- ข้อความ
- ประวัติศาสตร์
, the pressure toimprove management
, the pressure to
improve management may seem lessened – although the profits
from aquaculture do not accrue to the same communities nor to
as wide a range of individuals, and food security remains an urgent
issue (Hall et al., 2013). Many aquaculture operations currently
undermine natural habitats and ecological processes, putting
coastal communities and economies at risk from loss of shoreline
stabilization, hazard mitigation, and pollution filtering. Burgeoning
coastal populations, growing international trade in fishery products, and climate change simply ensure that current management
approaches will become ever less effective.
Management – of coastal development, habitat, water quality,
biodiversity, or fisheries – requires locally focused interventions
to change human activities and lower impacts, coordinated across
ecologically appropriate spatial scales (Mills et al., 2010). In the
past, a great deal of the localized policy response focused on the
use of no-take marine reserves and other marine protected areas
(MPAs), either singly or as networks of ecologically connected
MPAs.
There is evidence that appropriately implemented MPAs can
increase the abundance of valuable fisheries species within their
borders, and contribute to recruitment in surrounding fishing
grounds (Harrison et al., 2012). Suitably placed and sized MPAs
can help sustain multi-species fisheries, and reduce the broader
ecosystem impacts of fishing where such effects are a major concern (Hilborn et al., 2004). This value can be overstated, however.
While some MPAs have proven effective in stemming biodiversity
loss, maintaining fish populations, and keeping habitats physically
intact, the vast majority of MPAs around the world are not as
effective as hoped, due to inadequate use of science (Sale et al.,
2005), design flaws, or insufficient management to guarantee
compliance with regulations (Agardy et al., 2011). Recently,
Edgar et al. (2014) showed that key features underlying the
success of MPAs in biodiversity conservation include being: (1)
big (greater than 100 km2
), (2) old (established for 10+ years),
(3) no-take (not allowing fishing of any type), and (4) remote.
Clearly the opportunities to meet these criteria and reap successes
in tropical coastal seas are limited and declining given the density
of often competing uses.
Marine protected areas rarely do a good job of addressing threats
to coastal ecosystems stemming from pollution, land use or invasive species, and they can increase user conflicts rather than abate
them (Mascia et al., 2010). Yet MPAs are perhaps the most widely
implemented spatial management measures, and experience in
designing and zoning MPAs or MPA networks provides a major
impetus for development of broad-based spatial governance. It is
important to note, however, that the necessary policy shift that
more effective management will require is unlikely to come about
simply through the designation of more MPAs without these being
embedded in broader systematic spatial planning and ocean zoning
intended to deal with a broader range of human impacts while
fostering appropriate types of use. This is especially true if coastal
countries keep their commitments to protecting marine biodiversity (such as CBD targets) by designating very large, remote MPAs
that neither address increasing food security challenges (Belton
and Thilsted, 2013) nor emerging conflicts among different ocean/
coastal uses.
The mismatch between local scale establishment of MPAs and
national or international scale policies and agreements aiming to
conserve marine biodiversity, coupled with the natural tendency
of administrative bodies to be insular, leads to piecemeal efforts.
Integrated coastal management or ICM (Olsen and Christie,
2000), now subsumed within ecosystem-based management or
EBM (McLeod and Leslie, 2009), is a set of contextual and design
principles to accommodate this need for explicit interventions
with the need for seamless, regional-scale care of coastal ecosystems. But while ICM has been discussed for over 20 years, examples of its effective implementation are rare (Tallis et al., 2010;
Collie et al., 2013). Similarly, while it is increasingly recognized
that management should be done at larger scales, including
through the large marine ecosystem framework (Sherman, 1986)
that identifies 64 large marine ecosystems (LMEs), large-scale
management efforts frequently fail to generate the essential buyin by local communities and stakeholders that is necessary for success (Christie et al., 2005; Tallis et al., 2010). What appears to be
needed is a technically simple set of procedures that can enforce
a multi-scale perspective and a strongly holistic approach to management despite the diversity of agencies, stakeholders and goals
inherent in any attempt to manage coastal waters on a regional
scale. We propose making expanded use of marine spatial planning
(MSP) and zoning as a framework that will apportion coastal
waters for differing activities, while forcing a multi-target and
multi-scale approach, and achieving agreed ecological, economic
and social objectives (Agardy, 2010; Tallis et al., 2010).
4.2. The promise of marine spatial planning and zoning
MSP has been practiced largely in developed countries, principally focusing on conservation of coastal ecosystems (Agardy,
2010; Tallis et al., 2010; Collie et al., 2013). Use of MSP to facilitate
sustainable food production, in concert with other activities, has
received very little attention, despite the great dependence on
small-scale fisheries in tropical developing countries (Hall et al.,
2013), where rural communities have few alternative sources of
animal protein (Bell et al., 2009; Kawarazuka and Bene, 2011;
Lam et al., 2012). In these countries, effective coastal management
must acknowledge this widespread dependence of poor and politically weak communities on the use of fish for food (Lam et al.,
2012; Hall et al., 2013). Acknowledging this dependence (Bell
et al., 2006, 2009; Mills et al., 2011) is pivotal to reconciling the largely separate agendas for food security and biodiversity conservation (Rice and Garcia, 2011; Foale et al., 2013). A mix of coastal
fisheries and appropriate coastal aquaculture is required (Belton
and Thilsted, 2013; Merino et al., 2012), and MSP can incorporate
both these uses of coastal waters while adjudicating the access
conflicts between them and other legitimate uses of the coastal
seas (Lorenzen et al., 2010b; Agardy et al., 2012).
Beyond addressing food security challenges, MSP can be
expected to help address the issues faced by managers of tropical
coastal waters in several ways (Agardy, 2010):
Protecting ecologically critical areas to allow healthy ecosystem
function.
Separating conflicting uses.
Facilitating the emergence of sustainable, rights-based governance regimes by delimiting resources and those who can use
them.
Facilitating accrual of benefits to resource users from investments they make to sustain or enhance those resources.
Addressing management failures caused by inappropriately
defined boundaries.
4.2.1. Allowing protection of ecologically critical ecosystem
components
As stated previously, MPAs can successfully protect biodiversity
and maintain or enhance productivity, including fisheries
productivity. However, the odds are diminishing that all essential
conditions for effective MPA management will be met because
pressures are intensifying as populations and their associated
demand for resources increase (Edgar et al., 2014). Furthermore,
planners are tending to retreat from efforts to manage heavily used
areas because of the complexity inherent in reconciling multiple
improve management may seem lessened – although the profits
from aquaculture do not accrue to the same communities nor to
as wide a range of individuals, and food security remains an urgent
issue (Hall et al., 2013). Many aquaculture operations currently
undermine natural habitats and ecological processes, putting
coastal communities and economies at risk from loss of shoreline
stabilization, hazard mitigation, and pollution filtering. Burgeoning
coastal populations, growing international trade in fishery products, and climate change simply ensure that current management
approaches will become ever less effective.
Management – of coastal development, habitat, water quality,
biodiversity, or fisheries – requires locally focused interventions
to change human activities and lower impacts, coordinated across
ecologically appropriate spatial scales (Mills et al., 2010). In the
past, a great deal of the localized policy response focused on the
use of no-take marine reserves and other marine protected areas
(MPAs), either singly or as networks of ecologically connected
MPAs.
There is evidence that appropriately implemented MPAs can
increase the abundance of valuable fisheries species within their
borders, and contribute to recruitment in surrounding fishing
grounds (Harrison et al., 2012). Suitably placed and sized MPAs
can help sustain multi-species fisheries, and reduce the broader
ecosystem impacts of fishing where such effects are a major concern (Hilborn et al., 2004). This value can be overstated, however.
While some MPAs have proven effective in stemming biodiversity
loss, maintaining fish populations, and keeping habitats physically
intact, the vast majority of MPAs around the world are not as
effective as hoped, due to inadequate use of science (Sale et al.,
2005), design flaws, or insufficient management to guarantee
compliance with regulations (Agardy et al., 2011). Recently,
Edgar et al. (2014) showed that key features underlying the
success of MPAs in biodiversity conservation include being: (1)
big (greater than 100 km2
), (2) old (established for 10+ years),
(3) no-take (not allowing fishing of any type), and (4) remote.
Clearly the opportunities to meet these criteria and reap successes
in tropical coastal seas are limited and declining given the density
of often competing uses.
Marine protected areas rarely do a good job of addressing threats
to coastal ecosystems stemming from pollution, land use or invasive species, and they can increase user conflicts rather than abate
them (Mascia et al., 2010). Yet MPAs are perhaps the most widely
implemented spatial management measures, and experience in
designing and zoning MPAs or MPA networks provides a major
impetus for development of broad-based spatial governance. It is
important to note, however, that the necessary policy shift that
more effective management will require is unlikely to come about
simply through the designation of more MPAs without these being
embedded in broader systematic spatial planning and ocean zoning
intended to deal with a broader range of human impacts while
fostering appropriate types of use. This is especially true if coastal
countries keep their commitments to protecting marine biodiversity (such as CBD targets) by designating very large, remote MPAs
that neither address increasing food security challenges (Belton
and Thilsted, 2013) nor emerging conflicts among different ocean/
coastal uses.
The mismatch between local scale establishment of MPAs and
national or international scale policies and agreements aiming to
conserve marine biodiversity, coupled with the natural tendency
of administrative bodies to be insular, leads to piecemeal efforts.
Integrated coastal management or ICM (Olsen and Christie,
2000), now subsumed within ecosystem-based management or
EBM (McLeod and Leslie, 2009), is a set of contextual and design
principles to accommodate this need for explicit interventions
with the need for seamless, regional-scale care of coastal ecosystems. But while ICM has been discussed for over 20 years, examples of its effective implementation are rare (Tallis et al., 2010;
Collie et al., 2013). Similarly, while it is increasingly recognized
that management should be done at larger scales, including
through the large marine ecosystem framework (Sherman, 1986)
that identifies 64 large marine ecosystems (LMEs), large-scale
management efforts frequently fail to generate the essential buyin by local communities and stakeholders that is necessary for success (Christie et al., 2005; Tallis et al., 2010). What appears to be
needed is a technically simple set of procedures that can enforce
a multi-scale perspective and a strongly holistic approach to management despite the diversity of agencies, stakeholders and goals
inherent in any attempt to manage coastal waters on a regional
scale. We propose making expanded use of marine spatial planning
(MSP) and zoning as a framework that will apportion coastal
waters for differing activities, while forcing a multi-target and
multi-scale approach, and achieving agreed ecological, economic
and social objectives (Agardy, 2010; Tallis et al., 2010).
