一种基于Ecospace模型的生态系统发展模拟方法

摘要

本发明涉及生态系统研究技术领域，公开了一种基于Ecospace模型的生态系统发展模拟方法，包括如下步骤：A)在研究地区的生态系统中设置多个采集点，对各个采集点的物种进行样品采集，确定不同功能组，其中，所述功能组为单一物种或者多个关联物种组成；B)将各所述功能组的输入参数以及目前渔业捕捞数据输入至Ecospace模型中，获取各所述功能组在预设未来时间内的生物量变化趋势数据，将不同食性的鱼类进行分组并输出对应的生物量变化模拟图。通过分析当前捕捞压力下不同鱼类相对生物量的变化特征，判断在现有的捕捞强度和人为干扰程度下，对渔业资源造成的影响，对渔业资源管理提出具有科学指导意义的管理策略。

说明书

技术领域

本发明涉及生态系统研究技术领域，特别是涉及一种基于Ecospace模型的生态系统发展模拟方法。

背景技术

渔业捕捞是人类粮食安全的重要保障。珠江河口水产资源丰富，承受着巨大的渔业捕捞压力，使得渔获物营养级下降，渔获物向小型化、低龄化转变，这对当地的生态系统具有重要影响。为应对珠江口渔业面临的这些挑战，地方政府已经实施了一系列的渔业管理政策，包括设立禁渔期、限制捕捞工具、鼓励渔民转业等。虽然以禁渔为代表的多项渔业政策的设立可以使珠江口渔业资源得到一定程度的恢复，但在非禁渔期，由于渔船马力的增加和捕捞方式的高效化，使得渔业捕捞压力比以往更大。渔业捕捞压力增加严重影响了鱼类生物类群的组成，对生态系统的功能结构产生重要影响，使得生态系统的变化趋势发生明显改变。研究表明，生态系统建模能够显著提高渔业管理的效果，并对渔业资源生物量具有很好的预见性。

目前有使用Ecospace模型对岛屿生态系统进行评估和预测的方法，如公开号为CN110738385A的中国发明专利，公开了一种基于Ecospace模型的岛屿生态系统现状评估与发展预测方法，但只是分析各生物功能组空间变化，并没有针对鱼类生物量进行分析，无法判断出当前渔业捕捞对于对鱼类生物量的影响，并不能为渔业资源管理提出较好的管理策略。

发明内容

本发明要解决的技术问题是：提供一种用于分析鱼类生物量的基于Ecospace模型的生态系统发展模拟方法，模拟在当前渔业捕捞压力下，对渔业资源造成的影响。

为了解决上述技术问题，本发明提供了一种基于Ecospace模型的生态系统发展模拟方法，包括如下步骤：

A)在研究地区的生态系统中设置多个采集点，对各个采集点的物种进行样品采集，确定不同功能组，其中，所述功能组为单一物种或者多个关联物种组成；

B)将各所述功能组的输入参数以及目前渔业捕捞数据输入至Ecospace模型中，获取各所述功能组在预设未来时间内的生物量变化趋势数据，将不同食性的鱼类进行分组并输出对应的生物量变化模拟图。

