Part Two

Indikator ekosistem untuk Manajemen Terpadu Landscape Kesehatan dan Integritas

16.1 Pendahuluan ................................................ .................................................

391

16,2 Prinsip Dasar Indikator Penurunan ............................................ ....394 16.2.1

Ekosistem Teori-konseptual Latar Belakang ...........................

394

Ekosistem 16,3 Analisis-Empiris Latar Belakang ........................................399 16,4 Ekosistem Kesehatan dan Ekologi Integritas-Normatif Latar Belakang................................................ ................................................

16.4.1 Indikator Set Terpilih ........................................... ..................

400

403

16,5 Stud Studii Kasus dan Aplikasi ............................................. ....................405 16.5.1 16.5.2

Menunjukkan Kesehatan dan Integritas pada Skala Ekosistem .........

405

Menunjukkan Landscape Kesehatan ............................................... .........

16.5.3

Aplikasi dalam Landscape Manajemen Berkelanjutan Berkelanjuta n................

16.5.4

Menunjukkan Dinamika di Ekosistem Laut .............................

408

412

414

16,5 Diskus Diskusii dan Kesimpulan .............................................. .......................416 Referensi. ................................................. .................................................. .................................................. ........

417

Sepanjang dekade terakhir, pendekatan ekosistem tampaknya telah semakin berkembang: Untuk meningkatnya jumlah meningkatnya jumlah ekologi kompleksitas tinggi sistem ekologis tidak hanya menjadi fakta yang diterima, tetapi juga tetapi juga obyek menarik penyelidikan. Secara paralel, sukses reduksionistik methodology telah dicapai terus dengan konsep holistik yang menekankan sistem

391 © 2010 Taylor dan Francis Group, LLC

392

Handbook of Indikator of Indikator Ekologi

pendekatan dan sintesis, dan menjelaskan keterkaitan antara beberapa kompartemen sistem ekologi dan manusia-lingkungan dalam entitas struktural, fungsional, dan organisasi. Misalnya, di Jerman lima Ekosistem Pusat Penelitian telah dipasang dan didukung dalam dekade terakhir (lihat, misalnya, Fränzle 1998; Fritz 1999; Gollan dan Heindl 1998; Hantschel et al 1998;. Widey 1998; Wiggering 2001), dan penelitian tambahan proyek telah dilakukan di taman nasional (misalnya, Kerner et al 1991.) reservasi bio-spere (misalnya, Schönthaler et al, 2001.), dan distrik pesisir (misalnya, Dittmann et al 1998;.. Kellermann et al 1998) . Dengan inisiatif ini inisiatif ini dan penerimaan pendekatan ekosistem telah membuat langkah besar ke depan (untuk gambaran, lihat Schönthaler et al. 2003). Pendekatan yang terdaftar telah dicapai oleh Program Jangka Panjang Ekologi Penelitian (LTER) inisiatif dan inisiatif dan beberapa proyek yang didasarkan pada Komisi PBB tentang Keanekaragaman Hayati (CBD) pendekatan ekosistem (lihat http: //www.ecology.uni-kiel http: //www.ecology.uni-kiel .de .de / / salzau2006 salzau2006 / / ). ). Juga dalam praktek lingkungan, sikap ecosystemic menjadi lebih dan lebih menguntungkan: Sementara di masa lalu, kegiatan lingkungan dibatasi dengan resor ekologi tertentu, pada masa prinsip keberlanjutan dan konsep jasa konsep jasa ekosistem (lihat http://www.ecology.uni-kiel.de/ http://www.ecology.uni-kiel.de/ salzau2008 salzau2008 / / )) -kita dapat menemukan lingkungan politik yang mencoba untuk mengintegrasikan resort individual. Alih-alih konsentrasi pada sektor lingkungan, ekosistem menjadi objek fokus, dan kerjasama interdisipliner meningkat terus, juga terus, juga dalam praktek lingkungan (lihat Schönthaler et al. 2003).

Masalah utama dari pendekatan modern untuk mengatasi kompleksitas sistem lingkungan yang timbul dari berbagai elemen, subsistem, dan keterkaitan yang ekosistem menyediakan. Oleh karena itu, pendekatan scientific untuk mengurangi kompleksitas ini dengan metodologi yang valid dan berbasis teori telah menjadi persyaratan dasar kualitatif tinggi kualitatif tinggi untuk mengembangkan pendekatan sistemik dalam ilmu pengetahuan, teknologi, dan praktek (lihat Müller dan Li 2004). Salah satu konsep untuk mengurangi kompleksitas sistem ekologi dan manusia-lingkungan merupakan representasi dari parameter yang paling signifikan dari sistem pengamat-didefinisikan oleh indikator, variabel yang memberikan informasi tentang fenomena tertentu dengan sinoptik dikuantifikasi (Radermacher et al. 1998).

Ada persyaratan yang diakui untuk indikator tertentu. Misalnya, mereka harus mudah diukur, mereka harus dapat dikumpulkan, dan mereka harus menggambarkan hubungan yang dapat dimengerti. Indicandum harus jelas harus jelas dan tegas diwakili oleh indikator, dan variabel-variabel ini harus terdiri sensitivitas optimal, termasuk beban normatif dalam normatif dalam batas yang ditetapkan saja, dan memberikan utility tinggi untuk tujuan peringatan dini. Sebagai tabel 16.1 menunjukkan, ada banyak kebutuhan lebih lanjut untuk kualitas set indikator, yang sering hanya hampir tidak dapat dipenuhi jik dipenuhi jika a keterkaitan kompleks harus diwakili.

© 2010 Taylor dan Francis Group, LLC

392


pendekatan dan sintesis, dan menjelaskan keterkaitan antara beberapa kompartemen sistem ekologi dan manusia-lingkungan dalam entitas struktural, fungsional, dan organisasi. Misalnya, di Jerman lima Ekosistem Pusat Penelitian telah dipasang dan didukung dalam dekade terakhir (lihat, misalnya, Fränzle 1998; Fritz 1999; Gollan dan Heindl 1998; Hantschel et al 1998;. Widey 1998; Wiggering 2001), dan penelitian tambahan proyek telah dilakukan di taman nasional (misalnya, Kerner et al 1991.) reservasi bio-spere (misalnya, Schönthaler et al, 2001.), dan distrik pesisir (misalnya, Dittmann et al 1998;.. Kellermann et al 1998) . Dengan inisiatif ini inisiatif ini dan penerimaan pendekatan ekosistem telah membuat langkah besar ke depan (untuk gambaran, lihat Schönthaler et al. 2003). Pendekatan yang terdaftar telah dicapai oleh Program Jangka Panjang Ekologi Penelitian (LTER) inisiatif dan inisiatif dan beberapa proyek yang didasarkan pada Komisi PBB tentang Keanekaragaman Hayati (CBD) pendekatan ekosistem (lihat http: //www.ecology.uni-kiel http: //www.ecology.uni-kiel .de .de / / salzau2006 salzau2006 / / ). ). Juga dalam praktek lingkungan, sikap ecosystemic menjadi lebih dan lebih menguntungkan: Sementara di masa lalu, kegiatan lingkungan dibatasi dengan resor ekologi tertentu, pada masa prinsip keberlanjutan dan konsep jasa konsep jasa ekosistem (lihat http://www.ecology.uni-kiel.de/ http://www.ecology.uni-kiel.de/ salzau2008 salzau2008 / / )) -kita dapat menemukan lingkungan politik yang mencoba untuk mengintegrasikan resort individual. Alih-alih konsentrasi pada sektor lingkungan, ekosistem menjadi objek fokus, dan kerjasama interdisipliner meningkat terus, juga terus, juga dalam praktek lingkungan (lihat Schönthaler et al. 2003).

Masalah utama dari pendekatan modern untuk mengatasi kompleksitas sistem lingkungan yang timbul dari berbagai elemen, subsistem, dan keterkaitan yang ekosistem menyediakan. Oleh karena itu, pendekatan scientific untuk mengurangi kompleksitas ini dengan metodologi yang valid dan berbasis teori telah menjadi persyaratan dasar kualitatif tinggi kualitatif tinggi untuk mengembangkan pendekatan sistemik dalam ilmu pengetahuan, teknologi, dan praktek (lihat Müller dan Li 2004). Salah satu konsep untuk mengurangi kompleksitas sistem ekologi dan manusia-lingkungan merupakan representasi dari parameter yang paling signifikan dari sistem pengamat-didefinisikan oleh indikator, variabel yang memberikan informasi tentang fenomena tertentu dengan sinoptik dikuantifikasi (Radermacher et al. 1998).

Ada persyaratan yang diakui untuk indikator tertentu. Misalnya, mereka harus mudah diukur, mereka harus dapat dikumpulkan, dan mereka harus menggambarkan hubungan yang dapat dimengerti. Indicandum harus jelas harus jelas dan tegas diwakili oleh indikator, dan variabel-variabel ini harus terdiri sensitivitas optimal, termasuk beban normatif dalam normatif dalam batas yang ditetapkan saja, dan memberikan utility tinggi untuk tujuan peringatan dini. Sebagai tabel 16.1 menunjukkan, ada banyak kebutuhan lebih lanjut untuk kualitas set indikator, yang sering hanya hampir tidak dapat dipenuhi jik dipenuhi jika a keterkaitan kompleks harus diwakili.


Manajemen Terpadu Landscape Kesehatan dan Integritas

Kriteria dan Persyaratan Indikator Ekologi relevansi politik kemerdekaan

tingkat tinggi orientasi berbasis Sasaran

politik komparatif Tata Ruang

agregasi persyaratan pengukuran Usable

komparabilitas Temporal

persyaratan Usable untuk kuantifikasi tugas Tegas efek Kemampuan yang direproduksi

Sensitivitas mengenai Kemampuan indicandum

Spatiotemporal keterwakilan Metodologi

sedang diverifikasi Validitas

transparansi comprehensibility

Kemampuan yang dikumpulkan Transparansi bagi pengguna

catatan: item yang terdaftar harus diwujudkan ke tingkat optimal untuk menghasilkan sistem indica-tor yang berlaku.

Menurut Müller dan Wiggering (2004).

Mengenai persyaratan ini, ada indikator set holistik terdiri dari potensi yang berbeda, kemajuan, dan keterbatasan. Misalnya, sehubungan dengan kompleksitas indikator, di satu sisi kita dapat menemukan set indikator yang sangat kompleks dengan angka yang sangat tinggi dari variabel yang diusulkan (misalnya, Schönthaler et al, 2001;. Statistisches Bundesamt et al 2002.), Dan di sisi lain ada adalah pendekatan yang mencakup pengurangan hingga satu parameter saja (misalnya, Jørgensen 2000; Ulanowicz 2000;. Odum et al, 2000). Antara sistem indikator ini ada perbedaan luas mengenai database yang diperlukan, upaya mengukur, kompleksitas metodologi agregasi, dan hasil komprehensif serta transparansi kognitif untuk kognitif untuk pengguna.

Dalam polarisasi ini, kami telah mencoba untuk menemukan perwakilan indikatorholistik atas dasar konsep, hasil, dan latar belakang teoritis dari proyek R & D, Penelitian Ekosistem di distrik danau Bornhöved (Fränzle 1998, 2000; Fränzle et al. 2008). Investigasi sekunder telah dilaksanakan dalam proyek R & D, Indikator Makro untuk Mewakili Negara Lingkungan Hidup untuk Sistem Akuntansi Lingkungan Ekonomi Nasional Jerman (Statistisches Bundesamt et al. 2002). Penyelidikan masing telah menghasilkan satu set delapan variabel ekosistem yang cocok untuk mewakili fokus dari Tekanan-StateResponse dan pendekatan indikator Driver-Pressure-State-Dampak-Response (Rapport dan Singh 2006; Burkhard dan Müller 2008a ), keadaan ekosistem pada tingkat integratif. Indikator-indikator tersebut diusulkan untuk digunakan sebagai perwakilan untuk kapasitas diri organisasi dalam sistem ekologi, yang merupakan indicandum dipilih untuk menggambarkan tingkat integritas atau kesehatan di badan ekologi (Burkhard et al. 2008). Bab ini mencoba untuk menunjukkan derivasi dan penerapan agregat set indikator ekosistem. Pada awalnya, prinsip-prinsip dasar dan persyaratan khusus untuk pemilihan indikator dijelaskan. dihasilkan fungsi-fungsi berdasar konseptual dari analisis ekosistem, teori ekosistem, dan prinsip-prinsip normatif integritas normatif integritas ekosistem. Kerangka masing-masing untuk pemilihan indikator diklarifikasi, dan setelah itu yang merupakan indicandum dipilih untuk menggambarkan tingkat integritas atau kesehatan di badan ekologi (Burkhard et al. 2008).