4.2. The promise of marine spatial planning and zoning
MSP has been practiced largely in developed countries, principally focusing on conservation of coastal ecosystems (Agardy,
2010; Tallis et al., 2010; Collie et al., 2013). Use of MSP to facilitate
sustainable food production, in concert with other activities, has
received very little attention, despite the great dependence on
small-scale fisheries in tropical developing countries (Hall et al.,
2013), where rural communities have few alternative sources of
animal protein (Bell et al., 2009; Kawarazuka and Bene, 2011;
Lam et al., 2012). In these countries, effective coastal management
must acknowledge this widespread dependence of poor and politically weak communities on the use of fish for food (Lam et al.,
2012; Hall et al., 2013). Acknowledging this dependence (Bell
et al., 2006, 2009; Mills et al., 2011) is pivotal to reconciling the largely separate agendas for food security and biodiversity conservation (Rice and Garcia, 2011; Foale et al., 2013). A mix of coastal
fisheries and appropriate coastal aquaculture is required (Belton
and Thilsted, 2013; Merino et al., 2012), and MSP can incorporate
both these uses of coastal waters while adjudicating the access
conflicts between them and other legitimate uses of the coastal
seas (Lorenzen et al., 2010b; Agardy et al., 2012).
Beyond addressing food security challenges, MSP can be
expected to help address the issues faced by managers of tropical
coastal waters in several ways (Agardy, 2010):
Protecting ecologically critical areas to allow healthy ecosystem
function.
Separating conflicting uses.
Facilitating the emergence of sustainable, rights-based governance regimes by delimiting resources and those who can use
them.
Facilitating accrual of benefits to resource users from investments they make to sustain or enhance those resources.
Addressing management failures caused by inappropriately
defined boundaries.
4.2.1. Allowing protection of ecologically critical ecosystem
components
As stated previously, MPAs can successfully protect biodiversity
and maintain or enhance productivity, including fisheries
productivity. However, the odds are diminishing that all essential
conditions for effective MPA management will be met because
pressures are intensifying as populations and their associated
demand for resources increase (Edgar et al., 2014). Furthermore,
planners are tending to retreat from efforts to manage heavily used
areas because of the complexity inherent in reconciling multiple
0/5000
ดันไป
ปรับปรุงจัดการอาจดูเหมือน lessened – แม้ว่า profits
จากสัตว์น้ำไม่รับรู้ ต่อชุมชนเดียวกัน หรือไป
เป็นช่วงความกว้างของแต่ละบุคคล และอาหาร ความปลอดภัยยังคง เป็นด่วน
ปัญหา (Hall et al., 2013) ดำเนินการเพาะเลี้ยงสัตว์น้ำจำนวนมากในปัจจุบัน
บั่นทอนอยู่อาศัยตามธรรมชาติและระบบนิเวศกระบวน ใส่
ชุมชนชายฝั่งและเศรษฐกิจที่มีความเสี่ยงจากการสูญเสียของชายฝั่ง
เสถียรภาพ อันตราย และการ filtering มลพิษ ลัทธิ
ประชากรชายฝั่ง การเจริญเติบโตต่างประเทศค้าผลิตภัณฑ์ fishery และสภาพภูมิอากาศเปลี่ยนแปลงก็ให้จัดการที่ปัจจุบัน
วิธีจะ มีประสิทธิภาพน้อยกว่าเคย
จัดการพัฒนาชายฝั่งทะเล อยู่อาศัย คุณภาพน้ำ,
ความหลากหลายทางชีวภาพ หรือ fisheries-ต้องการการแทรกแซงภายในเน้น
การเปลี่ยนกิจกรรมมนุษย์และผลกระทบต่ำ การประสานงานข้าม
อย่างเหมาะสมสมดุลปริภูมิ (ลัอ et al., 2010) ในการ
อดีต การตอบสนองนโยบายท้องถิ่นมากเน้น
ใช้ไม่ใช้สำรองทางทะเลและทะเลอื่น ๆ ป้องกัน areas
(MPAs) เดี่ยว หรือ เป็นเครือข่ายเชื่อมต่อระบบนิเวศวิทยา
รับมือ
หลักฐานที่นำมาใช้อย่างเหมาะสมสามารถรับมือ
เพิ่มความอุดมสมบูรณ์ของพันธุ์ fisheries มีคุณค่าภายในตน
เส้นขอบ และการสรรหาบุคลากรใน fishing
เนส (Harrison et al., 2012) เหมาะสมวาง และขนาดรับมือ
สามารถช่วยรักษา fisheries หลายชนิด และลดการกว้าง
ผลกระทบต่อระบบนิเวศของ fishing ซึ่งลักษณะดังกล่าวมีความกังวลหลัก (Hilborn et al., 2004) . ค่านี้สามารถเทียบกับใบสั่ง อย่างไรก็ตามได้
ขณะบางรับมือได้พิสูจน์ประสิทธิภาพในความหลากหลายทางชีวภาพกำลัง
สูญเสีย รักษาประชากร fish และทำให้การอยู่อาศัยจริง
เหมือนเดิม ใหญ่รับมือโลกไม่เป็น
มีประสิทธิภาพเป็นหวัง เนื่องจากไม่เพียงพอในการใช้วิทยาศาสตร์ (ขาย et al.,
2005), ออกแบบ flaws หรือ insufficient การจัดการการรับประกัน
ปฏิบัติตามกฎระเบียบข้อบังคับ (Agardy et al., 2011) ล่าสุด,
Edgar al. ร้อยเอ็ด (2014) ชี้ให้เห็นว่าคีย์ลักษณะการทำต้นแบบการ
รับมือความสำเร็จในการอนุรักษ์ความหลากหลายทางชีวภาพรวมถึงการ: (1)
ใหญ่ (มากกว่า 100 km2
), (2) เก่า (สำหรับ 10 years),
(3) no-นำออก (ไม่ให้ fishing ชนิดใด ๆ), และ (4) ระยะไกล
ชัดเจนโอกาสตรงกับเงื่อนไขเหล่านี้ และเก็บเกี่ยวความสำเร็จ
ในชายฝั่งทะเลเขตร้อนมีจำนวนจำกัด และกำหนดให้ความหนาแน่นลดลง
ของการแข่งขันมักจะใช้
ทะเลป้องกันพื้นที่ไม่ค่อยทำงานดีของการจัดการกับภัยคุกคาม
เพื่อระบบนิเวศชายฝั่งทะเลอันเนื่องมาจากมลภาวะ การใช้ที่ดิน หรือพันธุ์รุกราน และพวกเขาสามารถเพิ่มผู้ใช้ conflicts มากกว่าร้า
เหล่านั้น (Mascia et al., 2010) ยังรับมือได้ทีกันอย่างแพร่หลายมากที่สุด
ดำเนินมาตรการจัดการพื้นที่ และประสบการณ์ใน
เครือข่ายแสดงหลักการออกแบบ และกำหนดเขตรับมือหรือแรง
แรงผลักดันพัฒนาการกำกับดูแลพื้นที่ที่หลากหลาย เป็น
โปรดทราบ อย่างไรก็ตาม ว่า นโยบายจำเป็นกะที่
จัดการที่มีประสิทธิภาพจะต้องมีที่ไหนให้มา
ผ่านกำหนดรับมือเพิ่มเติมเหล่านี้ไม่เพียงถูก
ฝังในกว้างระบบพื้นที่วางแผนและจัดโซนทะเล
ตั้งใจเรื่องของผลกระทบต่อมนุษย์ในขณะที่
อุปถัมภ์ใช้ชนิดที่เหมาะสม นี้เป็นจริงโดยเฉพาะอย่างยิ่งถ้าฝั่ง
ประเทศให้ภาระผูกพันของพวกเขาจะปกป้องความหลากหลายทางชีวภาพทางทะเล (เช่นเป้าหมายที่นี่) โดยลืมรับมือมาก ไกล
ไม่เพิ่มความปลอดภัยอาหาร (Belton
และ Thilsted, 2013) หรือ conflicts ในทะเลต่าง ๆ ที่เกิดขึ้น /
ชายฝั่งใช้
ตรงจัดตั้งระดับท้องถิ่นรับมือ และ
นโยบายระดับชาติ หรือนานาชาติและข้อตกลงที่มุ่งการ
สงวนทางทะเลความหลากหลายทางชีวภาพ ควบคู่ไปกับแนวโน้มตามธรรมชาติ
ของร่างกายดูแลให้อินซูลาร์ นำไปสู่ความพยายามดำเนินการ
รวมวิศวกรรมชายฝั่งหรือ ICM (โอลเซ็นและคริสตี้,
2000), subsumed ตอนนี้ ภายในระบบนิเวศการบริหาร หรือ
EBM (McLeod และเลสลี่ 2009), เป็นชุดของบริบทและออกแบบ
หลักการรองรับนี้ต้องการในการแทรกแซงอย่างชัดเจน
กับความจำเป็นสำหรับมาตราส่วนภูมิภาคจำแนก ดูแลระบบนิเวศชายฝั่ง แต่ในขณะที่ได้มีการหารือ ICM กว่า 20 ปี ตัวอย่างของการดำเนินงานมีประสิทธิภาพมี (Tallis et al., 2010;
Collie et al., 2013) ในทำนองเดียวกัน ในขณะนั้นมีการรับรู้มากขึ้น
ว่า ควรดำเนินการจัดการที่ปรับขนาดใหญ่ขึ้น รวมถึง
ทางระบบนิเวศทางทะเลขนาดใหญ่ (เชอร์แมน 1986)
ที่ identifies 64 ขนาดใหญ่ทางทะเลระบบนิเวศ (LMEs), ขนาดใหญ่
ความพยายามจัดการบ่อยครั้งไม่สามารถสร้าง buyin สำคัญ โดยชุมชนท้องถิ่นและมีส่วนได้เสียที่จำเป็นสำหรับความสำเร็จ (คริสตี้ et al., 2005 Tallis et al., 2010) สิ่งที่ปรากฏจะ
จำเป็นชุดของขั้นตอนที่สามารถบังคับใช้เทคนิคง่าย ๆ
มาตราส่วนหลายมุมมองและวิธีขอแบบองค์รวมการจัดการแม้มีความหลากหลายของหน่วยงาน เสีย และเป้าหมาย
ในการจัดการน้ำทะเลชายฝั่งในภูมิภาค
สเกล เราเสนอการใช้ขยายการวางแผนพื้นที่ทะเล
(MSP) และกำหนดเขตเป็นกรอบที่จะจัดชาย
น้ำสำหรับกิจกรรมที่แตกต่างกัน ในขณะที่บังคับเป้าหมายหลาย และ
มาตราส่วนหลายวิธี บรรลุตกลงนิเวศวิทยา เศรษฐกิจ
และวัตถุประสงค์ทางสังคม (Agardy, 2010 Tallis et al., 2010) .
