cycling, and (3) the dynamics of fo

cycling, and (3) the dynamics of food webs in relation to specific anthropogenic pressures.
In relation to food web dynamics, the resistance and resilience of a system to external pressures can suitably assess the state and/or health of an ecosystem (Costanza, 1992), as was also suggested in criterion 1.7 "Ecosystem structure" of the Commission Decision (European Commission, 2010; 2010/477/EU). In this context, theo- retical models can be used to measure the resistance and resilience of food webs to multiple pressures whilst maintaining its 'normal' functioning, cfr. GES (Fig. 1). Sala and Sugihara (2005) further sug- gest integrating ecological succession in marine conservation but this approach can be complex since there is currently little known about the rates of recovery after disturbances. Other useful sugges- tions for criteria/indicators related to the functioning of food webs were evoked by the TG4 (Rogers et al., 2010), but, probably because of their currently low state of development, not retained in the Commission Decision (European Commission, 2010; 2010/477/EU).
Sustainable ecosystem-based management calls for a thorough understanding of cause and effect relationships between human pressures and ecosystem states (Jennings, 2005; Probst et al., 2012). Ultimately, the choice of the "best" indicator to support the achieve- ment of GES will depend on several selection criteria and evaluation processes, and conceptual frameworks to facilitate decision mak- ing have been discussed in the literature (e.g. Borja and Dauer, 2008; Kershner et al., 2011; ICES, 2012 and references therein). Key amongst these selection criteria is the responsiveness of the indicator to a particular disturbance so that appropriate and effec- tive management action can be taken. Since overexploitation of large fish is a top-down pressure, the direct impacts will be most efficiently assessed by indicators 4.1.1 (predator performance) and 4.2.1 (proportion of large fish), which are calculated using high trophic level groups. In addition, indirect effects of fishing on lower trophic levels, e.g. trophic cascades, could be evaluated by indicator 4.3.1. In contrast to top-down pressures, direct impacts from bottom-up, caused by pollution and eutrophication, will be expressed by rapid changes of abundances and distribution of lower trophic levels (indicator 4.3.1). However, the impacts of species invasions, another important pressure on food webs, will be more difficult to predict, detect or measure (Vander Zanden et al., 1999) since they can affect all trophic levels. Moreover, when multiple pressures act simultaneously, as is often the case in natural sys- tems, the direct and indirect effects on food webs can be even more difficult to identify (Moloney et al., 2010).
The multitude of links and processes that make up a real ecosys- tem mean that the ultimate effects of anthropogenic actions will probably be much wider than expected and through non-linearities in the system may even lead to counterintuitive outcomes (Fulton et al., 2003; Rogers et al., 2010). For example, nutrient enrichment can lead to non-linear responses in macro-invertebrate production and diversity, where production peaks at moderate levels of enrich- ment but will subsequently decrease with further enrichment, a phenomenon termed the enrichment paradox (Rosenzweig, 1971). Moreover, climate and hydrodynamics can further influence food web components, often with divergent responses (e.g. Link et al., 2010; Woodward et al., 2010). Climate warming, for example, has already altered trophic structures and dynamics and consequently, the rates of key ecosystem processes, such as nutrient and carbon cycling (e.g. Dossena et al., 2012 and references therein).