393

394

Handbook of Indikator Ekologi

indikator disajikan bersama dengan informasi tentang methodologi yang digunakan untuk kuantifikasi pada skala yang berbeda. Atas dasar ini, studi kasus yang disajikan dimulai dengan perbandingan ekosistem yang berbeda, dan dilanjutkan dengan deskripsi aplikasi pada skala lanskap. Dalam Bagian 16.2, potensi indikator ditetapkan untuk skema pemantauan dan akhirnya aplikasi dalam pengelolaan lanskap berkelanjutan dijelaskan. Bab ini diakhiri dengan diskusi dan prospek untuk perkembangan masa depan.

Selain persyaratan dalam tabel 16.1 , Tiga prinsip pilar telah dianggap sebagai titik konseptual dasar untuk derivasi indikator. Pedoman pertama, yang menjamin penerapan yang tinggi dan ketepatan umum, memiliki asal-usul dalam ide-ide dasar dari teori ekosistem: Ekosistem dianggap sebagai entitas mengorganisir diri, dan tingkat proses mengorganisir diri dan efek mereka telah terpilih secara agregat ukuran untuk mewakili sistem negara yang sebenarnya. Prinsip-prinsip teoritis dasar dari pendekatan ini berasal dari dasar-dasar termodinamika diri organisasi dan dari prinsip orientor, yang juga digunakan oleh banyak konsep lain yang diterbitkan dalam buku ini. Pilar kedua terdiri dari metodologi analisis ekosistem: untuk menggambarkan entitas ekologi secara holistik, struktur serta fungsi harus diperhitungkan, yang terakhir mewakili kinerja ekosistem. Akhirnya, untuk pemanfaatan dalam pengelolaan lingkungan, pendekatan dasar yang muncul dari prinsip-prinsip ini harus tercermin pada tingkat normatif. Sebagai evaluasi faktual dari nilai-nilai indikator adalah masyarakat (bukan ekologi), set indikator berguna harus didasarkan pada konsep politik dan target. Dalam hal ini, prasyarat untuk pengambilan keputusan lingkungan dirumuskan oleh definisi khusus integritas ekologi (Barkmann et al. 2001), yang mencakup item-item yang berlaku untuk pendekatan kesehatan ekosistem juga.

Untuk mencapai penerapan optimal metodologi ilmiah, Pertimbangan teoritis tampaknya menjadi titik awal yang baik, bahkan jika ada indikator untuk tujuan praktis harus dikembangkan. Dalam teori ekosistem ada banyak pendekatan yang berbeda (lihat Jørgensen 1996;

Müller 1997;. Jørgensen et al 2007) yang dapat dengan mudah terkondensasi dan dikumpulkan dalam teori self-organisasi. Pendekatan ini tidak hanya menyediakan konsep utuh dinamika ekosistem, juga menggambarkan perjanjian tinggi dengan ide dasar dari konsep kesehatan ekosistem (lihat tabel 16.2 ) yang



395

Aksioma Kesehatan Ekosistem, setelah Costanza et al. (1993) Dinamisme: alam adalah serangkaian proses, lebih dari komposisi struktur Relatedness: alam adalah jaringan interaksi Hirarki: alam dibangun oleh hierarki kompleks spatio-temporal skala Kreativitas: sifat terdiri dari sistem yang mengatur dirinya sendiri kerapuhan yang berbeda: alam meliputi berbagai set resiliences yang berbeda catatan: parameter yang tercantum mencerminkan fundamental sistem yang berhubungan dasar dari pendekatan kesehatan, yang

juga berlaku untuk konsep integritas ekologi.

menekankan kreativitas alam, yang tidak lain adalah potensi selforganization.

Dalam garis besar umum dari konsep teoritis yang dipilih, urutan sistem ekologi muncul dari proses spontan yang beroperasi tanpa sadar yang mengatur pengaruh dari lingkungan sistem. Sebenarnya, proses ini dibatasi oleh aktivitas manusia (lihat Müller 2005; Müller et al 1997a, 1997b;. Müller dan Nielsen 2000), tetapi meskipun kendala tersebut dapat mengurangi derajat kebebasan untuk pengembangan ekosistem, proses terorganisir diri tidak dapat diatur ke samping. Konsekuensi dari proses ini telah kental dalam pendekatan orientor (Bossel 1998; Müller dan Leupelt 1998), teori sistem berbasis tentang ekosistem yang didirikan pada ide-ide umum termodinamika non-ekuilibrium (Jørgensen 1996, 2000; Schneider dan Kay 1994; Kay 2000) dan pengembangan jaringan (Fath dan Pattten tahun 1998,

Sistem self-organized mampu menciptakan struktur dan gradien, jika mereka menerima aliran melalui exergi (energi yang dapat digunakan, atau fraksi energi dari sebuah sistem yang dapat ditransfer ke dalam pekerjaan mekanik, lihat Jørgensen 2000). Exergi jalur input khas dalam ekosistem adalah radiasi matahari. “Kualitas tinggi” fraksi ini energi ditransformasikan dalam reaksi metabolisme (misalnya, respirasi, ekspor panas), menghasilkan fraksi energi non-convertible (entropi) yang diekspor ke lingkungan sistem. Sebagai hasil dari proses konversi energi ini, dalam keadaan tertentu (Ebeling 1989) gradien (struktur) yang dibangun, dan dipelihara (Müller et al. 2008). Ada dua prinsip termodinamika extremal yang mengambil kondisi ini dan mendalilkan perilaku optimalkan terbuka, sistem biologis: Jørgensen (2000) menyatakan bahwa sistem ekologi diri terorganisir cenderung menjauh dari kesetimbangan termodinamika, yaitu, membangun, memerintahkan struktur dan menyimpan exergi diimpor dalam biomassa, detritus, dan informasi (misalnya, informasi genetik) yang dapat ditunjukkan oleh struktur keragaman. Selain itu, Schneider dan Kay (1994) menyatakan bahwa degradasi gradien adalah fungsi yang muncul dari sistem self-organized.

Sebagai konsekuensi dari prinsip-prinsip fisik, seluruh pengembangan complexifying terganggu Ekosistem - antara eksploitasi Holling ini


396


dan tahap konservasi (Holling 1986; Gunderson dan Holling 2003) -ada karakteristik tertentu yang terus meningkat dan perlahan-lahan. Struktur ini sedang berkembang ke arah penarik dibatasi oleh kondisi dan fungsi ekologis yang berlaku. Seperti pembangunan tampaknya berorientasi pada penarik, variabel negara masing-masing disebut orientors (Bossel 2000). Menggunakan fitur ekosistem ini sebagai indikator, kealamian pembangunan ekosistem ini dapat digambarkan. Gambar 16.1 menunjukkan beberapa orientors ini. Secara umum dapat mendalilkan bahwa seluruh perkembangan terganggu, kompleksitas ekosistem akan meningkat asimtotik sampai keadaan jatuh tempo (Odum 1969). Dalam perkembangan ini, penyimpanan exergi akan meningkat, pada tingkat materialistis serta secara struktural: semakin banyak gradien yang dibangun. Dengan meningkatnya keragaman struktural ini, keragaman arus dan sistem kekuasaan (Ulanowicz 2000) juga akan tumbuh, serta fitur jaringan tertentu (Fath dan Patten 2000), dan juga energi yang diperlukan untuk pemeliharaan sistem berkembang akan meningkat. Oleh karena itu, penyimpanan exergi serta degradasi exergi yang orientors khas, dan dinamika mereka dapat dijelaskan dengan cara yang kontemporer. Prinsip-prinsip termodinamika dasar memiliki banyak konsekuensi pada fitur ekosistem lainnya. Misalnya, web makanan akan menjadi lebih dan lebih kompleks, heterogenitas, kekayaan spesies, dan keterhubungan akan meningkat; dan banyak atribut lainnya, seperti yang ditunjukkan pada Gambar 16.1, akan mengikuti lintasan jangka panjang yang mirip.

Orientasi ini adalah prinsip teoritis yang hampir tidak dapat ditemukan pada kenyataan karena efek berkelanjutan dari gangguan. Terutama dalam kasus input eksternal yang tinggi, nilai-nilai orientor mungkin menurun dengan cepat ke arah mundur. Di urutan berikutnya, sistem adaptif atau tangguh akan menemukan lintasan optimasi lagi, sementara ekosistem sangat terganggu mungkin tidak lagi dapat meningkatkan nilai dari orientors. Oleh karena itu, ketahanan ekosistem dapat diindikasikan oleh orientors juga. Akibatnya, nilai-nilai mereka juga cocok untuk mewakili risiko ekologi yang berhubungan dengan input eksternal atau perubahan kondisi terikat yang berlaku. Namun kita harus menyadari fakta bahwa nilai-nilai orientor tinggi tidak menjamin stabilitas tinggi atau kapasitas buffer yang tinggi. Mengikuti ide-ide Holling pada ketahanan ekosistem dan pengembangan, pada tahap matang ekosistem yang kompleks menjadi “rapuh,” adaptivity mereka menurun karena keterhubungan internal yang tinggi dan saling ketergantungan masing-masing. Dengan demikian, dinamika variabel eksternal dapat memaksa sistem matang untuk memecah dan mulai dengan urutan perkembangan lain.

Indikasi untuk ekosistem diri organisasi telah diusulkan dalam sejumlah kecil studi kasus saja. Sebagian besar dari mereka mengacu pada konsep kesehatan Ecosystem (misalnya, Rapport 1989; Haskell et al 1993;. Rapport dan Moll 2000) atau integritas ekologi (misalnya, Karr 1981; Woodley et al 1993.). Selain multivari pendekatan (misalnya, Schneider dan Kay 1994; Kay 1993, 2000) dan pendekatan agregat (misalnya, Costanza 1993) beberapa penulis mengusulkan untuk menggunakan



397

- exergy capture

- Entropi

- emergy

-

- kelebihan Minimum

- Kekuasaan

exergy mengalir

- konsumsi exergy - degradasi exergy -

penyimpananexergy

- exergi tertentu - exergi struktural

entropi - Jumlah entropi

- Aktivitas Arus - density Flux

produksi - entropi spesifik produksi - Pembuangan

- Struktur - Informasi

- Gradient munculnya

- Heterogenitas

- degradasi Gradient

- Kompleksitas

- Informasi - keheterogenan - kekayaan spesies

- Pengembangan simbiosis

- langsung e ff Ects

- Masa hidup

- Kompleksitas siklus

- Ukuran badan

- Panjang Rantai

- R / seleksi k

- tingkat trofik rata

- pekembangan - Biomassa

- indeks Shannon

- overhead sistem - konektivitas

- kali Hotel - Jaringan homogenisasi

- Kekuasaan - throughput sistem

- Indeks Bersepeda

- keragaman Niche

- Spesialisasi

- Jaringan amplifikasi - Jaringan sinergisme

- Prey spesifisitas - Utilitas

- Trophic e FFI ketidakefisienan

-

pengurangan kerugian

- Storages - Biomassa

- Biomassa / rasio produksi - Harvest / throughput yang rasio

-

pengeluaran keringat

- Bu ff Kapasitas er?

- Kompleksitas

- Stabilitas?

- tingkat hirarkis

- (Meat) stabilitas?

- otonomi Semi

- Ketahanan?

- Kontrol Umpan Balik

- Respirasi

- Perlawanan?

- Respirasi / rasio biomassa

- Signal penyaringan?

-

Pemanfaatan sumber daya

- Utilitas

- penyimpanan

Holistik - penentuan - Kekritisan - Keterhubungan - Overconnectedness

- redundansi

Intraorganismic

- quotients metabolik

orientors ekologi dari asal teoritis yang berbeda. Sifat-sifat ekosistem yang terdaftar regu-larly menunjukkan perilaku mengoptimalkan selama pembangunan jangka panjang di terganggu situa-tions, menurut Jørgensen dan Müller (2000a).