4.2 สัญญาของการวางแผน และกำหนดเขตพื้นที่ทางทะเล
MSP ได้รับการฝึกฝนส่วนใหญ่ในประเทศพัฒนาแล้ว หลักมุ่งเน้นการอนุรักษ์ระบบนิเวศชายฝั่ง (Agardy,
2010 Tallis et al., 2010 Collie et al., 2013) ใช้ MSP เพื่ออำนวยความสะดวก
ผลิตอาหารอย่างยั่งยืน ในคอนเสิร์ตกับกิจกรรมอื่น ๆ มี
ได้รับความสนใจน้อยมาก แม้ มีการพึ่งพามากใน
fisheries ขนาดเล็กในประเทศเขตร้อน (Hall et al.,
2013), ที่ชุมชนชนบทมีแหล่งสำรองน้อย
สัตว์โปรตีน (Bell et al., 2009 Kawarazuka และ Bene, 2011;
ลำ et al., 2012) ในประเทศเหล่านี้ การจัดการชายฝั่งที่มีประสิทธิภาพ
ต้องยอมรับอาศัยนี้อย่างกว้างขวางของชุมชนยากจน และอ่อนแอทางการเมืองการใช้ fish สำหรับอาหาร (ลำ et al.,
2012 ฮอลล์ et al., 2013) จิตนี้พึ่งพา (เบลล์
et al., 2006, 2009 ลัอ et al., 2011) เป็นวัตถุกระทบยอดวาระใหญ่แยกต่างหากสำหรับความปลอดภัยของอาหารและการอนุรักษ์ความหลากหลายทางชีวภาพ (ข้าวและการ์เซีย 2011 Foale et al., 2013) ผสมของชายฝั่งทะเล
fisheries และเพาะเลี้ยงสัตว์น้ำชายฝั่งที่เหมาะสมเป็นสิ่งจำเป็น (Belton
Thilsted, 2013 และ สแตนดาร์ด et al., 2012), และ MSP สามารถรวม
ทั้งเหล่านี้ใช้น้ำทะเลชายฝั่งในขณะที่การเข้าถึง adjudicating
conflicts ระหว่างพวกเขาและใช้กฎหมายอื่น ๆ ของชายฝั่งทะเล
ซีส์ (Lorenzen et al., 2010b Agardy et al., 2012) .
เกินกำหนดความท้าทายด้านความปลอดภัยอาหาร MSP สามารถ
คาดว่าจะช่วยแก้ไขปัญหากับผู้จัดการเขตร้อน
น้ำทะเลชายฝั่งในหลายวิธี (Agardy, 2010):
ปกป้องพื้นที่สำคัญอย่างให้ระบบนิเวศสุขภาพ
ฟังก์ชันได้
แยก conflicting ใช้ได้
อำนวยความสะดวกในการเกิดขึ้นของการกำกับดูแลกิจการที่ยั่งยืน สิทธิตามระบอบ โดย delimiting ทรัพยากรและผู้ที่สามารถใช้
ให้
รายการคงค้างของ benefits อำนวยความสะดวกผู้ใช้ทรัพยากรจากการลงทุนที่จะให้รักษา หรือเพิ่มทรัพยากรเหล่านั้น
กำหนดจัดการความล้มเหลวที่เกิดจากการสม
defined ขอบ
4.2.1 ช่วยปกป้องระบบนิเวศระบบนิเวศสำคัญ
คอมโพเนนต์
ตามที่ระบุไว้ก่อนหน้านี้ รับมือสามารถสำเร็จปกป้องความหลากหลายทางชีวภาพ
และรักษา หรือเพิ่มผลผลิต รวมทั้ง fisheries
ผลผลิตได้ อย่างไรก็ตาม ราคาจะลดลงที่สำคัญทั้งหมด
เงื่อนไขสำหรับจัดการแรงมีประสิทธิภาพจะเป็นไปตามเพราะ
ดันจะทวีความรุนแรงเป็นประชากรและความสัมพันธ์
การร้องขอสำหรับทรัพยากรเพิ่ม (Edgar et al., 2014) นอกจากนี้,
วางแผนเป็นแนวถอยจากความพยายามในการจัดการใช้งานมาก
พื้นที่เนื่องจากความซับซ้อนในการเชื่อมต่อหลาย
ปรับปรุงจัดการอาจดูเหมือน lessened – แม้ว่า profits
จากสัตว์น้ำไม่รับรู้ ต่อชุมชนเดียวกัน หรือไป
เป็นช่วงความกว้างของแต่ละบุคคล และอาหาร ความปลอดภัยยังคง เป็นด่วน
ปัญหา (Hall et al., 2013) ดำเนินการเพาะเลี้ยงสัตว์น้ำจำนวนมากในปัจจุบัน
บั่นทอนอยู่อาศัยตามธรรมชาติและระบบนิเวศกระบวน ใส่
ชุมชนชายฝั่งและเศรษฐกิจที่มีความเสี่ยงจากการสูญเสียของชายฝั่ง
เสถียรภาพ อันตราย และการ filtering มลพิษ ลัทธิ
ประชากรชายฝั่ง การเจริญเติบโตต่างประเทศค้าผลิตภัณฑ์ fishery และสภาพภูมิอากาศเปลี่ยนแปลงก็ให้จัดการที่ปัจจุบัน
วิธีจะ มีประสิทธิภาพน้อยกว่าเคย
จัดการพัฒนาชายฝั่งทะเล อยู่อาศัย คุณภาพน้ำ,
ความหลากหลายทางชีวภาพ หรือ fisheries-ต้องการการแทรกแซงภายในเน้น
การเปลี่ยนกิจกรรมมนุษย์และผลกระทบต่ำ การประสานงานข้าม
อย่างเหมาะสมสมดุลปริภูมิ (ลัอ et al., 2010) ในการ
อดีต การตอบสนองนโยบายท้องถิ่นมากเน้น
ใช้ไม่ใช้สำรองทางทะเลและทะเลอื่น ๆ ป้องกัน areas
(MPAs) เดี่ยว หรือ เป็นเครือข่ายเชื่อมต่อระบบนิเวศวิทยา
รับมือ
หลักฐานที่นำมาใช้อย่างเหมาะสมสามารถรับมือ
เพิ่มความอุดมสมบูรณ์ของพันธุ์ fisheries มีคุณค่าภายในตน
เส้นขอบ และการสรรหาบุคลากรใน fishing
เนส (Harrison et al., 2012) เหมาะสมวาง และขนาดรับมือ
สามารถช่วยรักษา fisheries หลายชนิด และลดการกว้าง
ผลกระทบต่อระบบนิเวศของ fishing ซึ่งลักษณะดังกล่าวมีความกังวลหลัก (Hilborn et al., 2004) . ค่านี้สามารถเทียบกับใบสั่ง อย่างไรก็ตามได้
ขณะบางรับมือได้พิสูจน์ประสิทธิภาพในความหลากหลายทางชีวภาพกำลัง
สูญเสีย รักษาประชากร fish และทำให้การอยู่อาศัยจริง
เหมือนเดิม ใหญ่รับมือโลกไม่เป็น
มีประสิทธิภาพเป็นหวัง เนื่องจากไม่เพียงพอในการใช้วิทยาศาสตร์ (ขาย et al.,
2005), ออกแบบ flaws หรือ insufficient การจัดการการรับประกัน
ปฏิบัติตามกฎระเบียบข้อบังคับ (Agardy et al., 2011) ล่าสุด,
Edgar al. ร้อยเอ็ด (2014) ชี้ให้เห็นว่าคีย์ลักษณะการทำต้นแบบการ
รับมือความสำเร็จในการอนุรักษ์ความหลากหลายทางชีวภาพรวมถึงการ: (1)
ใหญ่ (มากกว่า 100 km2
), (2) เก่า (สำหรับ 10 years),
(3) no-นำออก (ไม่ให้ fishing ชนิดใด ๆ), และ (4) ระยะไกล
ชัดเจนโอกาสตรงกับเงื่อนไขเหล่านี้ และเก็บเกี่ยวความสำเร็จ
ในชายฝั่งทะเลเขตร้อนมีจำนวนจำกัด และกำหนดให้ความหนาแน่นลดลง
ของการแข่งขันมักจะใช้
ทะเลป้องกันพื้นที่ไม่ค่อยทำงานดีของการจัดการกับภัยคุกคาม
เพื่อระบบนิเวศชายฝั่งทะเลอันเนื่องมาจากมลภาวะ การใช้ที่ดิน หรือพันธุ์รุกราน และพวกเขาสามารถเพิ่มผู้ใช้ conflicts มากกว่าร้า
เหล่านั้น (Mascia et al., 2010) ยังรับมือได้ทีกันอย่างแพร่หลายมากที่สุด
ดำเนินมาตรการจัดการพื้นที่ และประสบการณ์ใน
เครือข่ายแสดงหลักการออกแบบ และกำหนดเขตรับมือหรือแรง
แรงผลักดันพัฒนาการกำกับดูแลพื้นที่ที่หลากหลาย เป็น
โปรดทราบ อย่างไรก็ตาม ว่า นโยบายจำเป็นกะที่
จัดการที่มีประสิทธิภาพจะต้องมีที่ไหนให้มา
ผ่านกำหนดรับมือเพิ่มเติมเหล่านี้ไม่เพียงถูก
ฝังในกว้างระบบพื้นที่วางแผนและจัดโซนทะเล
ตั้งใจเรื่องของผลกระทบต่อมนุษย์ในขณะที่
อุปถัมภ์ใช้ชนิดที่เหมาะสม นี้เป็นจริงโดยเฉพาะอย่างยิ่งถ้าฝั่ง
ประเทศให้ภาระผูกพันของพวกเขาจะปกป้องความหลากหลายทางชีวภาพทางทะเล (เช่นเป้าหมายที่นี่) โดยลืมรับมือมาก ไกล
ไม่เพิ่มความปลอดภัยอาหาร (Belton
และ Thilsted, 2013) หรือ conflicts ในทะเลต่าง ๆ ที่เกิดขึ้น /
ชายฝั่งใช้
ตรงจัดตั้งระดับท้องถิ่นรับมือ และ
นโยบายระดับชาติ หรือนานาชาติและข้อตกลงที่มุ่งการ
สงวนทางทะเลความหลากหลายทางชีวภาพ ควบคู่ไปกับแนวโน้มตามธรรมชาติ
ของร่างกายดูแลให้อินซูลาร์ นำไปสู่ความพยายามดำเนินการ
รวมวิศวกรรมชายฝั่งหรือ ICM (โอลเซ็นและคริสตี้,
2000), subsumed ตอนนี้ ภายในระบบนิเวศการบริหาร หรือ
EBM (McLeod และเลสลี่ 2009), เป็นชุดของบริบทและออกแบบ
หลักการรองรับนี้ต้องการในการแทรกแซงอย่างชัดเจน
กับความจำเป็นสำหรับมาตราส่วนภูมิภาคจำแนก ดูแลระบบนิเวศชายฝั่ง แต่ในขณะที่ได้มีการหารือ ICM กว่า 20 ปี ตัวอย่างของการดำเนินงานมีประสิทธิภาพมี (Tallis et al., 2010;
Collie et al., 2013) ในทำนองเดียวกัน ในขณะนั้นมีการรับรู้มากขึ้น
ว่า ควรดำเนินการจัดการที่ปรับขนาดใหญ่ขึ้น รวมถึง
ทางระบบนิเวศทางทะเลขนาดใหญ่ (เชอร์แมน 1986)
ที่ identifies 64 ขนาดใหญ่ทางทะเลระบบนิเวศ (LMEs), ขนาดใหญ่
ความพยายามจัดการบ่อยครั้งไม่สามารถสร้าง buyin สำคัญ โดยชุมชนท้องถิ่นและมีส่วนได้เสียที่จำเป็นสำหรับความสำเร็จ (คริสตี้ et al., 2005 Tallis et al., 2010) สิ่งที่ปรากฏจะ
จำเป็นชุดของขั้นตอนที่สามารถบังคับใช้เทคนิคง่าย ๆ