作为优选方案，还包括步骤：

C)根据不同所述功能组的生物空间分布，将研究区域划分为多个生境类型，获取各所述功能组在预设未来时间内的空间分布变化模拟图。

作为优选方案，在所述步骤C)中，

将研究地区划分为50×50m的栅格，并生成具有完整空间信息的底图，根据每种生物的摄食习惯与常出没区域定义每种生物在每个栅格内的最大生态容纳量。

作为优选方案，在所述步骤A)中，

当所述研究地区为岛屿时，沿着所述岛屿周边水域四个不同方向布置所述采集点，根据鱼类的种类确定不同功能组。

作为优选方案，在所述步骤A)中，

所述功能组包括至少一个碎屑组。

作为优选方案，在所述步骤A)中，所述功能组包括鱼类动物、底栖生物、生产者和碎屑。

作为优选方案，在所述步骤A)中，所述鱼类动物包括肉食性鱼类、杂食性鱼类、碎屑食性鱼类、滤食性鱼类和植食性鱼类。

作为优选方案，在所述步骤A)中，初级生产者包括浮游植物、水生植物以及附生藻，大型底栖生物包括虾类、蟹类、昆虫纲、多毛纲、寡毛纲、双壳纲和腹足纲。

作为优选方案，在所述步骤B)中，所述输入参数包括生物量、生产量与生物量比值、消耗量与生物量比值、生态营养效率、未同化食物比例以及渔业捕捞量。

作为优选方案，在所述步骤B)中，所述目前渔业捕捞数据包括渔业保护区地理信息、禁渔期信息、捕捞方式信息、捕捞压力信息。

本发明所提供的一种基于Ecospace模型的生态系统发展模拟方法与现有技术相比，其有益效果在于：

本发明通过在不同采集点对物种的样品进行采集，并划分功能组，将各所述功能组的输入参数以及目前渔业捕捞数据输入至Ecospace模型，以输出不同食性的鱼类在预设未来时间内的生物量变化模拟图，通过分析当前捕捞压力下不同鱼类相对生物量的变化特征，判断在现有的捕捞强度和人为干扰程度下，对渔业资源造成的影响，对渔业资源管理提出具有科学指导意义的管理策略。

附图说明

图1是本发明优选实施例的基于Ecospace模型的生态系统发展模拟方法的流程框图。

图2是本发明优选实施例的肉食性鱼类相对生物量的变化模拟图。

图3是本发明优选实施例的杂食性鱼类相对生物量的变化模拟图。

图4是本发明优选实施例的滤食性鱼类相对生物量的变化模拟图。

图5是本发明优选实施例的碎屑食性鱼类相对生物量的变化模拟图。

图6是本发明优选实施例的草食性鱼类相对生物量的变化模拟图。

具体实施方式

需要说明的是，在不冲突的情况下，本申请中的实施例及实施例中的特征可以相互组合。下面将参考附图并结合实施例来详细说明本发明。

以下结合具体实施例对本申请作进一步详细描述，这些实施例不能理解为限制本申请所要求保护的范围。

如图1所示，本发明提供了一种基于Ecospace模型的生态系统发展模拟方法，包括如下步骤：

A)在研究地区的生态系统中设置多个采集点，对各个采集点的物种进行样品采集，确定不同功能组，其中，所述功能组为单一物种或者多个关联物种组成；

B)将各所述功能组的输入参数以及目前渔业捕捞数据输入至Ecospace模型中，获取各所述功能组在预设未来时间内的生物量变化趋势数据，将不同食性的鱼类进行分组并输出对应的生物量变化模拟图。

基于上述技术的生态系统发展模拟方法，通过在不同采集点对物种的样品进行采集，并划分功能组，将各所述功能组的输入参数以及目前渔业捕捞数据输入至Ecospace模型，以输出不同食性的鱼类在预设未来时间内的生物量变化模拟图，通过分析当前捕捞压力下不同鱼类相对生物量的变化特征，判断在现有的捕捞强度和人为干扰程度下，对渔业资源造成的影响，对渔业资源管理提出具有科学指导意义的管理策略。

在本实施例中，还包括步骤C)根据不同所述功能组的生物空间分布，将研究区域划分为多个生境类型，获取各所述功能组在预设未来时间内的空间分布变化模拟图。进一步分析各功能组在时间和空间上的变化特征，提高模型的模拟质量。

本实施例以大蚝沙岛生态系统为研究对象作进一步说明，通过构建大蚝沙岛周边的Ecospace模型，研究岛周边生物的分布情况和能量流动过程，并模拟预测各功能组中鱼类生物量在未来15年中的变化情况。可以理解的是，本发明的生态系统发展模拟方法也可以应用至其他生态系统中。