398

variabel seperti exergi (Jørgensen 2000), emergy (Odum et al 2000;. Ulgiati et al. 2003) atau kekuasaan (Ulanowicz 2000). Konsep-konsep yang cerah sangat original, mereka dibahas sangat aktif, dan mereka dapat mengatasi dengan konsep sifat muncul, tetapi ada masalah besar, kebutuhan data, dan tuntutan modeling ketika mencoba untuk menerapkannya dalam praktek.

Salah satu contoh aplikasi orientor multivariat ditunjukkan pada Gambar 16.2. Dua ekosistem sungai Jerman yang berbeda dibandingkan atas dasar sifat ekosistememergent yang dapat mengambil fungsi sebagai orientors. Nilai-nilai digambarkan didasarkan pada pengukuran intensif dari Mejer (1992) dalam aliran Black Forest dan di ekosistem sungai dataran rendah dalam Lakes District Bornhöved di Jerman Utara (Pöpperl 1996). Data ini telah digunakan untuk menjalankan perangkat lunak model yang ECOPATH 3.0, yang menggambarkan struktur web makanan kuantifikasi terdiri dari saham, produksi, dan konsumsi elemen dan seluruh sistem serta aliran materi antara kompartemen ekosistem (rata-rata tingkat tahunan per meter persegi). Selain itu, model dapat mengukur serangkaian sifat ekosistem holistik.

Diagram memaparkan bahwa ada perbedaan besar antara ekosistem yang diselidiki. Secara khusus, mengenai parameter produksi berbasis primer (produksi primer, respirasi, aliran total sistem)

produksi primer 100

detritus

Jumlah spesies

10 dataran rendah

aliran

1

P / B coe FFI

Pernafasan sien

sungai gunung Total

bersepeda

sistem

indeks

Throughflow

Kekuasaan

diagram amuba yang menggambarkan nilai-nilai indikator relatif untuk sungai gunung dan sungai dataran rendah atas dasar model ECOPATH throphic yang telah diterapkan untuk set data dari Mejer (1992) dan Pöpperl (1996). Model ini dikalibrasi dan dijalankan oleh R. Pöpperl dan S. Opitz. Nilai sungai gunung mewakili 100% di grafis, dan perbandingan yang menggambarkan conse-quences eutrofikasi untuk beberapa nilai orientor dari aliran dataran rendah Jerman Utara.



, aliran dataran rendah memberikan nilai khas untuk ekosistem sangat eutrophicated. Di sisi lain, struktur yang lebih kompleks (no. Spesies), keragaman relatif arus dan parameter terkait (indeks bersepeda, p koefisien / b) menunjukkan bahwa sungai gunung merupakan tingkat yang jauh lebih tinggi dari integritas ekosistem.

Selain pertimbangan teoritis, ada alasan lain yang baik untuk menggunakan pendekatan ekosistem untuk penilaian lingkungan. Pada Tabel 16.3, beberapa motivasi ini tercantum. Berbagai studi kasus dari penelitian di hutan, Ekotoksikologi, dan penelitian eutrofikasi telah mendokumentasikan bahwa efek tidak langsung, efek kronis, dan efek lokal jauh lebih signifikan dari interaksi langsung (lihat juga Patten 1992). Selain itu, banyak gangguan tidak hanya mempengaruhi satu sektor lingkungan, tetapi seluruh kompartemen ekologi melalui jaring interaksi dan akibat. Terakhir, pendekatan ekosistem memungkinkan untuk memasukkan fenomena seperti organisasi-diri, sifat muncul, dan kompleksitas ecologis (Fränzle 2000). Karena itu,

Argumen Menekankan Signifikansi metodologis dari Ekosistem Pendekatan dalam Pengelolaan Lingkungan, sebagai Mereka Bisa Memberikan Pertimbangan Lebih Baik dari Produk Berikut

efek tidak langsung (misalnya, jaring reaksi mengenai dieback hutan) efek kronis (misalnya, akumulasi zat beracun) De-lokal efek (misalnya, efek hutan amonia dari ) Integrasi proses dan hubungan ekologi ke dalam prosedur perencanaan Representasi ekologi kompleksitas Pertimbangan fitur self-organisasi Agregasi struktur dan fungsi

Integrasi media ekologi yang berbeda (misalnya, tanah-tumbuhan-suasana) integrasi sektor lingkungan yang berbeda (misalnya, immission dan erosi) Pemanfaatan peningkatan luasan dan resolusi

·

Dalam hal waktu (beberapa berinteraksi skala temporal)

·

Dalam hal ruang (multiple berinteraksi skala spasial)

·

Dalam hal konten dan disiplin (beberapa pendekatan ilmiah)

·

Dalam hal kedalaman analisis (beberapa tingkat agregasi dan pengurangan)


399

400


Pendekatan ilmiah masing-masing fokus pada “model jaringan yang terdiri dari interaksi biotik dan abiotik di daerah tertentu” (Jørgensen dan Müller 2000b; Müller dan Breckling 1997). Schönthaler et al. (2003) telah mendefinisikan penelitian ekosistem sebagai “media yang mencakup penelitian elemen dan energi bersepeda, struktur dan dinamika, mekanisme kontrol dan kriteria untuk ketahanan ekosistem dengan tujuan untuk belajar bagaimana memahami kemudi dan proses kembali entitas ekologis.”Kaiser et al. (2002) telah mencapai deskripsi ini sebagai berikut: “Penelitian Ekosistem menganalisis interaksi komponen ekosistem biologis dengan satu sama lain, dengan benda mati lingkungan mereka . Ini memberikan pengetahuan dasar tentang struktur, dinamika, elemen dan energi arus, stabilitas ekosistem dan ketahanan.”

Karena ada banyak variabel yang dapat diperhitungkan untuk mengukur barang-barang ini, dan karena mereka terkait dalam jaring interaksi yang sangat kompleks, sulit untuk memilih sejumlah kecil indikator yang mampu mewakili berbagai aspek yang menggambarkan keadaan sistem ekologi. Untuk melanjutkan tugas ini, kombinasi harus dibuat yang mencerminkan item teoritis, persyaratan empiris, dan target normatif indikator set.

Sebagai indikator yang harus digunakan sebagai sumber informasi dalam pengambilan keputusan ENVI-ronmental, argumen sosial dan normatif juga prasyarat penting dari pemilihan mereka. Indikator harus mengacu pada konsep terkemuka pengelolaan lingkungan, yang sebenarnya adalah prinsip politik global pembangunan berkelanjutan. Ini telah dibahas dalam berbagai makalah dan pernyataan politik (misalnya, Hauff 1987; Komisi Dunia untuk Lingkungan dan Pembangunan [WCED] 1987; Harian 1997; Costanza 2000),



Fitur Dasar dan Persyaratan Strategi Manajemen Landscape Berkelanjutan, Menurut Müller dan Li (2004) strategi jangka panjang. . . strategi

. . . berpikir dalam generasi

multiskala. . . strategi interdisipliner. .

. . . membandingkanvs manusia skala waktu ekologis

. strategi holistik. . . strategi yang

. . . menyadari ekologi yang hanya satu bagian

realistis. . . strategi alam yang

. . . mempertimbangkanstruktur dan fungsi

berorientasi. . . strategi berbasis teori.

. . . termasuk ketidakpastian

. . strategi hirarkis. . . strategi

. . . mengambil alam sebagai model

berorientasi pada tujuan. . .

. . . memastikan kebenaran

. . . menyadari kendala dan skala . . . definisi bersama dari target

dan pada intinya kita diminta untuk menggunakan sumber daya alam dengan cara yang memungkinkan masa depan akses generasi ke sumber daya tersebut setidaknya dalam modus yang sama seperti yang diterapkan saat ini. Inovasi konseptual utama keberlanjutan prin-ciple adalah hubungan interdisipliner item sosial dan alam dan timbangan spatiotemporal besar yang harus diperhitungkan (Allen dan Holling 2008). Dengan demikian, persyaratan khusus timbul dari prinsip ini. Mereka diringkas dalam Tabel 16.4.

Sebuah hasil penting dari proses self-organized yang dijelaskan di ekosfer adalah potensi menggunakan output dari ekosistem oleh manusia; struktur ekosistem dan fungsi memberikan layanan environmen-tal tertentu yang diperoleh manusia dari ekosistem ORGANISASI-tion, sehingga menjadi persyaratan dasar bagi kehidupan manusia (lihat Costanza et al 2000;. Millennium Assessment Dewan 2003). Salah satu klasifikasi potensi layanan ini didasarkan pada karya-karya de Groot (1992): Dari sudut pandangnya, kinerja ekosistem dapat diklasifikasikan sebagai berikut:

·

Ketentuan-ketentuan umum (layanan operator): struktur ekosistem yang ruang provid-ing dan substrat cocok untuk kegiatan manusia.

·

produk: pengembangan ekosistem menyediakan sumber daya alam untuk digunakan manusia.

·

Informasi: Ekosistem yang menyediakan atribut budaya.

·

Peraturan: fungsi ekosistem yang mengatur ketersediaan tuntutan dasar bagi kehidupan manusia. Semua proses ekologi dapat ditugaskan untuk kategori ini karena mereka penyangga pengaruh eksternal dengan cara yang memungkinkan manusia untuk melanjutkan kehidupan di lingkungan dengan iklim yang cocok, kimia, dan kondisi fisik.

Memperhatikan istilah dan konsep yang disebutkan dalam bab terakhir, adalah mungkin untuk menggunakan formulasi alternatif untuk komponen ekologi


401


402

mendukung

jasa

i g o l o k e s a t i r g e t n i n e n o p m o K

Provisioning jasa

mengatur jasa

X

Kultural jasa

exergy capture

X

X

disipasi exergy

X

waterflows biotik

X

metabolisme e FFI siensi

X

hilangnya nutrisi

X

X

X

Kapasitas penyimpanan

X

X

X

keragaman biotik

X

X

X

X

Organisasi

X

X

X

X

X X

X X

Keterkaitan antara indikator integritas yang diusulkan dan jasa ekosistem.

pembangunan berkelanjutan: “Memenuhi kebutuhan generasi masa depan” dalam konteks ini berarti kontribusi langsung potensi variabel integritas dapat “tersedia layanan ekosistem pada jangka panjang, antar-generasi, dan skala yang luas, tingkat intragenerational.” terlihat pada Gambar 16.3, di mana keterkaitan dengan kelas layanan ekosistem dari Assessment Millennium digambarkan (Badan Pengkajian Millennium 2003; Müller dan Burkhard 2007). Jelas, indikator integritas menunjukkan ikatan ekstrim dengan layanan pendukung Assessment Millennium.

Dari sudut pandang sinoptik di kategori layanan ini, satu fakta menjadi jelas: semua layanan ekosistem sangat tergantung pada kinerja fungsi regulasi. Proses berkorelasi tidak hanya mempengaruhi tingkat produksi, tetapi dalam jangka panjang mereka juga menentukan potensi ekosistem untuk menyediakan fungsi operator dan jasa budaya. Dan jika kita akhirnya menghubungkan semua argumentasi dari bab ini, menjadi jelas bahwa manfaat masing-masing secara ketat tergantung pada derajat dan potensi dari proses mengorganisir diri. Untuk mempertahankan layanan ini, kemampuan untuk proses mengorganisir diri masa depan dalam sistem masing-masing harus dilestarikan (Kay 1993). Permintaan ini dianggap sebagai titik fokus dari model pengelolaan lingkungan modern, seperti kesehatan ekosistem atau integritas ekologi. Dalam sebuah makalah yang baru-baru ini, Barkmann et al. (2001) mendefinisikan integritas ekologi sebagai target politik untuk pelestarian terhadap ekologis spesifik dengan gangguan umum kapasitas diri penyelenggaraan sistem ekologi. Dengan demikian, tujuan



403

dan pelestarian proses-proses dan struktur merupakan prasyarat esensial dari kemampuan ekologis untuk diri-organisasi.