มาตราส่วนหลายมุมมองและวิธีขอแบบองค์รวมการจัดการแม้มีความหลากหลายของหน่วยงาน เสีย และเป้าหมาย
ในการจัดการน้ำทะเลชายฝั่งในภูมิภาค
สเกล เราเสนอการใช้ขยายการวางแผนพื้นที่ทะเล
(MSP) และกำหนดเขตเป็นกรอบที่จะจัดชาย
น้ำสำหรับกิจกรรมที่แตกต่างกัน ในขณะที่บังคับเป้าหมายหลาย และ
มาตราส่วนหลายวิธี บรรลุตกลงนิเวศวิทยา เศรษฐกิจ
และวัตถุประสงค์ทางสังคม (Agardy, 2010 Tallis et al., 2010) .
4.2 สัญญาของการวางแผน และกำหนดเขตพื้นที่ทางทะเล
MSP ได้รับการฝึกฝนส่วนใหญ่ในประเทศพัฒนาแล้ว หลักมุ่งเน้นการอนุรักษ์ระบบนิเวศชายฝั่ง (Agardy,
2010 Tallis et al., 2010 Collie et al., 2013) ใช้ MSP เพื่ออำนวยความสะดวก
ผลิตอาหารอย่างยั่งยืน ในคอนเสิร์ตกับกิจกรรมอื่น ๆ มี
ได้รับความสนใจน้อยมาก แม้ มีการพึ่งพามากใน
fisheries ขนาดเล็กในประเทศเขตร้อน (Hall et al.,
2013), ที่ชุมชนชนบทมีแหล่งสำรองน้อย
สัตว์โปรตีน (Bell et al., 2009 Kawarazuka และ Bene, 2011;
ลำ et al., 2012) ในประเทศเหล่านี้ การจัดการชายฝั่งที่มีประสิทธิภาพ
ต้องยอมรับอาศัยนี้อย่างกว้างขวางของชุมชนยากจน และอ่อนแอทางการเมืองการใช้ fish สำหรับอาหาร (ลำ et al.,
2012 ฮอลล์ et al., 2013) จิตนี้พึ่งพา (เบลล์
et al., 2006, 2009 ลัอ et al., 2011) เป็นวัตถุกระทบยอดวาระใหญ่แยกต่างหากสำหรับความปลอดภัยของอาหารและการอนุรักษ์ความหลากหลายทางชีวภาพ (ข้าวและการ์เซีย 2011 Foale et al., 2013) ผสมของชายฝั่งทะเล
fisheries และเพาะเลี้ยงสัตว์น้ำชายฝั่งที่เหมาะสมเป็นสิ่งจำเป็น (Belton
Thilsted, 2013 และ สแตนดาร์ด et al., 2012), และ MSP สามารถรวม
ทั้งเหล่านี้ใช้น้ำทะเลชายฝั่งในขณะที่การเข้าถึง adjudicating
conflicts ระหว่างพวกเขาและใช้กฎหมายอื่น ๆ ของชายฝั่งทะเล
ซีส์ (Lorenzen et al., 2010b Agardy et al., 2012) .
เกินกำหนดความท้าทายด้านความปลอดภัยอาหาร MSP สามารถ
คาดว่าจะช่วยแก้ไขปัญหากับผู้จัดการเขตร้อน
น้ำทะเลชายฝั่งในหลายวิธี (Agardy, 2010):
ปกป้องพื้นที่สำคัญอย่างให้ระบบนิเวศสุขภาพ
ฟังก์ชันได้
แยก conflicting ใช้ได้
อำนวยความสะดวกในการเกิดขึ้นของการกำกับดูแลกิจการที่ยั่งยืน สิทธิตามระบอบ โดย delimiting ทรัพยากรและผู้ที่สามารถใช้
ให้
รายการคงค้างของ benefits อำนวยความสะดวกผู้ใช้ทรัพยากรจากการลงทุนที่จะให้รักษา หรือเพิ่มทรัพยากรเหล่านั้น
กำหนดจัดการความล้มเหลวที่เกิดจากการสม
defined ขอบ
4.2.1 ช่วยปกป้องระบบนิเวศระบบนิเวศสำคัญ
คอมโพเนนต์
ตามที่ระบุไว้ก่อนหน้านี้ รับมือสามารถสำเร็จปกป้องความหลากหลายทางชีวภาพ
และรักษา หรือเพิ่มผลผลิต รวมทั้ง fisheries
ผลผลิตได้ อย่างไรก็ตาม ราคาจะลดลงที่สำคัญทั้งหมด
เงื่อนไขสำหรับจัดการแรงมีประสิทธิภาพจะเป็นไปตามเพราะ
ดันจะทวีความรุนแรงเป็นประชากรและความสัมพันธ์
การร้องขอสำหรับทรัพยากรเพิ่ม (Edgar et al., 2014) นอกจากนี้,
วางแผนเป็นแนวถอยจากความพยายามในการจัดการใช้งานมาก
พื้นที่เนื่องจากความซับซ้อนในการเชื่อมต่อหลาย
การแปล กรุณารอสักครู่..
, the pressure to
improve management may seem lessened – although the profits
from aquaculture do not accrue to the same communities nor to
as wide a range of individuals, and food security remains an urgent
issue (Hall et al., 2013). Many aquaculture operations currently
undermine natural habitats and ecological processes, putting
coastal communities and economies at risk from loss of shoreline
stabilization, hazard mitigation, and pollution filtering. Burgeoning
coastal populations, growing international trade in fishery products, and climate change simply ensure that current management
approaches will become ever less effective.
Management – of coastal development, habitat, water quality,
biodiversity, or fisheries – requires locally focused interventions
to change human activities and lower impacts, coordinated across
ecologically appropriate spatial scales (Mills et al., 2010). In the
past, a great deal of the localized policy response focused on the
use of no-take marine reserves and other marine protected areas
(MPAs), either singly or as networks of ecologically connected
MPAs.
There is evidence that appropriately implemented MPAs can
increase the abundance of valuable fisheries species within their
borders, and contribute to recruitment in surrounding fishing
grounds (Harrison et al., 2012). Suitably placed and sized MPAs
can help sustain multi-species fisheries, and reduce the broader
ecosystem impacts of fishing where such effects are a major concern (Hilborn et al., 2004). This value can be overstated, however.
While some MPAs have proven effective in stemming biodiversity
loss, maintaining fish populations, and keeping habitats physically
intact, the vast majority of MPAs around the world are not as
effective as hoped, due to inadequate use of science (Sale et al.,
2005), design flaws, or insufficient management to guarantee
compliance with regulations (Agardy et al., 2011). Recently,
Edgar et al. (2014) showed that key features underlying the
success of MPAs in biodiversity conservation include being: (1)
big (greater than 100 km2
), (2) old (established for 10+ years),
(3) no-take (not allowing fishing of any type), and (4) remote.
Clearly the opportunities to meet these criteria and reap successes
in tropical coastal seas are limited and declining given the density
of often competing uses.
Marine protected areas rarely do a good job of addressing threats
to coastal ecosystems stemming from pollution, land use or invasive species, and they can increase user conflicts rather than abate
them (Mascia et al., 2010). Yet MPAs are perhaps the most widely
implemented spatial management measures, and experience in
designing and zoning MPAs or MPA networks provides a major
impetus for development of broad-based spatial governance. It is
important to note, however, that the necessary policy shift that
more effective management will require is unlikely to come about
simply through the designation of more MPAs without these being
embedded in broader systematic spatial planning and ocean zoning
intended to deal with a broader range of human impacts while
fostering appropriate types of use. This is especially true if coastal
countries keep their commitments to protecting marine biodiversity (such as CBD targets) by designating very large, remote MPAs
that neither address increasing food security challenges (Belton
and Thilsted, 2013) nor emerging conflicts among different ocean/
coastal uses.