As the rates of anthropogenic climate change and exploita- tion accelerate, additive and synergistic interactions between them are becoming increasingly important to the dynamics of marine ecosystems and the sustainability of marine fisheries (Harley and Rogers-Bennett, 2005; Kirby et al., 2009). As an example, fish exploitation can trigger a switch from internally generated to exter- nally forced population fluctuations, and so, the population dynam- ics will become more responsive to environmental variability

Kết quả (Việt) 1:

Chạy xe đạp, và (3) các động thái của thực phẩm webs liên quan đến áp lực anthropogenic cụ thể. Liên quan đến thực phẩm web động lực, sức đề kháng và khả năng đàn hồi của một hệ thống để áp lực bên ngoài có thể phù hợp đánh giá nhà nước và/hoặc sức khỏe của một hệ sinh thái (Costanza, 1992), như cũng đã được đề xuất trong tiêu chí 1.7 "cấu trúc hệ sinh thái" của các quyết định Ủy ban (Ủy ban châu Âu, 2010; 2010/477/EU). Trong bối cảnh này, theo - retical mô hình có thể được sử dụng để đo sức đề kháng và khả năng đàn hồi của thực phẩm webs để nhiều áp lực trong khi duy trì hoạt động, cfr 'bình thường'. GES (hình 1). Sala và Sugihara (2005) thêm sug-gest tích hợp các kế vị sinh thái trong bảo tồn biển nhưng cách tiếp cận này có thể phức tạp vì đó hiện nay ít được biết về tỷ giá phục hồi sau khi rối loạn. Khác sugges-tions hữu ích cho tiêu chuẩn/các chỉ số liên quan đến các hoạt động của thực phẩm webs đã gợi lên bởi TG4 (Rogers et al., 2010), Tuy nhiên, có lẽ vì của nhà nước hiện nay thấp phát triển, không giữ lại trong quyết định Ủy ban (Ủy ban châu Âu, 2010; 2010/477/EU). Quản lý dựa trên hệ sinh thái bền vững kêu gọi một sự hiểu biết thấu đáo về nguyên nhân và có hiệu lực mối quan hệ giữa áp lực con người và hệ sinh thái kỳ (Jennings, 2005; Probst et al., 2012). Cuối cùng, sự lựa chọn của các chỉ số "tốt nhất" để hỗ trợ ment đạt được GES sẽ phụ thuộc vào một số tiêu chí lựa chọn và đánh giá quá trình, và các khuôn khổ khái niệm để tạo điều kiện quyết định mak-ing đã được thảo luận trong các tài liệu (ví dụ như Borja và Dauer, 2008; Kershner et al., năm 2011; ICES, năm 2012 và tài liệu tham khảo trong đó). Chìa khóa trong số những tiêu chí lựa chọn là phản ứng của các chỉ số để một xáo trộn đặc biệt vì vậy những gì thích hợp và effec-hoạt động cùng quản lý hành động có thể được thực hiện. Kể từ khi overexploitation lớn cá là một áp lực trên xuống, các tác động trực tiếp sẽ được đặt hiệu quả đánh giá bởi các chỉ số 4.1.1 (động vật ăn thịt hiệu suất) và 4.2.1 (tỷ lệ lớn cá), được tính bằng cách sử dụng dinh dưỡng cao cấp độ nhóm. Ngoài ra, hậu quả gián tiếp của câu cá trên cấp dinh dưỡng thấp hơn, ví dụ như trophic thác, có thể được đánh giá bởi chỉ số 4.3.1. Trái ngược với áp lực trên xuống, các tác động trực tiếp từ dưới lên, gây ra bởi ô nhiễm và eutrophication, sẽ được thể hiện qua các thay đổi nhanh chóng của phát và phân phối dinh dưỡng cấp thấp hơn (chỉ số 4.3.1). Tuy nhiên, các tác động của cuộc xâm lược loài, một áp lực quan