Tiga pilar dasar bagi hasil seleksi indikator yang disajikan dalam satu set variabel c mampu menggambarkan keadaan ekosistem berdasarkan fitur mereka mengenai tingkat self-organisasi dan potensi untuk melanjutkan dengan cara ini. Mengacu pada orientors disajikan dalam Gambar 16.1 , Menjadi jelas bahwa banyak dari mereka tidak dapat dengan mudah diukur atau bahkan dimodelkan dalam keadaan biasa. Beberapa orientors hanya dapat dihitung berdasarkan data set yang sangat komprehensif yang diukur pada jumlah yang sangat kecil situs. Orientors lainnya hanya dapat diukur dengan aplikasi model yang. Oleh karena itu, orientors terpilih harus diwakili oleh variabel yang dapat diakses oleh metode tradisional ekosistem kuantifikasi. Akibatnya, langkah berikutnya indikator derivasi adalah “terjemahan” dari termodinamika, organisasi, jaringan, dan informasi item teoritis ke dalam variabel analitis ekosistem. Dalam langkah ini harus mencerminkan bahwa jumlah indikator harus dikurangi sejauh mungkin (lihat tabel 16.1 ). Dengan demikian, banyak variabel ekosistem digambarkan dalam Gambar 16.1 tidak dapat diperhitungkan. Sebaliknya, satu set kecil yang terdiri dari item yang paling penting yang dapat terhitung atau diukur dalam banyak kasus lokal adalah apa yang kita harus cari. Set ini harus lebih jauh lagi didasarkan pada variabel fokus yang biasanya diselidiki dalam penelitian ekosistem dan yang dapat diakses dalam jaringan pemantauan komprehensif (Müller et al. 2000). Subsistem umum yang harus diperhitungkan untuk mewakili organisasi ekosistem tercantum di bawah ini sebagai elemen orientasi ekosistem:

·

struktur ekosistem: Sementara ekosistem yang berkembang, jumlah spesies yang terintegrasi secara teratur terus meningkat dan juga fitur abiotik menjadi lebih dan lebih kompleks. Ini disertai dengan tingkat kenaikan informasi, heteroge-neity, dan kompleksitas. Juga, bentuk-bentuk khusus kehidupan (misalnya, simbiosis) dan tipe tertentu dari organisme (strategi r / k, organisme dengan meningkatnya masa hidup dan massa tubuh) menjadi dominan di seluruh pengembangan berorientasi (lihat Jørgensen et al. 2007).

·

fungsi ekosistem: Karena meningkatnya jumlah elemen struktur, proses translokasi energi, air, dan materi menjadi lebih dan lebih kompleks, pentingnya penyimpanan biologi-kal tumbuh serta tingkat penyimpanan secara umum, dan akibatnya fraksi masukan meningkat. Proses ini mempengaruhi jumlah dari fraksi masing-masing yang dapat diukur dengan analisis input-output. Karena



404

tingkat tinggi yang saling adaptasi sepanjang waktu Development panjang, efisiensi dari reaksi transfer tunggal meningkat, siklus dioptimalkan, dan dengan demikian kerugian materi berkurang. Fungsi ekosistem masing biasanya diselidiki dalam tiga kelas dari proses yang saling terkait untuk tingkat yang sangat tinggi:

·

keseimbangan energi ekosistem: Exergy capture (penyerapan energi yang dapat digunakan) meningkat selama perkembangan terganggu, total sistem tumbuh (prinsip daya maksimum, lihat Odum et al 2000.) serta artikulasi dari arus (kekuasaan, lihat Ulanowicz 2000 ). Karena tingginya jumlah prosesor dan pertumbuhan jumlah biomassa, permintaan energik untuk proses pemeliharaan dan respirasi tumbuh juga (entropi produksi, lihat Svirezhev dan Steinborn 2001; Steinborn 2001).

·

keseimbangan air ekosistem: Sepanjang mengembangkan ekosistem dan lanskap, semakin banyak elemen harus disediakan dengan air. Ini berarti bahwa secara khusus air mengalir melalui kompartemen vegetasi menunjukkan perilaku orientor typi-cal (Kutsch et al. 1998). fluks ini memberikan signifikansi tinggi lain, karena mereka menunjukkan prasyarat penting untuk semua aktivitas bersepeda di ekosistem darat: penyerapan air oleh tanaman diatur oleh tingkat transpirasi.

·

materi keseimbangan ekosistem: Impor nutrisi ditransfer dalam komunitas biotik dengan partisi tumbuh terganggu ekosistem. Oleh karena itu, fraksi nutrisi biologi-kal meningkat serta karbon abiotik dan penyimpanan nutrisi, tingkat siklus tumbuh, dan efisiensi sedang diperbaiki. Akibatnya, hilangnya nutrisi berkurang.

Berdasarkan fitur ini, indikator umum ditetapkan untuk menggambarkan ekosistem atau landscape negara di lingkungan darat telah diturunkan. Hal ini ditunjukkan pada Meja

16,5 . Hipotesis dasar mengenai set ini adalah bahwa representasi holistik dari tingkat dan kapasitas untuk proses ekologis atas dasar jumlah diakses dari indikator dapat dipenuhi oleh variabel-variabel ini. Mereka juga mewakili tren dasar pembangunan ekosistem; sehingga mereka menunjukkan tahap perkembangan ekosistem atau landscape. Secara keseluruhan set variabel ini merupakan tingkat self-organisasi dalam sistem. Oleh karena itu, dapat mendalilkan bahwa (dengan pengecualian tahap matang yang sebenarnya sangat jarang di lanskap budaya kita) potensi untuk masa depan diri organisasi juga dapat digambarkan dengan indikator ini ditetapkan.

Tentu saja parameter set ini tidak dapat memberikan indikasi lengkap keberlanjutan, karena subsistem sosial dan ekonomi tidak diperhitungkan (misalnya, kekuatan pendorong atau indikator respon). Juga, input eksternal dan tekanan lainnya tidak terwakili. Tapi cabang ekologi fokus



405

Indikator yang diusulkan untuk Mewakili Negara Organisasi Ekosistem dan Lanskap.

struktur biotik

keanekaragaman hayati

Jumlah spesies

struktur biotik

biotope heterogenitas

Indeks heterogenitas

keseimbangan energi

exergy capture

produksi primer kotor atau bersih

produksi entropi

produksi entropi setelah produksi Aoki entropi setelah Svirezhev dan Steinborn (2001)

Output dengan evapotranspirasi dan respirasi efisiensi metabolisme

Respirasi per biomassa

neraca air

mengalir air biotik

Transpirasi per evapotranspirasi

keseimbangan materi

hilangnya nutrisi

pencucian nitrat


Intrabiotic nitrogen Tanah karbon organik

catatan: variabel kunci yang dinominasikan dapat dianggap sebagai set indikator yang optimal. Jika ini param-eters yang tidak tersedia variabel lain dapat dipilih untuk mencerminkan indicandum masing-masing. Melakukan hal ini, pengamat harus menyadari bahwa kualitas indikator-indicandum rela-tions dapat tenggelam.

keberlanjutan dapat digambarkan atas dasar indikasi negara orientor. Meskipun pembatasan strategis ini, indikasi integritas menyediakan hubungan esensial untuk indikator berbasis manusia dari skema driver-Tekanan-negara bagian Dampak-Response (DPSIR). Sebuah perbandingan dengan pelayanan dasar ekosistem setelah de Groot (1992) menunjukkan bahwa layanan regulasi dalam indikator ini ditetapkan dan bahwa ada keterkaitan yang tinggi dengan layanan produksi sementara operator dan layanan informasi tidak mewakili dengan cara yang memuaskan .

set indikator ini telah diterapkan dalam beberapa studi kasus pada skala yang berbeda, dimana hubungan antara sumber data, model output, dan tuntutan indikator pada tahun terakhir. Dalam paragraf berikut salah satu contoh akan ditampilkan dari proyek penelitian ekosistem di Bornhöved Lakes, yang dilakukan antara 1988 dan 2001 di Jerman utara. Dalam area penelitian utama Altekoppel studi ekosistem empiris banding dilakukan di ekosistem agro dan hutan (Hörmann et al.

1992). Sebuah deskripsi yang tepat dari metodologi yang digunakan untuk kuantifikasi indikator dapat



406

ditemukan di Schimming dan von Stamm (1993), Baumann (2001), dan Barkmann (2001). Pengukuran masing-masing dilakukan oleh banyak col-liga dari Danau Proyek Bornhöved (lihat juga http: //www.ecology .uni-kiel.de ) investigasi yang dirangkum, misalnya, di Hörmann et al. (1992), Breckling dan Asshoff (1996), atau Fränzle et al. (2008). Dalam studi kasus berikut ini, hasil dari hutan beech 100 tahun dan ekosistem lahan secara langsung tetangga ditunjukkan. Kedua ekosistem memiliki penggunaan pertanian serupa sebelum hutan itu ditanam. Jadi pertanyaannya adalah fitur ekosistem dan yang berkisar dari kapasitas diri organisasi telah dimodifikasi dengan skema penggunaan lahan yang berbeda (lihat juga Kutsch et al, 2001;. Kutsch et al 1998;.. Windhorst et al 2004). Gambar 16.4 menunjukkan perbedaan antara dua ekosistem sehubungan dengan struktur biocenotic mereka. Variabel ini merupakan kompleksitas biotik ekosistem dan mencerminkan jumlah exergi disimpan dalam informasi. Hampir semua kelompok organisme diselidiki menunjukkan angka yang lebih tinggi dari spesies dalam ekosistem hutan. Satu pengecualian adalah kelompok mamalia kecil, yang dapat menemukan kondisi makanan yang sangat baik di tanah yang subur dan yang juga disesuaikan dengan jenis ekosistem ini. Indikator struktural kedua adalah abiotik hetero-geneity, yang dihitung dengan sistem informasi geografis (GIS) metode lingkungan berbasis setelah Reiche (Baumann 2001). Sedangkan indeks ekosistem hutan adalah 0,56 mengacu pada bahan organik tanah, bidang jagung memiliki nilai hanya 0,08. Juga sesuai dengan kimia tanah constit-uents H +, Ca 2+, mg 2+, K +, dan fosfat, heterogenitas tanah hutan lebih tinggi dari nilai masing-masing pada tanah yang subur (Reiche et al.

2001). Oleh karena itu, kita dapat menemukan perbedaan yang sangat tinggi mengenai pola struktur ekosistem ini. Investigasi kapasitas penyimpanan dua ekosistem, biomassa dan nutrisi intrabiotic digunakan sebagai indikator. Mereka mampu mewakili kolam renang ekosistem sebagai kompartemen penyimpanan lain exergi, yang 45

38

40

35

35

sejenis pohon

30

M aize

25

18

20

16

15 10

5

4

9

0 tumbuh-tumbuhan

21

fauna

Burung-burung

6

Kecil

mamalia

1 Tanah

fauna

Perbandingan angka spesies di beberapa kelompok masyarakat dari diselidiki Ecosys-tems tersebut; Data dikumpulkan dari Hörmann et al. (1992).



407

Adalah kapasitas penyangga kimia, dan ketersediaan nutrisi untuk pengembangan lebih lanjut dari sistem. Data digambarkan didasarkan langsung, analisis hasil, dan hasil pemodelan (lihat Baumann 2001). Biomassa hidup bervariasi dari 131 t C / ha di hutan beech 6,5 t C / ha di tanah yang subur, dan hubungan untuk karbon organik tanah adalah 80 t C / ha vs 56 t C / ha, masing-masing. perbandingan ekosistem berkorelasi mengenai nutrisi intrabiotic adalah sketsa pada Gambar 16.5. Hal ini menunjukkan bahwa nilai-nilai yang lebih tinggi dapat ditemukan di ekosistem hutan untuk kedua senyawa fosfor nitrogen

Parameter fungsional penting lain yang digunakan adalah hilangnya nutrisi. Ini menunjukkan ekspor ireversibel senyawa kimia serta efisiensi rezim daur ulang dalam ekosistem. Data dari Gambar 16,6 didasarkan pada

25

20

20

sejenis pohon

Jagung

15

10

9

4

5

2 0

Nitrogen

fosfor

Perbandingan kandungan nutrisi intrabiotic ekosistem diselidiki; Data dari Kutsch et al. (1998).

Mg K

10

NO38 6 4 2 0 Jagung

(1989, 1993)

Padang rumput

(1994, 1995)

Beech Forest

(1989-1994)

Perbandingan hilangnya nutrisi dari ekosistem diselidiki; Data dari H. Wetzel dan CG Schimming (tidak dipublikasikan). Angka tersebut menunjukkan bahwa terdapat perbedaan yang signifikan antara ekosistem mengenai jumlah pencucian senyawa kimia tiga.