The mismatch between local scale establishment of MPAs and
national or international scale policies and agreements aiming to
conserve marine biodiversity, coupled with the natural tendency
of administrative bodies to be insular, leads to piecemeal efforts.
Integrated coastal management or ICM (Olsen and Christie,
2000), now subsumed within ecosystem-based management or
EBM (McLeod and Leslie, 2009), is a set of contextual and design
principles to accommodate this need for explicit interventions
with the need for seamless, regional-scale care of coastal ecosystems. But while ICM has been discussed for over 20 years, examples of its effective implementation are rare (Tallis et al., 2010;
Collie et al., 2013). Similarly, while it is increasingly recognized
that management should be done at larger scales, including
through the large marine ecosystem framework (Sherman, 1986)
that identifies 64 large marine ecosystems (LMEs), large-scale
management efforts frequently fail to generate the essential buyin by local communities and stakeholders that is necessary for success (Christie et al., 2005; Tallis et al., 2010). What appears to be
needed is a technically simple set of procedures that can enforce
a multi-scale perspective and a strongly holistic approach to management despite the diversity of agencies, stakeholders and goals
inherent in any attempt to manage coastal waters on a regional
scale. We propose making expanded use of marine spatial planning
(MSP) and zoning as a framework that will apportion coastal
waters for differing activities, while forcing a multi-target and
multi-scale approach, and achieving agreed ecological, economic
and social objectives (Agardy, 2010; Tallis et al., 2010).
4.2. The promise of marine spatial planning and zoning
MSP has been practiced largely in developed countries, principally focusing on conservation of coastal ecosystems (Agardy,
2010; Tallis et al., 2010; Collie et al., 2013). Use of MSP to facilitate
sustainable food production, in concert with other activities, has
received very little attention, despite the great dependence on
small-scale fisheries in tropical developing countries (Hall et al.,
2013), where rural communities have few alternative sources of
animal protein (Bell et al., 2009; Kawarazuka and Bene, 2011;
Lam et al., 2012). In these countries, effective coastal management
must acknowledge this widespread dependence of poor and politically weak communities on the use of fish for food (Lam et al.,
2012; Hall et al., 2013). Acknowledging this dependence (Bell
et al., 2006, 2009; Mills et al., 2011) is pivotal to reconciling the largely separate agendas for food security and biodiversity conservation (Rice and Garcia, 2011; Foale et al., 2013). A mix of coastal
fisheries and appropriate coastal aquaculture is required (Belton
and Thilsted, 2013; Merino et al., 2012), and MSP can incorporate
both these uses of coastal waters while adjudicating the access
conflicts between them and other legitimate uses of the coastal
seas (Lorenzen et al., 2010b; Agardy et al., 2012).
Beyond addressing food security challenges, MSP can be
expected to help address the issues faced by managers of tropical
coastal waters in several ways (Agardy, 2010):
Protecting ecologically critical areas to allow healthy ecosystem
function.
Separating conflicting uses.
Facilitating the emergence of sustainable, rights-based governance regimes by delimiting resources and those who can use
them.
Facilitating accrual of benefits to resource users from investments they make to sustain or enhance those resources.
Addressing management failures caused by inappropriately
defined boundaries.
4.2.1. Allowing protection of ecologically critical ecosystem
components
As stated previously, MPAs can successfully protect biodiversity
and maintain or enhance productivity, including fisheries
productivity. However, the odds are diminishing that all essential
conditions for effective MPA management will be met because
pressures are intensifying as populations and their associated
demand for resources increase (Edgar et al., 2014). Furthermore,
planners are tending to retreat from efforts to manage heavily used
areas because of the complexity inherent in reconciling multiple
improve management may seem lessened – although the profits
from aquaculture do not accrue to the same communities nor to
as wide a range of individuals, and food security remains an urgent
issue (Hall et al., 2013). Many aquaculture operations currently
undermine natural habitats and ecological processes, putting
coastal communities and economies at risk from loss of shoreline
stabilization, hazard mitigation, and pollution filtering. Burgeoning
coastal populations, growing international trade in fishery products, and climate change simply ensure that current management
approaches will become ever less effective.
Management – of coastal development, habitat, water quality,
biodiversity, or fisheries – requires locally focused interventions
to change human activities and lower impacts, coordinated across
ecologically appropriate spatial scales (Mills et al., 2010). In the
past, a great deal of the localized policy response focused on the
use of no-take marine reserves and other marine protected areas
(MPAs), either singly or as networks of ecologically connected
MPAs.
There is evidence that appropriately implemented MPAs can
increase the abundance of valuable fisheries species within their
borders, and contribute to recruitment in surrounding fishing
grounds (Harrison et al., 2012). Suitably placed and sized MPAs
can help sustain multi-species fisheries, and reduce the broader
ecosystem impacts of fishing where such effects are a major concern (Hilborn et al., 2004). This value can be overstated, however.
While some MPAs have proven effective in stemming biodiversity
loss, maintaining fish populations, and keeping habitats physically
intact, the vast majority of MPAs around the world are not as
effective as hoped, due to inadequate use of science (Sale et al.,
2005), design flaws, or insufficient management to guarantee
compliance with regulations (Agardy et al., 2011). Recently,
Edgar et al. (2014) showed that key features underlying the
success of MPAs in biodiversity conservation include being: (1)
big (greater than 100 km2
), (2) old (established for 10+ years),
(3) no-take (not allowing fishing of any type), and (4) remote.
Clearly the opportunities to meet these criteria and reap successes
in tropical coastal seas are limited and declining given the density
of often competing uses.
Marine protected areas rarely do a good job of addressing threats
to coastal ecosystems stemming from pollution, land use or invasive species, and they can increase user conflicts rather than abate
them (Mascia et al., 2010). Yet MPAs are perhaps the most widely
implemented spatial management measures, and experience in
designing and zoning MPAs or MPA networks provides a major
impetus for development of broad-based spatial governance. It is
important to note, however, that the necessary policy shift that
more effective management will require is unlikely to come about
simply through the designation of more MPAs without these being
embedded in broader systematic spatial planning and ocean zoning
intended to deal with a broader range of human impacts while
fostering appropriate types of use. This is especially true if coastal
countries keep their commitments to protecting marine biodiversity (such as CBD targets) by designating very large, remote MPAs
that neither address increasing food security challenges (Belton
and Thilsted, 2013) nor emerging conflicts among different ocean/
coastal uses.
The mismatch between local scale establishment of MPAs and
national or international scale policies and agreements aiming to
conserve marine biodiversity, coupled with the natural tendency
of administrative bodies to be insular, leads to piecemeal efforts.
Integrated coastal management or ICM (Olsen and Christie,
2000), now subsumed within ecosystem-based management or
EBM (McLeod and Leslie, 2009), is a set of contextual and design
principles to accommodate this need for explicit interventions
with the need for seamless, regional-scale care of coastal ecosystems. But while ICM has been discussed for over 20 years, examples of its effective implementation are rare (Tallis et al., 2010;
Collie et al., 2013). Similarly, while it is increasingly recognized
that management should be done at larger scales, including
through the large marine ecosystem framework (Sherman, 1986)
that identifies 64 large marine ecosystems (LMEs), large-scale
management efforts frequently fail to generate the essential buyin by local communities and stakeholders that is necessary for success (Christie et al., 2005; Tallis et al., 2010). What appears to be
needed is a technically simple set of procedures that can enforce
a multi-scale perspective and a strongly holistic approach to management despite the diversity of agencies, stakeholders and goals
inherent in any attempt to manage coastal waters on a regional
scale. We propose making expanded use of marine spatial planning
(MSP) and zoning as a framework that will apportion coastal
waters for differing activities, while forcing a multi-target and
multi-scale approach, and achieving agreed ecological, economic
and social objectives (Agardy, 2010; Tallis et al., 2010).
4.2. The promise of marine spatial planning and zoning
MSP has been practiced largely in developed countries, principally focusing on conservation of coastal ecosystems (Agardy,
2010; Tallis et al., 2010; Collie et al., 2013). Use of MSP to facilitate
sustainable food production, in concert with other activities, has
received very little attention, despite the great dependence on
small-scale fisheries in tropical developing countries (Hall et al.,
2013), where rural communities have few alternative sources of
animal protein (Bell et al., 2009; Kawarazuka and Bene, 2011;
Lam et al., 2012). In these countries, effective coastal management
must acknowledge this widespread dependence of poor and politically weak communities on the use of fish for food (Lam et al.,
2012; Hall et al., 2013). Acknowledging this dependence (Bell
et al., 2006, 2009; Mills et al., 2011) is pivotal to reconciling the largely separate agendas for food security and biodiversity conservation (Rice and Garcia, 2011; Foale et al., 2013). A mix of coastal
fisheries and appropriate coastal aquaculture is required (Belton
and Thilsted, 2013; Merino et al., 2012), and MSP can incorporate
both these uses of coastal waters while adjudicating the access
conflicts between them and other legitimate uses of the coastal
seas (Lorenzen et al., 2010b; Agardy et al., 2012).
Beyond addressing food security challenges, MSP can be
expected to help address the issues faced by managers of tropical
coastal waters in several ways (Agardy, 2010):
Protecting ecologically critical areas to allow healthy ecosystem
function.
Separating conflicting uses.
Facilitating the emergence of sustainable, rights-based governance regimes by delimiting resources and those who can use
them.
Facilitating accrual of benefits to resource users from investments they make to sustain or enhance those resources.
Addressing management failures caused by inappropriately
defined boundaries.
4.2.1. Allowing protection of ecologically critical ecosystem
components
As stated previously, MPAs can successfully protect biodiversity
and maintain or enhance productivity, including fisheries
productivity. However, the odds are diminishing that all essential
conditions for effective MPA management will be met because
pressures are intensifying as populations and their associated
demand for resources increase (Edgar et al., 2014). Furthermore,
planners are tending to retreat from efforts to manage heavily used
areas because of the complexity inherent in reconciling multiple
การแปล กรุณารอสักครู่..