在步骤A)中，所述功能组为单一物种或者多个关联物种组成，按照此划分方法，大蚝沙岛生态系统的功能组包括鱼类功能组、大型底栖动物功能组、生产者功能组、浮游动物功能组和碎屑功能组，共计30个。其中鱼类功能组的个数为18个，包括4种肉食性鱼类、4种杂食性鱼类、7种碎屑食性鱼类、2种滤食性鱼类和1种植食性鱼类。初级生产者主要包括浮游植物、水生植物以及附生藻，大型底栖生物主要包括虾类、蟹类、昆虫纲、多毛纲、寡毛纲、双壳纲和腹足纲。

在步骤B)中，根据采样结果，我们将多个采集点的各物种、功能类群、初级生产者的生物量(B)、生产量与生物量比值(P/B)、消耗量与生物量比值(Q/B)取平均值，代表大蚝沙岛的平均生物量组成。功能组的排列顺序为鱼类、底栖生物、生产者、碎屑，其内部又按照营养级高低顺序进行排列。每个功能组的生物量、生产量与生物量比值、消耗量与生物量比值、生态营养效率、未同化食物比例以及渔业捕捞量具体数值在此不再详述，其中渔业捕捞量根据现场采集的生物量和珠江渔业资源研究估算得到。

生态系统管理策略包括渔业保护区位置、范围大小和禁渔期、捕捞方式、捕捞压力等信息，不同的情形可以设置成不同的管理策略，从而对渔业测量进行探讨。Ecospace模型通过食物网不同营养级间的营养空间流动状况，来预测不同功能组鱼类生物量的变化，从而达到评估不同渔业政策效益的目的，为渔业政策的选择提供合理建议。

此外，在完成Ecospace模型构建之后，还可以进行步骤C)，需要对研究区域的底质、水深、盐度、离岸距离等可能影响水生生物空间分布的因素进行考虑，将研究区域划分为具有代表性的生境类型。首先将研究区域划分为50×50的栅格底图，每个栅格代表的实际长度为50×50m，其次将大蚝沙岛的陆地面积绘制在地图上，主要以水深和离岸距离为标准划分生物空间分布，并将此信息导入到底图中，由此生成具有完整空间信息的底图。在底图构建好之后，按照每种生物的摄食习惯与常出没区域定义每种生物在每个栅格内的最大生态容纳量。对于每种生物的活动区域，则以它在该区域出现的概率来确定，将活动区域划分为不同深度和不同离岸距离。该步骤能够分析大蚝沙岛周边水域各功能组在目前、5年后、10年后和15年后的空间分布，能够分析对沿岸带生物分布的影响，进一步提高模型的模拟质量，该过程为现有技术，在此不再详述。

步骤B)根据模型输出结果，可以得到各功能组鱼类生物量随时间变化的趋势模拟图，将不同食性的鱼类为单位进行分组分别进行分析，如图2至6所示。每个图的横坐标为时间(/year)，纵坐标为相对生物量(以Ecospace模型的输入生物量为基准)。

如图2所示，肉食性的短盖巨脂鲤、红狼牙鰕虎鱼和革胡子鲶在前5年时间内相对生物量一直降低，不到5年时其相对生物量便低于0.100t/km2，而同为肉食性鱼类的海南红鲌生物量虽然一直降低，但直到第15年其相对生物量才低于0.100t/km2。从输入参数来看，海南红鲌的生物量虽然低于其他三种肉食性鱼类，但其捕捞量却仅占生物量的12.5％，而另外三种鱼类的捕捞量却占到生物量的40％以上，所以在以目前的捕捞强度模拟下，这三种肉食性鱼类生物量下降更快。