408


analisis kimia dari larutan tanah dan aplikasi model mengenai saldo dan jalur output ke atmosfer. Angka ini menunjukkan bahwa ada perbedaan besar antara kedua sistem. Tentu saja, ini adalah konsekuensi dari impor dan ekspor rezim yang berbeda. Tapi selain contoh-contoh ekstrim, hilangnya nutrisi tampaknya menjadi efek yang sangat umum yang dihasilkan dari gangguan ekologi. Hal ini mungkin disebabkan dengan membuka jaring makanan dan siklus, yang biasanya menjadi lebih dan lebih tertutup pada fase perkembangan. Oleh karena itu, hilangnya nutrisi adalah indikator kunci dari kesehatan ekosistem.

Hasil yang sama diperoleh mengenai arus air biotik, yang mewakili ukuran efisiensi biologis dan melambangkan prasyarat dasar untuk semua proses siklus. Data didasarkan pada pengukuran hidrologi dan microcli-matological dan pemodelan transpirasi dengan model dua-lapisan tanah-AirSuasana-Transfer (SWAT) (Herbst et al. 1999). Per-transpirasi dari total kerugian evapotranspirasi adalah 63% dalam kasus ekosistem hutan dan 34% mengenai lapangan. Ini menunjukkan signifikansi yang berbeda dari arus biologis dalam situs air. Item ini juga dapat dipahami sebagai efisiensi penggunaan air ecosystemic, karena sangat berkorelasi dengan kapasitas siklus nutrisi, dan karena transpi-ransum merupakan faktor yang sangat penting dari pengaturan suhu ekosistem.

Juga, efisiensi metabolik (respirasi / biomassa) hutan jauh lebih tinggi dari efisiensi ekosistem tanah yang subur. Ini memaparkan derajat yang berbeda dari organisasi aliran dan permintaan energik untuk struktur utama-getar yang ada. Produksi entropi dihitung dengan metodologi Aoki (1998) atas dasar radiasi exergi terorganisir (Steinborn 2001). Sedangkan metode pertama tidak menghasilkan sensitivitas yang memuaskan, pendekatan keseimbangan radiasi dapat membedakan kedua ekosistem sangat baik (lihat Baumann 2001).

Sebuah sinopsis dari nilai-nilai indikator disajikan dalam Gambar 16.7 . Melihat seluruh angka, jelas bahwa semua nilai dari ekosistem hutan lebih tinggi dari angka masing-masing sistem lahan subur dengan satu pengecualian: menangkap exergi. Indicandum ini telah diwakili oleh produksi primer kotor. Tingginya nilai ekosistem lahan menunjukkan bahwa petani telah berhasil dalam mengoptimalkan produksi situs nya. Konsekuensi dari orientasi ekonomi ini dapat dilihat pada semua variabel lain: meringkas, mereka menunjukkan bahwa tingkat self-organisasi dan dengan ini ekologis integritas hutan jauh lebih tinggi daripada di lapangan. Dalam kasus gangguan eksternal, sistem ini dikenakan risiko perubahan lebih tinggi daripada hutan, yang menunjukkan kondisi yang lebih tinggi dari kapasitas mengorganisir diri.

Sedangkan studi kasus yang dinyatakan sebelumnya benar-benar didasarkan pada data skala kecil, pendekatan tambahan telah dikembangkan pada lanskap



409

Exergy menangkap 15

entropi ekspor


10 Jagung

5

bidang

keanekaragaman hayati

air biotik mengalir

hutan beech

Gizi

abiotik

loss-1

keheterogenan


Sinopsis dari nilai-nilai indikator untuk dua ekosistem dibandingkan. Nilai-nilai beech diambil sebagai nilai acuan (100%).

skala di mana tuntutan untuk pengukuran empiris jauh lebih kecil. Untuk memperpanjang sistem indikator ke tingkat lanskap, itu terkait dengan sistem pemodelan GIS-coupled “Dilamo” (analisis lanskap digital dan pemodelan; Reiche 1996). Menggunakan alat ini, banyak indikator dapat dihitung pada skala lanskap. Model terintegrasi “Wasmod” dan “Stomod” telah diaktifkan bertahap untuk menghitung parameter yang dijelaskan dalam tabel 16.5 dengan cara divalidasi dan dapat diandalkan. Metodologi ini telah diterapkan di daerah yang berbeda: M. Meyer (2000) menggunakan prosedur pemodelan untuk meramalkan hasil dari tiga skenario penggunaan lahan untuk seluruh Bornhöved Lakes District. Dia bisa menunjukkan bahwa terutama indikator anggaran nutrisi menunjukkan perbedaan tinggi karena strategi penggunaan lahan yang berbeda. Kotamadya Plön di Jerman Utara dianalisis dengan Barkmann (2001) menunjukkan dinamika indikator integritas dalam tahun yang berbeda, dengan menggunakan metodologi yang sama. Dia juga bisa menggarisbawahi bahwa hilangnya nutrisi tampaknya sangat sensitif terhadap perubahan struktur ekosistem dan fungsi. U. Meyer (2001) telah melakukan penelitian serupa untuk dua tangkapan di Biosphere Reservation “Rhön” di Central Jerman (Schönthaler et al. 2001).

Mengambil pendekatan yang sama, Schrautzer et al. (2007) telah menurunkan keseimbangan lanskap untuk tipe ekosistem yang berbeda dari distrik danau Bornhöved, termasuk air, peduli, dan anggaran energi untuk seluruh DAS. Dengan



410

kontribusi ini, hubungan metodologis antara sistem pemodelan, GIS, dan set indikator yang diusulkan telah ditransfer ke dalam bentuk yang sangat berlaku. Studi kasus ini didasarkan pada klasifikasi ekosistem yang dilakukan untuk semua ekosistem darat dari Danau Belau (447 ha). DAS ini termasuk proporsi yang tinggi dari ekosistem lahan basah. Klasifikasi ekosistem (yang dilakukan oleh U. Heinrich, J. Schrautzer, dan HP Blume;. Lihat Fränzle et al 2008) memperhitungkan jenis vegetasi, kriteria tanah, dan struktur penggunaan lahan yang dominan. Tipe ekosistem yang dihasilkan telah dikalibrasi dengan data pada tabel air tanah, rasio C / N, nilai-nilai pH, dan nilai-nilai S dari kompartemen tanah. Hasilnya adalah peta tipe ekosistem yang diuraikan dengan GIS.

Berdasarkan klasifikasi tipe ekosistem yang dihasilkan dianalisis dengan berbasis komputer

“sistem analisis lanskap digital” (Reiche 1996). Empat lapisan informasi dari tanah, topografi, elemen lansekap linear, dan penggunaan lahan yang digunakan untuk menghasilkan peta digital yang lebih rinci, yang bergabung dengan peta klasifikasi. Pada langkah berikutnya sistem pemodelan Wasmod-Stomod (Reiche 1996) digunakan untuk mensimulasikan dinamika anggaran air, nutrisi, dan fluks karbon berdasarkan serangkaian data harian tentang fungsi meteorologi dan hidrologi. Model keluaran divalidasi oleh data yang diukur dalam beberapa sistem (Schrautzer 2002). Selanjutnya, output model yang sedang diperluas untuk mencakup set data indikator ekosistem oleh variabel-variabel berikut:

·

Exergy capture: produksi primer bersih (NPP)

·

produksi entropi: respirasi tanah mikroba

·

Kapasitas penyimpanan: keseimbangan nitrogen, keseimbangan karbon

·

Efisiensi ekosistem: evapotranspirasi / transpirasi, PLTN / respirasi tanah

·

hilangnya nutrisi: N mineralisasi bersih, N pencucian, denitrifikasi

·

struktur ekosistem: jumlah spesies tumbuhan (nilai yang terukur)

Pada contoh berikut, indikator ini digunakan untuk menyelidiki tahap berbeda dari lahan basah suksesi. Padang rumput basah distrik danau Bornhöved dikelola dengan cara yang mencakup langkah-langkah berikut: drainase, pemupukan, penggembalaan, dan pemotongan dalam gradien curam gangguan ekosistem. Sistem diklasifikasikan karena rezim-rezim input eksternal, dan di Gambar 16.8 konsekuensi dapat dilihat secara sinoptik: Sementara target petani (meningkatkan produksi dan hasil dari sistem), ditunjukkan oleh PLTN, tumbuh dengan faktor 10, indikator menurun sangat besar di seluruh kemunduran . Juga, langkah efisiensi (NPP / respirasi tanah) akan turun, dan air mengalir biotik semakin kecil. Di sisi lain, pengembangan N dan C saldo menunjukkan bahwa sistem berubah dari fungsi jatuh ke



411

produksi primer bersih Jumlah spesies tanaman

200 mineralisasi net N

150

100 N pencucian

evapotranspirasi /

50

pengeluaran keringat

0

PLTN/respirasitanah

denitrifikasi

keseimbangan nitrogen

respirasitanah mikroba

keseimbangan karbon

ilustrasi sinoptik pengembangan indikator ekosistem dalam suksesi mundur dari padang rumput basah di daerah aliran sungai dari Danau Belau, menurut Schrautzer et al. (2007). Jenis sistem yang paling terganggu (padang rumput eutrophicated dan sangat terkuras) digunakan sebagai negara acuan (100%).

sumber, kapasitas penyimpanan yang berkurang, dan hilangnya senyawa karbon dan nitrogen (semua indikator di sisi kanan gambar) meningkat sangat. Dengan angka tersebut kita dapat menyatakan penurunan besar kesehatan ekosistem, dan karena banyak dari proses yang ireversibel, kapasitas untuk masa depan diri organisasi berkurang sampai tingkat yang sangat kecil.

Dalam sebuah studi berikutnya (Müller et al 2006;.. Schrautzer et al 2007) beberapa tahap kemunduran dari degradasi lahan basah di Jerman Utara ditugaskan untuk skema perkembangan Gambar 16.9 . Data dikumpulkan oleh studi literatur, pengukuran, dan latihan modeling. Untuk hasil komprehensif dari studi kasus, setiap tahap diilustrasikan oleh salah satu diagram amuba. Konsekuensi dari penggunaan lahan intensifikasi dapat diikuti di barisan atas, terkemuka dari kiri (mesotrophic alder Carr) ke sisi kanan (basah pas-mendatang). Karena susunan indikator tingkat integritas ditunjukkan oleh posisi daerah abu-abu dalam diagram: Semakin mereka terletak di sisi kanan, semakin kuat efek dari gangguan berbasis penggunaan lahan, yang lebih kecil secara keseluruhan integritas.

Hasil dari ditinggalkannya situs ini dapat ditemukan di baris bawah; dalam semua kasus mereka menyebabkan lahan basah situs dengan mendominasi pohon alder. Dalam beberapa kasus tindakan perlindungan spesies dapat memicu pengembangan tangguh antara dua tahap, maka sistem yang ditinggalkan dapat kembali mencapai fitur integritas dari kondisi awal mereka. Jika keadaan padang rumput basah telah tercapai, hanya langkah-langkah yang sangat intensif, misalnya, landscape pembasahan, bisa memicu pengembangan ke arah sistem yang lebih sehat. Mengamati jalur tersebut hanya



412

Alder carr,

padang rumput basah,

mesotrophic


mesotrophic

eutrofik

alang kecil buluh

Tinggi alang alang-alang,

mesotrophic

penggunaan lahan intensifikasi

padang rumput basah


mesotrophic


eutrofik

Tinggi alang alang-alang,

eutrofik

keadaan tertinggal Re-pembasahan

perlindungan spesies (potensi pemulihan tinggi) perlindungan spesies (potensi pemulihan rendah)

PLTN

Jumlah spesies berarti

Alder carr, dikeringkan,

mineralisasi N-net

PLTN / transpirasi

mesotr.

Alder carr,

Alder carr,

dikeringkan, eutr.

eutrofik

N-pencucian

denitrifikasi

PLTNresp/tanah.

N-balance

Micr. respirasi tanah C-balance

Perbedaan antara beberapa tahapan lahan basah kemunduran. Diagram amuba menggambarkan nilai-nilai khas variabel integritas ekosistem dan perkembangan mereka setelah penggunaan lahan Inten-sification. Panah bulat melambangkan hasil yang mungkin dari langkah-langkah pemulihan yang berbeda. panah kecil yang gelap menggambarkan hasil ditinggalkan.

dari sudut pandang struktural, hasilnya mungkin memuaskan: pohon alder akan ditemukan lagi meskipun proses ini mungkin memakan dekade. Tetapi jika kita melihat ke dalam rincian sistem-sistem alder, menjadi jelas bahwa hanya dalam satu kasus dapat kualitas asli dicapai lagi (alang kecil reed- alang tinggi reed alder Carr); dalam semua kasus lain beberapa indikator memberikan nilai yang berbeda; tidak ada ketahanan fungsional, segera setelah sistem telah berubah menjadi padang rumput basah.