trọng trên thực phẩm webs, sẽ khó khăn hơn để dự đoán, phát hiện hoặc đo lường (Vander Zanden et al., 1999) kể từ khi họ có thể ảnh hưởng đến tất cả các cấp dinh dưỡng. Hơn nữa, khi nhiều áp lực hoạt động đồng thời, như thường là trường hợp trong tự nhiên sys-tems, những tác động trực tiếp và gián tiếp vào thực phẩm webs có thể khó khăn hơn để xác định (Moloney và ctv., 2010). Vô số các liên kết và các quá trình tạo nên một có nghĩa là ecosys-tem thực sự ảnh hưởng cuối cùng của anthropogenic hành động có lẽ sẽ là rộng lớn hơn nhiều so với dự kiến và thông qua phòng không linearities trong hệ thống có thể thậm chí dẫn đến kết quả counterintuitive (Fulton et al., 2003; Rogers et al., 2010). Ví dụ, làm giàu chất dinh dưỡng có thể dẫn đến các phản ứng phi tuyến tính trong vĩ mô-invertebrate sản xuất và đa dạng, nơi sản xuất đỉnh tại vừa phải cấp của ment làm phong phú thêm nhưng sẽ sau đó giảm với hơn nữa làm giàu, một hiện tượng gọi là nghịch lý làm giàu (Rosenzweig, 1971). Hơn nữa, khí hậu và thủy có thể xem thêm các thành phần thực phẩm web influence, thường với phản ứng khác nhau (ví dụ như liên kết et al., 2010; Woodward et al., 2010). Khí hậu nóng lên, ví dụ, đã đã thay đổi cấu trúc trophic và động lực học và do đó, tỷ giá quy trình hệ sinh thái quan trọng, chẳng hạn như chất dinh dưỡng và carbon Chạy xe đạp (ví dụ như Dossena et al., năm 2012 và tài liệu tham khảo trong đó). Khi tỷ giá của biến đổi khí hậu anthropogenic và exploita-tion tăng tốc, phụ gia và hiệp đồng tương tác giữa chúng đang trở nên ngày càng quan trọng đối với các động thái của hệ sinh thái biển và tính bền vững của thủy sản biển (Harley và Rogers-Bennett, 2005; Kirby et al., 2009). Ví dụ, cá khai thác có thể kích hoạt một chuyển đổi từ bên trong được tạo ra để exter-nally buộc dân fluctuations, và vì vậy, dân dynam-ics sẽ trở thành phản ứng nhanh hơn để biến môi trường

Kết quả (Việt) 2:

đi xe đạp, và (3) sự năng động của mạng lưới thực phẩm liên quan đến áp lực con người cụ thể.
Liên quan đến động thái thức ăn, sức đề kháng và khả năng phục hồi của một hệ thống để áp lực bên ngoài phù hợp có thể đánh giá tình trạng và / hoặc sức khỏe của một hệ sinh thái (Costanza, 1992), cũng như đã được đề xuất trong tiêu chuẩn 1,7 "cấu trúc hệ sinh thái" của các Quyết định của Ủy ban (Ủy ban Châu Âu, 2010; 2010/477 / EU). Trong bối cảnh này, theo- mô hình retical có thể được sử dụng để đo lường sức đề kháng và khả năng phục hồi của lưới thức ăn với nhiều áp lực trong khi duy trì hoạt động bình thường '' của nó, cfr. GES (Fig. 1). Sala và Sugihara (2005) tiếp tục gợi gest tích hợp thế sinh thái trong bảo tồn biển nhưng cách tiếp cận này có thể phức tạp vì có hiện ít được biết đến về các tỷ lệ phục hồi sau rối loạn. Tions sugges- hữu ích khác cho tiêu chí / chỉ số liên quan đến các chức năng của lưới thức ăn đã được gợi lên bởi các TG4 (Rogers et al., 2010), nhưng, có lẽ vì nhà nước hiện thấp của họ phát triển, không được giữ lại trong các Quyết định của Ủy ban (châu Âu Ủy ban, 2010; 2010/477 / EU).