, ความดัน
ปรับปรุงการจัดการอาจดูจืดจาง–แม้ว่า Pro TS
จากการเพาะเลี้ยงสัตว์น้ำจึงไม่เกิดขึ้นกับชุมชนเดียวกันหรือ
กว้างช่วงของแต่ละบุคคล และความมั่นคงด้านอาหารยังคงเป็นปัญหาเร่งด่วน
( Hall et al . , 2013 ) การเพาะเลี้ยงสัตว์น้ำมากในปัจจุบัน
ทำลายแหล่งธรรมชาติและระบบนิเวศกระบวนการใส่
ชุมชนชายฝั่ง และเศรษฐกิจของประเทศที่มีความเสี่ยงจากการสูญเสียของชายฝั่ง
stabilization บรรเทาภัยและมลพิษจึง ltering .
ประชากร burgeoning ชายฝั่ง การเติบโตการค้าระหว่างประเทศในผลิตภัณฑ์ shery ถ่ายทอด และการเปลี่ยนแปลงสภาพภูมิอากาศ เพียงแค่ให้แน่ใจว่า การบริหารจัดการในปัจจุบันจะกลายเป็นที่มีประสิทธิภาพน้อยกว่า
วิธีเคย การจัดการของชายฝั่งและการพัฒนาสิ่งแวดล้อม คุณภาพน้ำ
ความหลากหลายทางชีวภาพจึงต้องเน้นหรือ sheries –ในการแทรกแซง
เปลี่ยนกิจกรรมของมนุษย์และผลกระทบต่ำ , การประสานงานข้าม
นิเวศวิทยาเหมาะสมพื้นที่เกล็ด ( โรงงาน et al . , 2010 ) ใน
ที่ผ่านมาบานเบอะถิ่นการตอบสนองนโยบายเน้น
ใช้ไม่ใช้สำรองทางทะเลและอื่น ๆทางทะเลพื้นที่คุ้มครอง
( Mpas ) ทั้งเดี่ยวหรือเป็นเครือข่ายของนิเวศวิทยาเกี่ยวข้อง
Mpas .มีหลักฐานที่เหมาะสมสามารถใช้ Mpas
เพิ่มความอุดมสมบูรณ์ของที่มีคุณค่าจึง sheries ชนิดภายในพรมแดนของพวกเขา
และมีส่วนร่วมในการสรรหาในรอบจึงชิง
ลาน ( Harrison et al . , 2012 ) สามารถวางและขนาด Mpas
สามารถช่วยรักษาหลายชนิด จึง sheries และลดผลกระทบของกว้างขึ้น
ระบบนิเวศจึงชิงซึ่งผลดังกล่าวเป็นปัญหาหลัก ( hilborn et al . ,2004 ) ค่านี้สามารถคุยโว , อย่างไรก็ตาม .
ในขณะที่บาง Mpas ได้พิสูจน์ประสิทธิภาพในการรักษา ซึ่งมีความหลากหลายทางชีวภาพ
ขาดทุน จึงมีการดวลจุดโทษ และที่อยู่อาศัยทางกายภาพ
เหมือนเดิม ใหญ่ Mpas ทั่วโลกไม่ได้
มีประสิทธิภาพตามที่หวัง เพราะการใช้งานด้านวิทยาศาสตร์ ( ขาย et al . ,
2005 ) ออกแบบfl AWS หรือการจัดการจึง insuf cient รับประกัน
การปฏิบัติตามกฎระเบียบ ( agardy et al . , 2011 ) เมื่อเร็ว ๆนี้
เอ็ดการ์ et al . ( 2014 ) พบว่าคุณสมบัติพื้นฐานความสำเร็จของคีย์
Mpas ในการอนุรักษ์ความหลากหลายทางชีวภาพรวมถึงการได้ ( 1 ) ขนาดใหญ่ ( มากกว่า 100 ตารางกิโลเมตร
) , ( 2 ) เก่า ( สร้าง 10 ปี ) ,
( 3 ) ไม่ใช้ ( ไม่อนุญาตจึงชิงประเภทใด ) และ ( 4 ) ระยะไกล .
อย่างชัดเจน โอกาสที่ตรงกับเกณฑ์เหล่านี้และเก็บเกี่ยวความสำเร็จ
ในทะเลชายฝั่งเขตร้อนจะถูก จำกัด และลดลงให้ความหนาแน่นของมักจะแข่งขันกันใช้
.
ทางทะเลพื้นที่คุ้มครองไม่ค่อยทำงานที่ดีของการจัดการกับภัยคุกคามต่อระบบนิเวศชายฝั่ง
อันเนื่องมาจากมลพิษ การใช้ที่ดิน หรือแพร่กระจายพันธุ์ และพวกเขาสามารถเพิ่มผู้ใช้ไอซีที คอนflแทนที่จะทุเลา
( มัสเชีย et al . , 2010 ) . แต่ Mpas บางทีอย่างกว้างขวางที่สุด
มาตรการการจัดการทางพื้นที่และประสบการณ์ในการออกแบบและวางผังเมือง
Mpas หรือเครือข่าย MPA มีแรงผลักดันที่สำคัญสำหรับการพัฒนาพื้นที่ในอนาคต
” มันคือ
เป็นสิ่งสำคัญที่จะต้องทราบ แต่ที่สำคัญกะนโยบายที่การจัดการมีประสิทธิภาพมากขึ้นจะต้อง ไม่น่าจะมาเกี่ยวกับ
เพียงแค่ผ่านชื่อของ Mpas มากขึ้นโดยไม่เหล่านี้ถูก
•การวางแผนเชิงพื้นที่อย่างเป็นระบบและฝังตัวอยู่ในมหาสมุทรเขต
ตั้งใจที่จะจัดการกับช่วงของผลกระทบของมนุษย์ในขณะที่
อุปถัมภ์ประเภทที่เหมาะสมของการใช้ นี้เป็นจริงโดยเฉพาะอย่างยิ่งถ้าประเทศชายฝั่ง
ให้ผูกพันของพวกเขาเพื่อปกป้องความหลากหลายทางชีวภาพทางทะเล ( เช่น CBD เป้าหมาย ) โดยกำหนดขนาดใหญ่มาก ระยะไกล Mpas
ไม่ว่าที่อยู่เพิ่มความมั่นคงด้านอาหาร ความท้าทาย ( เบลตัน
และ thilsted 2013 ) หรือเกิดขึ้นใหม่ คอนflไอซีที ระหว่างมหาสมุทรชายฝั่งใช้แตกต่างกัน /
.
ไม่ตรงกันระหว่างสถานประกอบการระดับท้องถิ่นและระดับชาติหรือระดับนโยบาย Mpas
และข้อตกลงระหว่างประเทศเพื่ออนุรักษ์ความหลากหลายทางชีวภาพทางทะเล
ควบคู่กับแนวโน้มตามธรรมชาติ
ของการบริหารร่างกาย จะโดดเดี่ยวนำไปสู่ความพยายามทีละน้อย .
การจัดการชายฝั่ง หรือ ICM บูรณาการ ( Olsen และคริสตี้ ,
2000 ) ตอนนี้ภายในระบบนิเวศตามวิทยการจัดการหรือ
EBM ( McLeod และ Leslie , 2009 ) เป็นชุดของบริบทและหลักการออกแบบเพื่อรองรับความต้องการนี้ให้ชัดเจน
กับการแทรกแซงต้องไม่มีรอยต่อ , การดูแลระดับภูมิภาคของระบบนิเวศชายฝั่ง แต่ในขณะที่ ICM ได้ถูกกล่าวถึงมานานกว่า 20 ปี ตัวอย่างของการใช้งานที่มีประสิทธิภาพจะหายาก ( Tallis et al . , 2010 ;
แกะ et al . ,2013 ) ในทำนองเดียวกันในขณะที่มันได้รับการยอมรับมากขึ้น
การจัดการควรทำในระดับที่ใหญ่กว่ารวมทั้ง
ผ่านกรอบระบบนิเวศทางทะเลขนาดใหญ่ ( เชอร์แมน , 1986 )
ที่ identi จึง ES 64 ขนาดใหญ่ระบบนิเวศทางทะเล ( lmes ) ความพยายามในการจัดการขนาดใหญ่
บ่อยล้มเหลวที่จะสร้างโดยชุมชนท้องถิ่นและผู้มีส่วนได้เสียพนันที่จำเป็นที่จำเป็นสำหรับความสำเร็จ ( คริสตี้ et al . , 2005ทอลลิส et al . , 2010 ) สิ่งที่ปรากฏจะ
ต้องการเป็นชุดง่ายเทคนิคของกระบวนการที่สามารถบังคับใช้
มุมมองหลายมาตราส่วน และวิธีการแบบองค์รวมและการจัดการแม้จะมีความหลากหลายของผู้มีส่วนได้เสีย และหน่วยงานเป้าหมาย
โดยธรรมชาติในความพยายามใด ๆที่จะจัดการน้ำชายฝั่งในระดับภูมิภาค
เราเสนอการขยายใช้พื้นที่วางแผน
ทางทะเล( MSP ) และแบ่งเป็นกรอบที่จะแบ่งสันปันส่วนน้ำชายฝั่ง
สำหรับกิจกรรมที่แตกต่างกัน ในขณะที่บังคับ multi-target และ
วิธีการหลายมาตราส่วน และบรรลุตกลงทางนิเวศวิทยา เศรษฐกิจ และสังคมวัตถุประสงค์ (
agardy , 2010 ; Tallis et al . , 2010 ) .