Studi kasus berikut diambil dari proyek Eropa tentang strategi untuk kawanan rusa yang berkelanjutan di Northern Fenno-Skandinavia (RENMAN; lihat http://www.urova.fi/home/renman/ ). Dalam hal ini, indikasi kesehatan ekosistem dicapai oleh data sosial dan ekonomi untuk membangun yang berbasis ilmu pengetahuan mendasar untuk penggunaan lahan proses pengambilan keputusan di wilayah tersebut. Selain masalah etnis besar antara penduduk asli Sámi dan penduduk Fenno-Skandinavia, masalah utama dari rusa kutub dapat dimasukkan ke kenyataan bahwa dalam dekade terakhir ada kerugian besar dari tanah-tanah penggembalaan ternak rusa besar. Penyebab tumbuh dari tuntutan untuk listrik (pembangkit listrik tenaga air



danau), peningkatan permintaan untuk kawasan wisata, sebuah nonsustainable, kehutanan intensif, dan sistem pagar yang mengurangi pergerakan dari kawanan rusa ke tingkat ekstrim (lihat Burkhard dan Müller 2008b; Burkhard et al . 2003; Vihervaara et al, di tekan).. Akibatnya, sekarang ada sejumlah relatif tinggi hewan dalam area yang lebih kecil. Selain itu, diferensiasi tradisional musim panas dan musim dingin padang rumput (yang terletak di daerah yang sangat jauh). Akibatnya, kawanan rusa saat ini berada dalam bahaya menghancurkan pakan ternak musim dingin tradisional mereka selama periode merumput musim panas: lichen tanah ( Cetraria nivalis dan Cladina sp.) adalah pakan khusus yang menjadi makanan fokus selama musim dingin. Selama musim panas, lumut dapat kering sangat cepat, rapuh dan mudah terganggu. Jika ternak menggunakan alasan musim dingin merumput selama periode musim panas yang kering, lumut tanah dapat dengan mudah dihancurkan. Selain masalah ini, kelimpahan dari lichen pohon arboreal ( Alectoria spp., Bryoria spp., Usnea spp.), yang merupakan makanan musim dingin alternatif, telah menurun karena praktek-praktek kehutanan intensif.

Dalam bidang konflik antara strategi penggunaan lahan yang berbeda, kami melakukan analisis sistem menyangkut struktur penggunaan lahan, item ekologi, dan masalah-masalahsosial dan ekonomi. Metodologi ini didasarkan pada pemetaan lanskap, pengukuran variabel ekologi, dan pemodelan dengan sistem Wasmod-Stomod (Reiche 1996), yang diperkenalkan secara singkat sebelumnya. Tiga skenario dilakukan, mengacu A: bisnis seperti biasa; B: intensifikasi; dan C: pengurangan rusa kutub. Sedangkan data ekologi diukur atau dihitung, hal - hal lainnya yang diinvestigasi atas dasar wawancara pakar. Para ahli diminta untuk meramalkan konsekuensi dari kondisi skenario dalam rentang waktu 25 tahun dengan memperkirakan pembangunan pada skala dari -5 (penurunan tinggi nilai-nilai ) ke 5 (kenaikan tinggi), Gambar 16.10 . Ini adalah salah satu contoh untuk hasil skenario, mengacu pada skenario (C), “Pengurangan rusa menggiring.”

Penggunaan lahan amuba menunjukkan penurunan rusa kutub, sementara sebelumnya kehutanan akan ditingkatkan, danau buatan baru diharapkan akan dibangun, dan pariwisata serta pertambangan akan memiliki dampak lebih tinggi dalam struktur penggunaan lahan. Mengenai konsekuensi untuk penduduk asli Sámi, risiko ekonomi yang sangat tinggi telah didalilkan: semua nilai dari amuba ekonomi akan menurun, situasi kerja mungkin menjadi fatal, dan otonomi daerah Lapland cepat akan turun. Selanjutnya, amuba sosial menunjukkan bahwa para ahli takut kehilangan demografi yang tinggi dari populasi, bahwa identitas etnis Sámi akan berkurang, dan jaminan sosial dan kesehatan akan dihadapkan dengan masalah besar. Bagian terakhir dari angka menyangkut hasil ekologi. Berikut model dan lapangan hasil pengukuran menunjukkan perubahan agak kecil: Berkurangnya jumlah rusa menyebabkan kurangnya injak-menginjak, yang mengarah ke penurunan keanekaragaman abiotik. Semua indikator lain menunjukkan sedikit peningkatan, jika rusa menggiring menurun. Hal ini dapat ditafsirkan sebagai tanda pertama dari suksesi


413


414

rusa menggiring

rusa menggiring

5

5

penggunaanlahan lainnya

kegiatan

Kemajuan 2,5

2,5

Kehutanan

0

0

- 2,5 Alam

Pekerjaan

- 2,5

-5

Pertanian

Infra-

-5

Pengeluaran

struktur

perlindungan

Pertambangan

konversi energi

kekuasaan

Akomodasi

Rusa kutub

E FFI siensi & otonomi

Pariwisata

exergy capture

Kesejahteraan pribadi

100 5 2,5

Demografi 0

Kesehatan &

150

abiotik

perbedaan

makanan

menghilangnya

50

- 2,5

Pendidikan &

exergy

-5

waktu luang

budaya

Biotik

0

Penyimpanan

kapasitas

perbedaan

perempuan

Keamanan sosial

Gizi

situasi

waterflow biotik kerugian

identitas etnis


Gambaran dari nilai-nilai indikator mengenai penggunaan lahan skenario C (pengurangan menggiring rein-rusa). Nilai untuk penggunaan lahan kelompok indikator, dan kesejahteraan ekonomi dan sosial diambil dari wawancara pakar di Lapland. Mayat amuba menunjukkan hasil estimasi para ahli sebagai derivasi (antara 5 dan -5) dari nilai referensi 0 (situasi pada tahun 2003). Nilai-nilai ekologi model hasil atau pengukuran lapangan pada daerah padang rumput berbeda man-usia (Burkhard dan Müller 2008b).

pembangunan sebagai gangguan yang berhubungan dengan kawanan intensif rusa. Tapi semua perubahan ini kecil transformasinya . Kesimpulannya, konsekuensi ekologi tidak sangat berbeda signifikan. Dengan demikian, argumentasi fokus untuk temuan dari pengelolaan berkelanjutan lanskap Lapland adalah pertanyaan ekonomi dan sosial. Untuk mengatasi masalah ini, indikator kami mudah-mudahan bisa menjadi alat membantu.

Dalam salah satu studi kasus terbaru kami, konsep integritas ekologi dan indikator yang sesuai dipindahkan ke ekosistem laut Jerman Laut Utara (sebagai bagian dari proyek Zukunft Küste-Pesisir

Futures, www.coastalfutures.org; Burkhard et al. 2009). Dalam zona ekonomi eksklusif Jerman Laut Utara, pola penggunaan manusia yang berbeda dapat



415

ditemukan: pengiriman, perikanan, daerah militer, eksploitasi bahan baku, perlindungan alam, dan pariwisata. Baru-baru ini, rencana baru untuk pembentukan peternakan angin lepas pantai besar dibuat, memberikan bentuk baru penggunaan Laut Utara ( www.bsh.de ). Untuk menilai dampak bahwa instalasi ribuan turbin angin besar, termasuk yayasan mereka dan menjelajahi perlindungan, akan memiliki pada ekosistem laut, pendekatan model GIS dikombinasikan digunakan untuk mengukur indikator integritas. Pertanyaan utama adalah apakah instalasi peternakan angin memiliki potensi untuk menyebabkan dinamika ekosistem yang signifikan, mulai dari degradasi sistem untuk pengembangan sistem terumbu buatan yang sangat produktif dan beragam. Pembangunan peternakan angin disimulasikan dengan ekosistem model kotak ERSEM (Lenhart et al. 2006) dengan meningkatkan partikulat (SPM) konsentrasi dalam kolom air, simulasi gangguan selama serudukan angin TUR-tunas tumpukan dan pemulungan kabel. hasil ERSEM memberikan informasi tentang produksi primer bersih (integritas indikator exergi capture), Tingkat musim dingin omset nutrisi (siklus gizi), dan hilangnya transportasi nutrisi (hilangnya nutrisi). Selanjutnya, output data ERSEM digunakan sebagai informasi masukan untuk simulasi web makanan laut dengan Ecopath ( www.ecopath.org ; Christensen dan Pauly 1992a, 1992b), menunjukkan produksi entropi (C per tahun dari res-piration), kapasitas penyimpanan (C disimpan dalam biomassa), dan organisasi ekosistem (kekuasaan). heterogenitas abiotik ditandai dengan dinamika sedimen dan perubahan arus air, yang dimodelkan dengan MIKE21 ( www .dhigroup.com ; Danish Hydraulic Institute [DHI] 1999). Data GIS pada beristirahat burung laut yang digunakan untuk menunjukkan dampak dari turbin angin lepas pantai di (atas air) keragaman biotik (kemerataan) (Dierschke dan Garthe 2006). Hasil yang ditunjukkan di Gambar 16.11

menggambarkan bahwa beberapa komponen ekosistem yang berdampak sensitif yang disebabkan selama pembangunan taman angin lepas pantai: peningkatan SPM selama fase konstruksi menyebabkan keterbatasan cahaya dalam air, yang mengarah ke produksi primer menurun, masing-masing capture exergi. Siklus nutrisi berkurang juga, sedangkan hilangnya nutrisi sedikit meningkat. keragaman biotik menurun selama pembangunan turbin angin dan tidak kembali ke negara referensi, yang menunjukkan bahwa istirahat burung laut terganggu dalam jangka panjang. Selama operasi dari taman angin lepas pantai, parameter integritas, selain keragaman biotik, kembali ke kondisi referensi sedini satu tahun setelah konstruksi, menunjukkan perilaku ulet. Ini menunjukkan bahwa pemodelan tahap operasi peternakan angin lepas pantai, berikut konstruksi mereka untuk jangka waktu singkat saja. Untuk mensimulasikan efek jangka panjang dan kemungkinan munculnya sistem terumbu artifi-cial, pemodelan lebih lanjut harus dilakukan dalam proyek saat ini. Sebuah penjabaran yang lebih rinci dari metode dan hasil dapat ditemukan di Burkhard et al. (2009).



416

exergy capture 125

Organisasi

100

produksi entropi

75 50 25 0

hilangnya nutrisi

keragaman biotik

nutrisi bersepeda


heterogenitas abiotik

Operasi

Konstruksi

Referensi

Dampak dari instalasi peternakan angin lepas pantai dan operasi di Jerman Laut Utara Ecosys-tem. Nilai referensi (100%) mengacu pada situasi saat ini, tanpa ladang angin lepas pantai (Burkhard et al. 2009).

Dalam bab ini pendekatan untuk indikasi holistik kesehatan ekosistem dengan satu set indikator sejumlah media digambarkan. Hal ini didasarkan pada teori ekosistem, penelitian ekosistem empiris, dan aspek berbasis self-organisasi integritas ekologi. Beberapa aplikasi yang sebentar ditunjukkan pada tingkat skala yang berbeda, menunjukkan metodologis sebuah pengukuran untuk model aplikasi pada tingkat lanskap. Akhirnya, studi kasus yang digunakan menunjukkan aplikasi potensial dalam pengelolaan ENVI-ronmental sebagai bagian dari pencarian strategi manajemen lanskap berkelanjutan.