cuộc gọi quản lý hệ sinh thái bền vững dựa vào một sự hiểu biết thấu đáo về các mối quan hệ nhân quả giữa áp lực của con người và hệ sinh thái quốc gia (Jennings, 2005;. Probst et al, 2012). Cuối cùng, sự lựa chọn của các chỉ số "tốt nhất" để hỗ trợ sự phát thành tựu của GES sẽ phụ thuộc vào một số tiêu chí lựa chọn và quy trình đánh giá, và khung khái niệm để tạo điều kiện ra quyết định của ing đã được thảo luận trong các tài liệu (ví dụ như Borja và Dauer, 2008 ; Kershner et al, 2011;. ICES, 2012 và tài liệu tham khảo trong đó). Chính giữa các tiêu chí lựa chọn là đáp ứng của các chỉ tiêu cho một sự xáo trộn đặc biệt để các hành động quản lý chính kịp thời phù hợp và effec có thể được thực hiện. Kể từ khi khai thác quá mức các loài cá lớn là một áp lực từ trên xuống, tác động trực tiếp sẽ được đánh giá hiệu quả nhất bởi chỉ số 4.1.1 (hiệu suất động vật ăn thịt) và 4.2.1 (tỷ lệ cá lớn), được tính toán sử dụng các nhóm mức dinh dưỡng cao. Ngoài ra, tác động gián tiếp của cá trên các bậc dinh dưỡng thấp hơn, ví dụ như dinh dưỡng thác, có thể được đánh giá bằng chỉ số 4.3.1. Ngược lại với áp lực từ trên xuống, tác động trực tiếp từ dưới lên, gây ra bởi ô nhiễm và hiện tượng phú dưỡng, sẽ được thể hiện bởi những thay đổi nhanh chóng của sự phong phú và phân bố của các bậc dinh dưỡng thấp hơn (chỉ số 4.3.1). Tuy nhiên, những tác động của các loài xâm lấn, một áp lực quan trọng vào lưới thức ăn, sẽ khó khăn hơn để dự đoán, phát hiện và đo (Vander Zanden et al 1999.,) Vì chúng có thể ảnh hưởng đến tất cả các bậc dinh dưỡng. Hơn nữa, khi có nhiều áp lực hành động cùng một lúc, như thường là trường hợp trong các hệ thống tự nhiên, tác động trực tiếp và gián tiếp vào lưới thức ăn có thể còn khó khăn hơn để xác định (Moloney et al., 2010).
Đám đông các liên kết và các quá trình tạo nên một hệ sinh thái thực sự có nghĩa là hiệu ứng cuối cùng của hành động con người có lẽ sẽ được rộng hơn nhiều so với dự kiến và thông qua không linearities trong hệ thống thậm chí có thể dẫn đến kết quả ngược (Fulton et al, 2003;.. Rogers et al, 2010 ). Ví dụ, làm giàu dinh dưỡng có thể dẫn đến phản ứng phi tuyến trong sản xuất vĩ mô không xương sống và đa dạng, trong đó đỉnh sản xuất ở mức độ vừa phải phát enrich- nhưng sau đó sẽ giảm làm giàu thêm, một hiện tượng gọi là nghịch lý làm giàu (Rosenzweig, 1971). Hơn nữa, khí hậu và thủy động lực học có thể tiếp tục trong các thành phần thức ăn uence fl, thường có những phản ứng khác nhau (ví dụ như liên kết et al, 2010;.. Woodward et al, 2010). Ấm lên khí hậu, ví dụ, đã bị thay đổi cấu trúc dinh dưỡng và năng động và do đó, giá của các quá trình sinh thái quan trọng, chẳng hạn như chất dinh dưỡng và chu trình cácbon (ví dụ như Dossena et al., 2012 và tài liệu tham khảo trong đó).
Khi giá của biến đổi khí hậu do con người gây và exploita- sự thúc đẩy, phụ gia và tương tác hiệp đồng giữa họ ngày càng trở nên quan trọng đối với sự năng động của các hệ sinh thái biển và sự bền vững của nghề cá biển (Harley và Rogers-Bennett, 2005;. Kirby et al, 2009). Như một ví dụ, khai thác cá có thể kích hoạt một chuyển đổi từ nội bộ được tạo ra để exter- nally buộc uctuations fl dân, và vì vậy, ics dân dynam- sẽ trở nên nhạy cảm hơn với biến đổi môi trường