4.2 . สัญญาของการวางแผนและการแบ่งเขตทางทะเล
MSP ได้รับประสบการณ์ส่วนใหญ่ในประเทศที่พัฒนาแล้วส่วนใหญ่เน้นการอนุรักษ์ระบบนิเวศชายฝั่ง ( agardy
, 2010 ; Tallis et al . , 2010 ; แกะ et al . , 2013 ) ใช้ MSP เพื่อความสะดวก
การผลิตอาหารอย่างยั่งยืน ในคอนเสิร์ตกับกิจกรรมอื่น ๆได้
ได้รับน้อยมากสนใจ แม้จะมีการพึ่งพามาก
ขนาดเล็กจึง sheries ในประเทศเขตร้อน ( Hall et al . ,
2013 )ที่ชุมชนชนบทมีกี่ทางเลือกแหล่ง
โปรตีนจากสัตว์ ( กระดิ่ง et al . , 2009 ; kawarazuka และดี , 2011 ;
ลำ et al . , 2012 ) ในประเทศเหล่านี้ การจัดการชายฝั่งที่มีประสิทธิภาพต้องรับทราบการพึ่งพานี้อย่างกว้างขวางของคนจนและชุมชนอ่อนแอทางการเมือง ในการใช้จึงอาจเป็นอาหาร ( ลำ et al . ,
2012 ; Hall et al . , 2013 ) ยอมรับการพึ่งพานี้ ( เบลล์
et al . , 2006 , 2009โรงสี et al . , 2011 ) เป็นสำคัญ ที่จะยอมรับวาระการประชุมส่วนใหญ่แยกเพื่อความมั่นคงด้านอาหาร และอนุรักษ์ความหลากหลายทางชีวภาพ ( ข้าวและการ์เซีย , 2011 ; foale et al . , 2013 ) ผสมของ sheries จึงชายฝั่งและการเพาะเลี้ยงสัตว์น้ำชายฝั่ง
เหมาะสมเป็นสิ่งจำเป็น (
thilsted เบลตันและ 2013 ; Merino et al . , 2012 ) , และ MSP สามารถรวม
ทั้งสองนี้ใช้น่านน้ำชายฝั่งในขณะที่ adjudicating เข้าถึง
ไอซีที fl con ระหว่างพวกเขาและการใช้งานอื่น ๆที่ถูกต้องตามกฎหมายของชายฝั่ง
ทะเล ( lorenzen et al . , 2010b ; agardy et al . , 2012 ) .
นอกเหนือจากการจัดการกับความท้าทายความมั่นคงด้านอาหาร , MSP สามารถ
คาดว่าจะช่วยแก้ไขปัญหาที่เผชิญ โดยผู้จัดการของเขตร้อน
ชายฝั่งได้หลายวิธี ( agardy , 2010 )
ปกป้องพื้นที่วิกฤตเพื่อให้ฟังก์ชันระบบนิเวศ
สุขภาพ แยกคอนfl
icting ใช้ ส่งเสริมการเกิดขึ้นของสิทธิ ตามระบอบธรรมาภิบาลที่ยั่งยืน โดย delimiting ทรัพยากรและผู้ที่สามารถใช้
.
การรับรู้ของเบเน่จึง TS ผู้ใช้ทรัพยากรจากการลงทุนที่พวกเขาทำเพื่อรักษาหรือเพิ่มทรัพยากรเหล่านั้น เกิดจากความล้มเหลวของการจัดการกับ
de จึงไม่เหมาะสม เน็ด ขอบเขต
4.2.1 . ช่วยป้องกันวิกฤตระบบนิเวศ
ส่วนประกอบ
ตามที่ระบุไว้ก่อนหน้านี้ , Mpas สามารถปกป้องความหลากหลายทางชีวภาพ
และรักษาหรือเพิ่มผลผลิต รวมถึงการถ่ายทอด sheries
ผลผลิต อย่างไรก็ตาม อัตราเดิมพันจะลดน้อยลง ที่สําคัญ
เงื่อนไขการจัดการ MPA ที่มีประสิทธิภาพจะพบกันเพราะแรงกดดันทวีความรุนแรงเป็นประชากร
และที่เกี่ยวข้องของพวกเขาความต้องการทรัพยากรที่เพิ่ม ( Edgar et al . , 2010 ) นอกจากนี้
วางแผนจะพุ่งถอยออกมาจากความพยายามที่จะจัดการใช้อย่างมาก
พื้นที่เพราะความซับซ้อนโดยธรรมชาติใน reconciling หลาย
ปรับปรุงการจัดการอาจดูจืดจาง–แม้ว่า Pro TS
จากการเพาะเลี้ยงสัตว์น้ำจึงไม่เกิดขึ้นกับชุมชนเดียวกันหรือ
กว้างช่วงของแต่ละบุคคล และความมั่นคงด้านอาหารยังคงเป็นปัญหาเร่งด่วน
( Hall et al . , 2013 ) การเพาะเลี้ยงสัตว์น้ำมากในปัจจุบัน
ทำลายแหล่งธรรมชาติและระบบนิเวศกระบวนการใส่
ชุมชนชายฝั่ง และเศรษฐกิจของประเทศที่มีความเสี่ยงจากการสูญเสียของชายฝั่ง
stabilization บรรเทาภัยและมลพิษจึง ltering .
ประชากร burgeoning ชายฝั่ง การเติบโตการค้าระหว่างประเทศในผลิตภัณฑ์ shery ถ่ายทอด และการเปลี่ยนแปลงสภาพภูมิอากาศ เพียงแค่ให้แน่ใจว่า การบริหารจัดการในปัจจุบันจะกลายเป็นที่มีประสิทธิภาพน้อยกว่า
วิธีเคย การจัดการของชายฝั่งและการพัฒนาสิ่งแวดล้อม คุณภาพน้ำ
ความหลากหลายทางชีวภาพจึงต้องเน้นหรือ sheries –ในการแทรกแซง
เปลี่ยนกิจกรรมของมนุษย์และผลกระทบต่ำ , การประสานงานข้าม
นิเวศวิทยาเหมาะสมพื้นที่เกล็ด ( โรงงาน et al . , 2010 ) ใน
ที่ผ่านมาบานเบอะถิ่นการตอบสนองนโยบายเน้น
ใช้ไม่ใช้สำรองทางทะเลและอื่น ๆทางทะเลพื้นที่คุ้มครอง
( Mpas ) ทั้งเดี่ยวหรือเป็นเครือข่ายของนิเวศวิทยาเกี่ยวข้อง
Mpas .มีหลักฐานที่เหมาะสมสามารถใช้ Mpas
เพิ่มความอุดมสมบูรณ์ของที่มีคุณค่าจึง sheries ชนิดภายในพรมแดนของพวกเขา
และมีส่วนร่วมในการสรรหาในรอบจึงชิง
ลาน ( Harrison et al . , 2012 ) สามารถวางและขนาด Mpas
สามารถช่วยรักษาหลายชนิด จึง sheries และลดผลกระทบของกว้างขึ้น
ระบบนิเวศจึงชิงซึ่งผลดังกล่าวเป็นปัญหาหลัก ( hilborn et al . ,2004 ) ค่านี้สามารถคุยโว , อย่างไรก็ตาม .
ในขณะที่บาง Mpas ได้พิสูจน์ประสิทธิภาพในการรักษา ซึ่งมีความหลากหลายทางชีวภาพ
ขาดทุน จึงมีการดวลจุดโทษ และที่อยู่อาศัยทางกายภาพ
เหมือนเดิม ใหญ่ Mpas ทั่วโลกไม่ได้
มีประสิทธิภาพตามที่หวัง เพราะการใช้งานด้านวิทยาศาสตร์ ( ขาย et al . ,
2005 ) ออกแบบfl AWS หรือการจัดการจึง insuf cient รับประกัน
การปฏิบัติตามกฎระเบียบ ( agardy et al . , 2011 ) เมื่อเร็ว ๆนี้
เอ็ดการ์ et al . ( 2014 ) พบว่าคุณสมบัติพื้นฐานความสำเร็จของคีย์
Mpas ในการอนุรักษ์ความหลากหลายทางชีวภาพรวมถึงการได้ ( 1 ) ขนาดใหญ่ ( มากกว่า 100 ตารางกิโลเมตร
) , ( 2 ) เก่า ( สร้าง 10 ปี ) ,
( 3 ) ไม่ใช้ ( ไม่อนุญาตจึงชิงประเภทใด ) และ ( 4 ) ระยะไกล .
อย่างชัดเจน โอกาสที่ตรงกับเกณฑ์เหล่านี้และเก็บเกี่ยวความสำเร็จ
ในทะเลชายฝั่งเขตร้อนจะถูก จำกัด และลดลงให้ความหนาแน่นของมักจะแข่งขันกันใช้
.
ทางทะเลพื้นที่คุ้มครองไม่ค่อยทำงานที่ดีของการจัดการกับภัยคุกคามต่อระบบนิเวศชายฝั่ง
อันเนื่องมาจากมลพิษ การใช้ที่ดิน หรือแพร่กระจายพันธุ์ และพวกเขาสามารถเพิ่มผู้ใช้ไอซีที คอนflแทนที่จะทุเลา
( มัสเชีย et al . , 2010 ) . แต่ Mpas บางทีอย่างกว้างขวางที่สุด
มาตรการการจัดการทางพื้นที่และประสบการณ์ในการออกแบบและวางผังเมือง
Mpas หรือเครือข่าย MPA มีแรงผลักดันที่สำคัญสำหรับการพัฒนาพื้นที่ในอนาคต
” มันคือ
เป็นสิ่งสำคัญที่จะต้องทราบ แต่ที่สำคัญกะนโยบายที่การจัดการมีประสิทธิภาพมากขึ้นจะต้อง ไม่น่าจะมาเกี่ยวกับ
เพียงแค่ผ่านชื่อของ Mpas มากขึ้นโดยไม่เหล่านี้ถูก
•การวางแผนเชิงพื้นที่อย่างเป็นระบบและฝังตัวอยู่ในมหาสมุทรเขต
ตั้งใจที่จะจัดการกับช่วงของผลกระทบของมนุษย์ในขณะที่
อุปถัมภ์ประเภทที่เหมาะสมของการใช้ นี้เป็นจริงโดยเฉพาะอย่างยิ่งถ้าประเทศชายฝั่ง
ให้ผูกพันของพวกเขาเพื่อปกป้องความหลากหลายทางชีวภาพทางทะเล ( เช่น CBD เป้าหมาย ) โดยกำหนดขนาดใหญ่มาก ระยะไกล Mpas
ไม่ว่าที่อยู่เพิ่มความมั่นคงด้านอาหาร ความท้าทาย ( เบลตัน
และ thilsted 2013 ) หรือเกิดขึ้นใหม่ คอนflไอซีที ระหว่างมหาสมุทรชายฝั่งใช้แตกต่างกัน /
.
ไม่ตรงกันระหว่างสถานประกอบการระดับท้องถิ่นและระดับชาติหรือระดับนโยบาย Mpas
และข้อตกลงระหว่างประเทศเพื่ออนุรักษ์ความหลากหลายทางชีวภาพทางทะเล
ควบคู่กับแนวโน้มตามธรรมชาติ
ของการบริหารร่างกาย จะโดดเดี่ยวนำไปสู่ความพยายามทีละน้อย .