Sistem indikator yang digunakan menunjukkan konsekuensi dari sistem penggunaan lahan yang berbeda di seluruh durasi perkembangan 100 tahun di mana optimalisasi produksi pertanian menyebabkan hilangnya banyak fitur fungsional dan struktural penting lainnya. Hal ini juga dapat menunjukkan bahwa manajemen berorientasi ekonomi dari padang rumput basah memodifikasi atribut ekologi yang dipilih sangat besar, yaitu, memprovokasi perkembangan fungsi sumber ekosistem tersebut, yang kemudian menghasilkan fraksi tinggi



entropis mengalir (kehilangan karbon, kehilangan nitrogen) ke lingkungan mereka. Contoh manajemen rein-rusa menunjukkan bahwa perubahan struktural harus tidak selalu dicapai dengan modifikasi fungsional besar dan bahwa dalam beberapa kasus dimensi manusia keberlanjutan jauh lebih signifikan daripada yang ekologis. Akhirnya, studi tenaga angin lepas pantai menunjukkan bahwa indikator dan model yang tepat dapat digunakan untuk membuat analisis prediktif potensi dinamika sistem. Baru-baru ini, kami mencoba untuk mengembangkan aplikasi lain dari indikator yang ditetapkan dalam pemantauan lingkungan. Ada banyak keuntungan untuk mengubah pemantauan pendekatan sektoral ke konsep berbasis ekosistem. Upaya yang dilakukan dalam jaringan pemantauan Counties Jerman

(Bundesländer), dalam pemesanan biosfer dan taman nasional, dan indikator set juga telah diimplementasikan ke dalam sebuah konsep baru akuntansi lingkungan-ekonomi di Jerman. Sayangnya, aplikasi ini masih jauh dari kenyataan, karena perubahan sikap holistik dalam jaringan resmi terhambat oleh banyak pembatasan psikologis dan administrasi.

Dalam sejajar dengan aplikasi ini, set variabel harus tetap dibangun. Jika kita melihat kembali tabel 16.1 , Menjadi jelas bahwa beberapa persyaratan yang disebutkan belum terpenuhi sampai sekarang. Misalnya, comprehensibility dan transparansi metodologis telah ditingkatkan, indikator memberikan sensitivitas yang berbeda untuk lingkungan tertentu, dan karena latar belakang teoritis dan kompleks, tinggi relevansi indikator politik belum menjadi jelas untuk politisi hingga kini. Akibatnya, selain tugas-tugas ilmiah meningkatkan indikasi, keyakinan dari pengguna potensial untuk mengubah konsep mereka terhadap pertimbangan yang lebih tinggi dari atribut ekosistem, dan menuju aplikasi yang berbuah konsep kesehatan atau integritas, akan menjadi tugas utama kegiatan masa depan.

Allen, C., dan CS Holling. 2008. Diskontinuitas dalam ekosistem dan kompleks sys-tems lainnya.

New York: Columbia University Press. Aoki, I. 1998. Entropi dan exergi dalam pengembangan sistem kehidupan: Sebuah studi kasus danau

ekosistem. Journal of Physical Society of Japan 67: 2132-39 Barkmann, J. 2001. Modellierung und Saya \ indikation nachhaltiger landschaftsentwick-lung-

Beiträge zu den Grundlagen angewandter ökosystemforschung. Diss., Universitas Kiel. Barkmann, J., R. Baumann, U. Mejer, F. Müller, dan W. Windhorst. 2001. Ökologische

integrität: Risikovorsorge im nachhaltigen landschaftsmanagement. Gaia 10 (2): 97108.

Baumann, R. 2001. Konzept zur indikation der selbstorganisationsfähigkeitter-restrischer

ökosysteme anhand von DATEN des ökosystemforschungsprojekts Bornhöveder Seenkette. Diss., Universitas Kiel.


417


418

Bossel, H. 1998. orientors Ekologi: Munculnya orientors dasar dalam diri evolusi organisasi. Di target Eco, fungsi tujuan dan orientors, eds. F. Müller dan M. Leupelt, 19-33. Berlin: Springer. - - -

. 2000. Keberlanjutan: Penerapan sistem aspek teoritis untuk SOCI-dkk

pengembangan. Di Handbook teori ekosistem dan manajemen, eds. SE Jørgensen dan F.

Müller, 519-36. Boca Raton, FL: CRC Press. Breckling, B., dan M. Asshoff. 1996. Modellbildung und simulasi im Projektzentrum Ökosystemforschung. Ecosys Bd 5: 342P. Burkhard, B., T. Kumpula, dan F. Müller. 2003. Renman-Sebuah studi integratif di Northern Skandinavia. Ecosys 10: 116-24.

Burkhard, B., dan F. Müller. 2008a. Driver-tekanan-negara-dampak-respon. Di Ekologis

indikator, vol. 2 dari Encyclopedia ekologi (5 jilid.), Eds. SE Jørgensen dan BD Fath, 967-70. Oxford, UK: Elsevier. - - -

. 2008b. Menunjukkan sifat sistem manusia-lingkungan: Studi kasus Northern

Fenno-Skandinavia rusa menggiring. Indikator ekologi 8: 828-40. Burkhard, B., F. Müller, dan A. Lill. 2008. indikator kesehatan Ekosistem: Ikhtisar.

Di indikator ekologi, vol. 2 dari Encyclopedia ekologi (5 jilid.), Eds. SE Jørgensen dan BD Fath, 1132-1138. Oxford, UK: Elsevier. Burkhard, B., S. Opitz, H.-J. Lenhart, K. Ahrendt, S. Garthe, B. Mendel, dan W. Windhorst. 2009. pemodelan berbasis ekosistem dan indikasi integritas ecologi-cal dalam studi North Sea-Kasus peternakan angin lepas pantai Jerman. Indikator ekologi. ( di press). Christensen, V., dan D. Pauly. 1992a. Sebuah panduan untuk sistem perangkat lunak EcoPath II (ver-sion

2.1). ICLARM Software 6: 1-72.

- - -

. 1992b. EcoPath II-A perangkat lunak untuk menyeimbangkan model mapan dan dengan f-tion dari charactersistics jaringan. Modeling Ecol 61: 169-85.

Costanza, R. 1993. Menuju definisi operasional kesehatan ekosistem. Di ekosistem kesehatan, eds. R. Costanza, BG Norton, dan BD Haskell, 239-56. Washington, DC: Pulau Press.

- - -

. 2000. tujuan Masyarakat dan penilaian jasa ekosistem. ekosistem 3: 4-10.

Costanza, R., C. Cleveland, dan C. Perrings. 2000. Ekosistem dan ekonomi teori di ekonomi ekologi. Di Handbook teori ekosistem dan manajemen, eds. SE Jørgensen dan F. Müller, 547-60. Boca Raton, FL: CRC Press. Costanza, R., BG Norton, dan BD Haskell. 1993. kesehatan ekosistem. Washington DC: Pulau Press. Harian, GC 1997. layanan alam: ketergantungan Masyarakat pada sistem alam. Washington,

DC: Pulau Press.

Hydraulic Institute Denmark (DHI). 1999. Horns Rev Wind Power Plant-Lingkungan penilaian dampak dari hidrografi. Baggrundsrapport nr. 8. Danish Hydraulic Institute melaporkan 50.396-01. de Groot, RS 1992. Fungsi alam. Belanda: Wolters-Noorhoff. Dierschke, V., dan S. Garthe. 2006. Sastra review peternakan angin lepas pantai berkaitan dengan

burung laut. BFN-Skripten 186: 131-98.

Dierssen, K. 2000. Ekosistem sebagai negara suksesi ekologi. Di Handbook of eco-system

teori dan manajemen, eds. SE Jørgensen dan F. Müller, 427. Boca Raton, FL: CRC Press.



419

Dittmann, S., U. Schleier, SP Günther, M. Villbrandt, V. Niesel, A. Hild, V. Grimm, H. Bietz, dan C. Dohn. 1998. Elastizität des Ökosystems Wattenmeer. Projektsynthese. Forschungsbericht für den BMBF, Bonn. Ebeling, W. 1989. Chaos-Ordnung-Informasi. Frankfurt: Verlag Harri Deutsch. Fath, B., dan BC Patten. 1998. orientors Jaringan: Sebuah fungsi tujuan utilitas berbasis jaringan sinergisme. Di target Eco, fungsi tujuan dan orientors, eds. F. Müller dan M. Leupelt, 161-76. Berlin: Springer.

- - -

. Teori Ekosistem 2000.: Jaringan analisis environ. Di Handbook teori ekosistem dan manajemen, eds.

SE Jørgensen dan F. Müller, 345-60. Boca Raton, FL: CRC Press.

Fränzle, O. 1998. Ökosystemforschung im bereich der Bornhöveder Seenkette. Di Handbuch der ökosystemforschung, eds. O. Fränzle, F. Müller, dan W. Schröder (HRSG.), Ch. V4.3. Landsberg: Ecomed-Verlag.

- - -

. 2000. Penelitian Ekosistem. Di Handbook teori ekosistem dan manajemen,

eds. SE Jørgensen dan F. Müller, 89-102. Boca Raton, FL: CRC Press. Fränzle, O., L. Kappen, HP Blume, dan K. Dierssen, eds. 2008. organisasi ekosistem

lanskap kompleks. Studi ekologi vol. 202. Berlin: Springer. Fritz, P. 1999. UFZ-Forschungszentrum Leipzig-Halle. Di Handbuch der ökosystemforschung, eds. O. Fränzle, F. Müller, dan W. Schröder (HRSG.), Ch. V-4.5. Landsberg: Ecomed-Verlag. Gollan, T., dan B. Heindl. 1998. Bayreuther Institut für terrestrische ökosystemfor schung. Di

Handbuch der ökosystemforschung, eds. O. Fränzle, F. Müller, dan W. Schröder (HRSG.), Ch. V-4.6. Landsberg: Ecomed-Verlag. Golley, struktur Ekosistem F. 2000.. Di Handbook teori ekosistem dan

manajemen, eds. SE Jørgensen dan F. Müller, 21-32. Boca Raton, FL: CRC Press. Gundersson, LH, dan CS Holling, eds. 2003. Panarchy. Washington, DC: Pulau Press. Hantschel, R., M. Kainz, dan J. Filser. 1998. Forschungsverbund Agrarökosysteme München. Di Handbuch der ökosystemforschung, eds. O. Fränzle, F. Müller, dan W. Schröder (HRSG.), Ch. V-4.7. Lansberg: Ecomed-Verlag.

Haskell, BD, BG Norton, dan R. Costanza. 1993. Pengantar: Apa kesehatan ekosistem dan mengapa kita harus khawatir tentang hal itu? Di kesehatan ekosistem, eds. R. Costanza, BG Norton, dan BD Haskell, 3-22. Washington, DC: Pulau Press.

Hauff, V. (HRSG.). 1987. Unsere Gemeinsame Zukunft. Der Brundlandt-Bericht der Weltkommission für Umwelt und Entwicklung. Greven. Herbst, M., C. Eschenbach, dan L. Kappen. 1999. Penggunaan air di tetangga berdiri dari beech dan alder hitam. Ann Untuk Sci 56: 107-20.

Holling, CS 1986. Ketahanan ekosistem darat: kejutan lokal dan perubahan global. Di Pembangunan berkelanjutan dari biosfer, eds. WM Clark dan RE Munn, 292320. Oxford, UK: IBP melaporkan.

Hörmann, G., U. Irmler, F. Müller, J. Piotrowski, R. Pöpperl, EW Reiche, G. Schernewski, CG Schimming, J. Schrautzer, dan W. Windhorst. 1992. Ökosystemforschung im bereich der

Bornhöveder Seenkette. Arbeitsbericht 1988-1991. Ecosys 1: 338. Jørgensen, SE 1996. Integrasi teori-A ekosistem pola. Dordrecht, Belanda: Kluwer. - - -

. 2000. perempat tentatif hukum termodinamika. Di Handbook teori ekosistem dan manajemen, eds.

SE Jørgensen dan F. Müller, 161-76. Boca Raton, FL: CRC Press.



420

Jørgensen, SE, B. Fath, S. Bastianoni, J. Marquez, F. Müller, SN Nielsen, B. Patten, E. Tiezzi, dan R. Ulanowicz. 2007. Sebuah ekologi-Sistem perspektif baru. Amsterdam: Elsevier Penerbit.

Jørgensen, SE, dan F. Müller. 2000a. orientors-A ekologi jalan ke lingkungan aplikasi teori ekosistem. Di Handbook teori ekosistem dan manajemen, eds. SE Jørgensen dan F. Müller, 561-76. Boca Raton, FL: CRC Press. - - -

. 2000b. Ekosistem sebagai sistem yang kompleks. Di Handbook teori ekosistem dan manajemen, eds.

