noxious weed under the Weeds Act (No 42, 1937), and the owner or occupier of the property is obliged to eradicate Lantana when such a notice has been served [30]. The Conservation of Agricultural Resources Act (1983) in South Africa has subsequently declared Lantana as Category 1 invasive species, which must be eradicated or effectively controlled on farm units (The Conservation of Agricultural Resources Act – Act No 43, 1983). In comparison to Australia and South Africa no such legislation exists in India, but evidence suggests that instead local communities have adapted to the presence of Lantana. For example, a whole new cottage industry has sprung up in areas where Lantana is now abundant. This includes its use in basketry making rubbish bins, flower pots and fruit plates thatching roofs weaving hedges and making toys and furniture [22], [89]. On a more industrial scale, Lantana pulp is used for making paper in India [90]. Adaptive management is an iterative, ongoing process of learning and responding to environmental conditions while acknowledging their dynamics, uncertainty, and changes over time [91]. The adaptations to Lantana in India represent both autonomous and planned attempts by human groups to innovate and diversify their livelihoods in response to the increasing abundance of Lantana. Further investigations are currently underway in the Western Ghats to see what other adaptation pathways, including practical measures of control, are being pursued by various groups in response to Lantana.

It is apparent that Lantana is an invasive plant that has adapted very well to the ecosystems it has invaded, often transforming their natural state. Furthermore, its bioclimatic niche and therefore potential for its expansion might include much more land area in Australia, India and South Africa than it has currently invaded (Fig. 4). While legislation and management have aimed at controlling the density and spread of Lantana, there is limited evidence for success of such control measures. The focus of legislation and management so far has been on Lantana's ‘ecosystem dis-services’, but there is also evidence that it provides certain ecosystem services and livelihoods. Furthermore, much of the recent scientific evidence suggests that invasive species are here to stay [1], [15], [16], [92]. For example, a long-term data set of naturalized plant species on islands [92] demonstrates that the mean ratio of naturalized to native plant species across islands has changed steadily for nearly two centuries, indicating that these new species assemblages have created novel ecosystems. In the future, conservationists and managers will need to grapple with the novel ecosystems that invasive species (such as Lantana) give rise to. In some areas, however, there will always be the need to control Lantana as it is a competitive weed, but these control measures need to be well defined and realistic. Given that the success of the eradication and management of Lantana has been limited thus far, better tools are needed to manage Lantana, possibly including more effective biological control agents. However, where such control measures are not practical, one way forward might be to embrace this pan-global invasive species and to find ways for its adaptive management.

استنتاج

Calls have been made recently for conservationists to focus on the functional role of species in ecosystems rather than their origins: “Nearly two centuries on from the introduction of the concept of nativeness, it is time for conservationists to focus much more on the functions of species, and much less on where they originated” [1], p.154. We show that in Australia, India and South Africa, despite measures to control Lantana, its spread and invasion have continued. We do this by developing a quantitative scale for comparison of invasion trajectories across three continents. These invasion trajectories display rapid rates of change in the 1920s, between the two World Wars, possibly due to large-scale land use changes. Even though efforts to control Lantana peak in India in the 1910s and in Australia and South Africa in the 1970s, this has little effect on its invasion. For most invasive species, quantitative data on historical drivers of spread are lacking and therefore development of such quantitative scale can provide a better handle on drivers of their spread. Our long-term view of Lantana invasion across three continents suggests that the future management of invasive species will require an adaptive management approach to their invasion. Policymakers will need to find innovative and diverse approaches to such adaptive management whilst being prepared to embrace the novel ecosystems that invasive species create and to respond to future changes in social-ecological conditions that may evolve as a result of their presence. Such an adaptive management response will be most effective to improve the resilience of both ecosystems and societies to the presence of invasive species. In the future, therefore, managers will be much better off finding new ways to adapt to invasive species rather than fighting a losing battle to eradicate them.


Anthropology - MA, PhD

Biological Anthropology (by Research) - MSc

Ethnobiology (by Research) - MSc, PhD

Forensic Osteology and Field Recovery Methods - MSc

Social Anthropology (suspended) - MA

Social Anthropology - Humanitarian and Environmental Crises - MA


معلومات الكاتب

Verena J. Schuenemann and Alexander Peltzer: These authors contributed equally to this work.

الانتماءات

Institute for Archaeological Sciences, University of Tübingen, Tübingen, 72070, Germany

Verena J. Schuenemann, Beatrix Welte, Anja Furtwängler, Christian Urban, Ella Reiter, Michael Francken, Katerina Harvati & Johannes Krause

Senckenberg Centre for Human Evolution and Palaeoenvironment, University of Tübingen, Tübingen, 72070, Germany

Verena J. Schuenemann, Katerina Harvati & Johannes Krause

Integrative Transcriptomics, Center for Bioinformatics, University of Tübingen, Tübingen, 72076, Germany

Alexander Peltzer & Kay Nieselt

Department for Archaeogenetics, Max Planck Institute for the Science of Human History, Jena, 07745, Germany

Alexander Peltzer, Chuan-Chao Wang, Wolfgang Haak, Stephan Schiffels & Johannes Krause

Division of Archaeology, University of Cambridge, Cambridge, CB2 3DZ, UK

Museum and Institute of Zoology, Polish Academy of Sciences, Warsaw, 00-679, Poland

Berlin Society of Anthropology, Ethnology and Prehistory, Berlin, 10997, Germany

DFG Centre for Advanced Studies ‘Words, Bones, Genes, Tools: Tracking Linguistic, Cultural and Biological Trajectories of the Human Past’, University of Tübingen, 72070 Tübingen, Germany

School of Biological Sciences, The University of Adelaide, Adelaide, South Australia 5005, Australia


شاهد الفيديو: وجهات برية الهجرة الموسمية لقاطني سيرينغيتي ناشونال جيوغرافيك أبوظبي (يونيو 2022).


تعليقات:

  1. Nikojora

    وبدقة حقا ... سوبر! سيساعدك ترميز إدمان الكحول!

  2. Chatha

    أشارك رأيك تمامًا. الفكرة رائعة ، أنا أؤيدها.

  3. Napo

    برافو ، جملتك في متناول اليد

  4. Hulbart

    أعتذر ، لكنني أعتقد أنك مخطئ. يمكنني إثبات ذلك.



اكتب رسالة