การจัดการชายฝั่ง หรือ ICM บูรณาการ ( Olsen และคริสตี้ ,
2000 ) ตอนนี้ภายในระบบนิเวศตามวิทยการจัดการหรือ
EBM ( McLeod และ Leslie , 2009 ) เป็นชุดของบริบทและหลักการออกแบบเพื่อรองรับความต้องการนี้ให้ชัดเจน
กับการแทรกแซงต้องไม่มีรอยต่อ , การดูแลระดับภูมิภาคของระบบนิเวศชายฝั่ง แต่ในขณะที่ ICM ได้ถูกกล่าวถึงมานานกว่า 20 ปี ตัวอย่างของการใช้งานที่มีประสิทธิภาพจะหายาก ( Tallis et al . , 2010 ;
แกะ et al . ,2013 ) ในทำนองเดียวกันในขณะที่มันได้รับการยอมรับมากขึ้น
การจัดการควรทำในระดับที่ใหญ่กว่ารวมทั้ง
ผ่านกรอบระบบนิเวศทางทะเลขนาดใหญ่ ( เชอร์แมน , 1986 )
ที่ identi จึง ES 64 ขนาดใหญ่ระบบนิเวศทางทะเล ( lmes ) ความพยายามในการจัดการขนาดใหญ่
บ่อยล้มเหลวที่จะสร้างโดยชุมชนท้องถิ่นและผู้มีส่วนได้เสียพนันที่จำเป็นที่จำเป็นสำหรับความสำเร็จ ( คริสตี้ et al . , 2005ทอลลิส et al . , 2010 ) สิ่งที่ปรากฏจะ
ต้องการเป็นชุดง่ายเทคนิคของกระบวนการที่สามารถบังคับใช้
มุมมองหลายมาตราส่วน และวิธีการแบบองค์รวมและการจัดการแม้จะมีความหลากหลายของผู้มีส่วนได้เสีย และหน่วยงานเป้าหมาย
โดยธรรมชาติในความพยายามใด ๆที่จะจัดการน้ำชายฝั่งในระดับภูมิภาค
เราเสนอการขยายใช้พื้นที่วางแผน
ทางทะเล( MSP ) และแบ่งเป็นกรอบที่จะแบ่งสันปันส่วนน้ำชายฝั่ง
สำหรับกิจกรรมที่แตกต่างกัน ในขณะที่บังคับ multi-target และ
วิธีการหลายมาตราส่วน และบรรลุตกลงทางนิเวศวิทยา เศรษฐกิจ และสังคมวัตถุประสงค์ (
agardy , 2010 ; Tallis et al . , 2010 ) .
4.2 . สัญญาของการวางแผนและการแบ่งเขตทางทะเล
MSP ได้รับประสบการณ์ส่วนใหญ่ในประเทศที่พัฒนาแล้วส่วนใหญ่เน้นการอนุรักษ์ระบบนิเวศชายฝั่ง ( agardy
, 2010 ; Tallis et al . , 2010 ; แกะ et al . , 2013 ) ใช้ MSP เพื่อความสะดวก
การผลิตอาหารอย่างยั่งยืน ในคอนเสิร์ตกับกิจกรรมอื่น ๆได้
ได้รับน้อยมากสนใจ แม้จะมีการพึ่งพามาก
ขนาดเล็กจึง sheries ในประเทศเขตร้อน ( Hall et al . ,
2013 )ที่ชุมชนชนบทมีกี่ทางเลือกแหล่ง
โปรตีนจากสัตว์ ( กระดิ่ง et al . , 2009 ; kawarazuka และดี , 2011 ;
ลำ et al . , 2012 ) ในประเทศเหล่านี้ การจัดการชายฝั่งที่มีประสิทธิภาพต้องรับทราบการพึ่งพานี้อย่างกว้างขวางของคนจนและชุมชนอ่อนแอทางการเมือง ในการใช้จึงอาจเป็นอาหาร ( ลำ et al . ,
2012 ; Hall et al . , 2013 ) ยอมรับการพึ่งพานี้ ( เบลล์
et al . , 2006 , 2009โรงสี et al . , 2011 ) เป็นสำคัญ ที่จะยอมรับวาระการประชุมส่วนใหญ่แยกเพื่อความมั่นคงด้านอาหาร และอนุรักษ์ความหลากหลายทางชีวภาพ ( ข้าวและการ์เซีย , 2011 ; foale et al . , 2013 ) ผสมของ sheries จึงชายฝั่งและการเพาะเลี้ยงสัตว์น้ำชายฝั่ง
เหมาะสมเป็นสิ่งจำเป็น (
thilsted เบลตันและ 2013 ; Merino et al . , 2012 ) , และ MSP สามารถรวม
ทั้งสองนี้ใช้น่านน้ำชายฝั่งในขณะที่ adjudicating เข้าถึง
ไอซีที fl con ระหว่างพวกเขาและการใช้งานอื่น ๆที่ถูกต้องตามกฎหมายของชายฝั่ง
ทะเล ( lorenzen et al . , 2010b ; agardy et al . , 2012 ) .
นอกเหนือจากการจัดการกับความท้าทายความมั่นคงด้านอาหาร , MSP สามารถ
คาดว่าจะช่วยแก้ไขปัญหาที่เผชิญ โดยผู้จัดการของเขตร้อน
ชายฝั่งได้หลายวิธี ( agardy , 2010 )
ปกป้องพื้นที่วิกฤตเพื่อให้ฟังก์ชันระบบนิเวศ
สุขภาพ แยกคอนfl
icting ใช้ ส่งเสริมการเกิดขึ้นของสิทธิ ตามระบอบธรรมาภิบาลที่ยั่งยืน โดย delimiting ทรัพยากรและผู้ที่สามารถใช้
.
การรับรู้ของเบเน่จึง TS ผู้ใช้ทรัพยากรจากการลงทุนที่พวกเขาทำเพื่อรักษาหรือเพิ่มทรัพยากรเหล่านั้น เกิดจากความล้มเหลวของการจัดการกับ
de จึงไม่เหมาะสม เน็ด ขอบเขต
4.2.1 . ช่วยป้องกันวิกฤตระบบนิเวศ
ส่วนประกอบ
ตามที่ระบุไว้ก่อนหน้านี้ , Mpas สามารถปกป้องความหลากหลายทางชีวภาพ
และรักษาหรือเพิ่มผลผลิต รวมถึงการถ่ายทอด sheries
ผลผลิต อย่างไรก็ตาม อัตราเดิมพันจะลดน้อยลง ที่สําคัญ
เงื่อนไขการจัดการ MPA ที่มีประสิทธิภาพจะพบกันเพราะแรงกดดันทวีความรุนแรงเป็นประชากร
และที่เกี่ยวข้องของพวกเขาความต้องการทรัพยากรที่เพิ่ม ( Edgar et al . , 2010 ) นอกจากนี้
วางแผนจะพุ่งถอยออกมาจากความพยายามที่จะจัดการใช้อย่างมาก
พื้นที่เพราะความซับซ้อนโดยธรรมชาติใน reconciling หลาย
การแปล กรุณารอสักครู่..
ภาษาอื่น ๆ
การสนับสนุนเครื่องมือแปลภาษา: กรีก, กันนาดา, กาลิเชียน, คลิงออน, คอร์สิกา, คาซัค, คาตาลัน, คินยารวันดา, คีร์กิซ, คุชราต, จอร์เจีย, จีน, จีนดั้งเดิม, ชวา, ชิเชวา, ซามัว, ซีบัวโน, ซุนดา, ซูลู, ญี่ปุ่น, ดัตช์, ตรวจหาภาษา, ตุรกี, ทมิฬ, ทาจิก, ทาทาร์, นอร์เวย์, บอสเนีย, บัลแกเรีย, บาสก์, ปัญจาป, ฝรั่งเศส, พาชตู, ฟริเชียน, ฟินแลนด์, ฟิลิปปินส์, ภาษาอินโดนีเซี, มองโกเลีย, มัลทีส, มาซีโดเนีย, มาราฐี, มาลากาซี, มาลายาลัม, มาเลย์, ม้ง, ยิดดิช, ยูเครน, รัสเซีย, ละติน, ลักเซมเบิร์ก, ลัตเวีย, ลาว, ลิทัวเนีย, สวาฮิลี, สวีเดน, สิงหล, สินธี, สเปน, สโลวัก, สโลวีเนีย, อังกฤษ, อัมฮาริก, อาร์เซอร์ไบจัน, อาร์เมเนีย, อาหรับ, อิกโบ, อิตาลี, อุยกูร์, อุสเบกิสถาน, อูรดู, ฮังการี, ฮัวซา, ฮาวาย, ฮินดี, ฮีบรู, เกลิกสกอต, เกาหลี, เขมร, เคิร์ด, เช็ก, เซอร์เบียน, เซโซโท, เดนมาร์ก, เตลูกู, เติร์กเมน, เนปาล, เบงกอล, เบลารุส, เปอร์เซีย, เมารี, เมียนมา (พม่า), เยอรมัน, เวลส์, เวียดนาม, เอสเปอแรนโต, เอสโทเนีย, เฮติครีโอล, แอฟริกา, แอลเบเนีย, โคซา, โครเอเชีย, โชนา, โซมาลี, โปรตุเกส, โปแลนด์, โยรูบา, โรมาเนีย, โอเดีย (โอริยา), ไทย, ไอซ์แลนด์, ไอร์แลนด์, การแปลภาษา.
- why don't you eat anything? Or would you
- หนึ่งสัปดาห์
- Enough
- Appreciation Day.
- สิ้นเดือนนี้
- CONCLUSIONS
- [13/8/2014 23:55:44] Axiss Xs: but you c
- we remain single even we join our hearts
- เราต้องแปลภาษาในกูเกิล เพราะเราไม่เก่งภา
- . A Web site can “know” the minute detai
- เขาสัตว์
- First of all, I just like learning langu
- หัวใจฉันคือเธอ
- เขาสำเติมฉัน
- Tarre in lizard eggs
- Das Fenster ist viel zu klein. Dadurch k
- ด้านการเกษตร
- There is a pattern of quite a large incr
- We've decided to switch names and identi
- Andฉันได้เคยสัญญาไว้
- Destiny is what we make it.
- better
- รักคนมีเจ้าของ
- ผมยินดีรับฟัง