如图3所示，杂食性鱼类生物量同样呈现出下降的趋势，其中鲫鱼和鳊鱼大约在第5年其相对生物量会低于0.100t/km2，而鲤鱼会在第7年低于0.100t/km2，赤眼鳟则会经过一段时间的下降后于第7年稳定在0.145t/km2左右。相较于鲫鱼和鳊鱼，鲤鱼的生物量偏高，且受到顶级捕食者的压力更小，所以鲤鱼生物量下降得相对比较缓慢，但依然承受不住当前的捕捞压力。赤眼鳟主要食物来源为浮游植物和碎屑，食物非常充裕且容易获取，故生物量下降较少，而在第5年之后由于顶级捕食者的减少，其相对生物量逐渐趋于稳定。

如图4所示，鲢鱼和鳙鱼的生物量变化趋势一致，均是逐渐减少，在第7年之后趋于稳定，相对生物量大约为0.220t/km2。二者捕捞量相同，由于鳙鱼的初始生物量高于鲢鱼，故达到稳态时也是鳙鱼生物量较高。作为滤食性鱼类，鲢鱼与鳙鱼的生物量与浮游生物的生物量息息相关，从图中可以看到在大蚝沙岛周边，浮游生物量维持在一个较低的水平，这也是制约滤食性鱼类生物量的重要因素。

如图5所示，碎屑食性鱼类生物量在经过一段时间的下降后，最后均能达到稳定。其中以齐式罗非鱼相对生物量最高为0.447t/km2，泥鳅的相对生物量最低为0.155t/km2。与滤食性鱼类一样，它们到达稳态时的生物量与初始生物量有关，初始生物量越高，则到达稳态时的生物量越高。一方面，生态系统规模减少使得系统流入碎屑量减少，使得碎屑食性鱼类生物量减少；另一方面，污染物在底泥中的累积可能会对鱼类产生危害，制约其生物量。

如图6所示，草鱼相对生物量在第5年时达到最低值0.083t/km2，随后由于被捕食压力的减少，其生物量逐渐回升，最终趋于稳定，达到0.287t/km2。与其他鱼类不同的是，由于沿岸带具有丰富的水生植物，草鱼具有充裕的食物来源，故其生物量能在一段时间的下降之后进行回升并趋于相对稳定。

由各功能组的生物量变化趋势可以看出，所有鱼类生物量均呈现出减少的趋势。尤其是营养级相对较高的肉食性鱼类和杂食性鱼类，生物量下降速率较快，其中一部分甚至会在5－7年内消失，一方面这些鱼类本身承受着相对较大的捕捞强度使其生物量减少，另一方面是由于其饵料由于人为捕捞生物量也在减少，双重原因下使得这些鱼类消失。对于滤食性、碎屑食性和植食性的鱼类来说，虽然食物来源相对较稳定，但由于承受捕捞压力较大，其生物量依然会减少一半以上。目前珠江口所承受的渔业捕捞压力较大，对各生物的生长繁殖十分不利，长此以往可能会导致珠江口渔业资源的枯竭。

综上，通过本发明实施例的生态系统发展模拟方法，在维持现有捕捞强度不变的情况下，可以看到所有鱼类生物量均呈现出减少的趋势。尤其是营养级相对较高的肉食性鱼类和杂食性鱼类，生物量下降速率较快，其中一部分甚至会在5－7年内消失，一方面这些鱼类本身承受着相对较大的捕捞强度使其生物量减少，另一方面是由于其饵料由于人为捕捞生物量也在减少，双重原因下使得这些鱼类消失。对于滤食性、碎屑食性和植食性的鱼类来说，虽然食物来源相对较稳定，但由于承受捕捞压力较大，其生物量依然会减少一半以上。这表明当前的捕捞强度对大蚝沙岛生态系统影响较大，已经超出了生态系统本身的承受范围，会使生态系统逐步退化，为珠江渔业资源管理或者通过鱼类操纵对生态系统进行修复提出具有科学指导意义的策略。

上方所述仅是本发明的优选实施方式，应当指出，对于本技术领域的普通技术人员来说，在不脱离本发明技术原理的前提下，还可以做出若干改进和替换，这些改进和替换也应视为本发明的保护范围。