SE Jørgensen dan F. Müller, 5-20. Boca Raton, FL: CRC Press. Kaiser, M., T. Mages-Delle, dan R. Oeschger. 2002. Gesamtsynthese ökosystemfor schung Wattenmeer. Berlin: UBA-Texte, 45/02 Karr, JR 1981. Penilaian integritas biotik menggunakan komunitas ikan. perikanan 6: 21-27.

Kay, JJ 1993. Pada sifat integritas ekologi: Beberapa komentar menutup. Di Ekologis integritas dan pengelolaan ekosistem, eds. S. Woodley, J. Kay, dan G. Francis. Ottawa: University of Waterloo dan Kanada Park Service. - - -

. 2000. Ekosistem sebagai sistem terbuka holarchic self-organized: Narasi dan

hukum termodinamika kedua. Di Handbook teori ekosistem dan mengelola-ment, eds. SE Jørgensen dan F. Müller, 135-60. Boca Raton, FL: CRC Press. Kellermann, AC Gätje, dan E. Schrey. 1998. Ökosystemforschung im SchleswigHolsteinischen Wattenmeer. Di Handbuch der ökosystemforschung, eds. O. Fränzle, F. Müller, dan W.

Schröder (HRSG.), Ch. V-4.1.1. Landsberg: Ecomed-Verlag. Kerner, H.-F., L. Spandau, dan J. Köppel. 1991. Methoden zur angewandten ökosystemForschung entwickelt im MAB 6-Projekt Ökosystemforschung Berchtesgaden. MAB Mitteilungen 35,1 und 35,2, Bonn. Kutsch, W., O. Dilly, W. Steinborn, dan F. Müller. 1998. Mengukur ekosistem matu-rity-

Studi kasus. Di target Eco, fungsi tujuan dan orientors, eds. F. Müller dan M. Leupelt, 209-31. Berlin: Springer. Kutsch, WL, W. Steinborn, M. Herbst, R. Baumann, J. Barkmann, dan L. Kappen. 2001. Indikasi lingkungan: Sebuah tes bidang pendekatan ekosistem untuk quan-tifikasi biologis diri organisasi. ekosistem 4: 49-66. Lenhart, H., B. Burkhard, dan W. Windhorst. 2006. Ökologische auswirkungen erhöhter schwebstoffgehalte als Folge der baumaßnahmen von angin lepas pantai-kraftanlagen (dalam bahasa Jerman). Ecosys

Suppl Bd 46: 90-106.

Meyer, E. 1992. Die benthischen invertebraten di einem kleinen fließgewässer am Beispiel eines schwarzwaldbaches: Biozönotische dtruktur, populationsdyna-mik, Mamuju und stellung im trophischen gefüge. Habil tesis, Konstanz. Meyer, M. 2000. Entwicklung und formulierung vonplanungsszenarien für die lahan-nutzung im bereich der Bornhöveder Seenkette. Diss., Universitas Kiel. Meyer, U. 2001. Landschaftsökologische modellierung als auswertungsinstrument di der

ökosystemaren umweltbeobachtung-Beispielsfall Biospharenreservat Rhön. Ecosys Suppl 36: 156. Millennium Dewan Assessment. 2003. Ekosistem dan kesejahteraan manusia. Washington DC: Pulau Press.

Müller, F. 1997. Negara seni dalam teori ekosistem. Modeling ekologi 100: 135-61. - - -

. 2005. Menunjukkan ekosistem dan organisasi lanskap. Indikator ekologi 5 (4): 280-94.

Müller, F., dan B. Breckling. 1997. Der ökosystembegriff aus heutiger sicht. Di Handbuch der umweltwissenschaften, eds. O. Fränzle, F. Müller, dan W. Schröder, Ch. II-2.2. Landsberg: Ecomed-Verlag.



421

Müller, F., B. Breckling, M. Bredemeier, V. Grimm, H. Malchow, SN Nielsen, dan EW Di Handbuch der öko-

Reiche. 1997a. Emergente ökosystemeigenschaften.

systemforschung, eds. O. Fränzle, F. Müller, dan W. Schröder (HRSG.), Ch. III-2.5. Landsberg: Ecomed-Verlag.

- - -

. 1997b. selbstorganisation Ökosystemare. Di Handbuch der ökosystem-Forschung,

eds. O. Fränzle, F. Müller, dan W. Schröder (HRSG.), Ch. III-2.4. Landsberg: EcomedVerlag. Müller, F., dan B. Burkhard. 2007. Sebuah kerangka kerja berbasis ekosistem untuk menghubungkan lanskap struktur, fungsi dan layanan. Di penggunaan-Rapat lahan multifungsi tuntutan masa depan untuk barang dan

jasa landscape, eds. Ü. Mander, H. Wiggering, dan K. Helming, 3764. Berlin: Springer.

Müller, F., O. Fränzle, dan C. Schimming. 2008. gradien ekologi sebagai penyebab dan dampak dari

organisasi ekosistem. Di organisasi ekosistem tanah-scape kompleks. Studi ekologi, vol. 202, eds. O.

Fränzle, L. Kappen, H.-P. Blume, dan K. Dierssen, 277-96. Berlin: Springer-Verlag. Müller, F., R. Hoffmann-Kroll, dan H. Wiggering. 2000. Menunjukkan ekosistem integ-rityDari teori ekosistem target eco, model, indikator dan variabel, Modeling ekologi 130: 13-23. Müller, F., dan M. Leupelt. 1998. target Eco, fungsi tujuan dan orientors. Berlin: Springer. Müller, F., dan BL Li. 2004. Sistem Kompleks pendekatan untuk mempelajari interaksi lingkungan-manusia. Di masalah ekologi dalam

dunia yang berubah: Status, respon dan strategi, eds. S. Hong, JA Lee, B. Ihm, A. Farina, Y. Anak, E. Kim, dan JC

Choe, 31-46. Dordrecht, Belanda: Kluwer Academic Publishers. Müller, F., dan SN Nielsen. 2000. Ekosistem sebagai subyek pro mengorganisir diri cesses. Di Handbook teori ekosistem dan manajemen, eds. SE Jørgensen dan F. Müller, 177-94. Boca Raton, FL: CRC Press.

Müller, F., J. Schrautzer, E.-W. Reiche, dan A. Rinker. 2006. Indikator berbasis Ekosistem di suksesi mundur dari lanskap pertanian. Indikator ekologi 6: 63-82.

Müller, F., dan H. Wiggering. 2004. Umweltindikatoren als maßstäbe zur bewertung von

umweltzuständen und entwicklungen. Di Umweltziele und indikatoren, eds. H. Wiggering dan F. Müller, 121-29. Berlin: Springer.

Müller, F., dan W. Windhorst. 2000. Ekosistem sebagai entitas fungsional. Di Handbook of teori ekosistem dan manajemen, eds. SE Jørgensen dan F. Müller, 33-50. Boca Raton, FL: CRC Press.

Odum, EP 1969. Strategi pengembangan ekosistem. Ilmu 104: 262-70. Odum, H. T., MT Brown, dan S. Ulgiati. 2000. Ekosistem sebagai sistem energik. Di

Handbook teori ekosistem dan manajemen, eds. SE Jørgensen dan F. Müller, 283-302. Boca Raton, FL: CRC Press. Patten, SM 1992. Energi, emergy dan sekitarnya. Modeling ekologi 62: 29-69. Pöpperl, R. 1996. kelompok makan Fungsional dari komunitas makroinvertebrata di outlet danau Jerman Utara. (Danau Belau, Schleswig-Holstein). Int Revue Ges Hydrobiol 81: 183-98. Radermacher, W., R. Zieschank, R. Hoffmann-Müller, JV Noyhus, D. Schäfer, dan S. Seibel. 1998. Entwicklung eines indikatorensystems für den Zustand der Umwelt in der Bundesrepublik

Jerman.

Beiträge

zu

sarang

umweltökonomischen

Gesamtrechnungen, Bd. 5. Wiesbaden: Statistisches Bundesamt. Rapport, DJ 1989. Apa yang merupakan kesehatan ekosistem? Perspektif di Perspektif di Biologi dan

Obat 33 (1): 120-32.



422

Rapport, DJ, dan R. Moll. 2000. Aplikasi teori ekosistem dan pemodelan untuk menilai kesehatan ekosistem. Di Handbook teori ekosistem dan manajemen, eds. SE Jørgensen dan F. Müller, 487-96. Boca Raton, FL: CRC Press. Rapport, DJ, dan A. Singh. 2006. Sebuah kerangka kerja berbasis Ecohealth untuk negara ENVI-ronment

pelaporan. Indikator ekologi 6: 409-28. Reiche, EW 1996. WASMOD. Ein modellsystem zur gebietsbezogenen simulasi von WASSER- und stoffflüssen. Ecosys 4: 143-63.

Reiche, EW, F. Müller, I. Dibbern, dan A. Kerrinnes. 2001. heterogenitas spasial di hutan

tanah dan masyarakat understory dari distrik danau Bornhöved. Di Ekosistem pendekatan

manajemen lanskap di Eropa Tengah, eds. J. Tenhunen, R. Lenz, dan R. Hantschel, 147. Studi Ekologi. Schimming, CG, dan S. von Stamm. 1993. Arbeitsbericht des projektzentrums ökosystemforschung, Anhang I: Untersuchungsmethoden. Interne Mitteilungen aus dem FEVorhaben

Ökosystemforschung im Bereich der Bornhöveder Seenkette. Schneider, ED, dan JJ Kay. 1994. Hidup sebagai manifestasi dari hukum kedua thermodynamics. Matematika dan Komputer Pemodelan 19 (6-8): 25-48. Schönthaler, K., U. Mejer, W. Windhorst, M. Reichenbach, D. Pokorny, dan D. Schuller.

2001. Modellhafte umsetzung und konkretisierung der konzeption für eine ökosystemare umweltbeobachtung am Beispiel des länderübergreifenden biosphärenreservats Rhön. Berlin: Umweltbundesamt.

Schönthaler, K., F. Müller, dan J. Barkmann. 2003. Sinopsis sistem pendekatan untuk kontribusi penelitian-Jerman lingkungan untuk pengelolaan ekosistem. UBA-Texte 85/03 Schrautzer, J. 2002. Niedermoore Schleswig-Holstein: Charakterisierung und beurtei-paru

ihrer Funktionen im landschaftshaushalt. Habil tesis, Universitas Kiel. Schrautzer, J., A. Rinker, K. Jensen, F. Müller, P. Schwartze, dan K. Dierssen. 2007. Suksesi dan pemulihan Fen terkuras: Perspektif dari Perspektif dari Northwestern Eropa. Di Menghubungkan restorasi dan suksesi ekologi, Springer Series tentang Pengelolaan Lingkungan Hidup, eds. L. Walker, RJ Hobs, dan J. Walker, 90-120. Berlin: Springer.

Statistisches Bundesamt, Forschungsstelle Für Umweltpolitik der Fu Berlin, dan

Ökologiezentrum der Universität Kiel. 2002. Makroindikatoren des Umweltzustands. Beiträge zu den Umweltökonomischen Gesamtrechnungen, Bd. 10. Steinborn, W. 2001. Quantifizierung von ökosystemeigenschaften als grundlage für die

umweltbewertung. Diss., Universitas Kiel. Svirezhev, YM, dan W. Steinbron. 2001. Exergy radiasi matahari: Termodinamika pendekatan. Modeling ekologi 145: 101-10.

Ulanowicz, RE 2000. kekuasaan: Suatu ukuran kinerja ekosistem. Di Handbook of teori ekosistem dan manajemen, eds. SE Jørgensen dan F. Müller, 303-16. Boca Raton, FL: CRC Press. Ulgiati, S., MT Brown, M. Giampietro, RA Herendeen, dan K. Mayumi, eds. 2003. Kemajuan dalam energi studi-Mempertimbangkan studi-Mempertimbangkanpentingnya pentingnya energi. Padua: SGIE Detoriali. Vihervaara, P., T. Kumpula, A. Tanskanen, dan B. Burkhard (in press). Ekosistem ser-vicesSebuah alat untuk manajemen berkelanjutan dari sistem manusia-lingkungan. studi kasus Finlandia Forest Lapland. Kompleksitas ekologi.



Widey, G.-A. 1998. Forschungszentrum waldökosysteme der Universität Göttingen Dalam Handbuch der ökosystemforschung, eds. O. Fränzle, F. Müller, dan W. Schröder (HRSG.), Ch. V-4.4. Landsberg: Ecomed-Verlag.

Wiggering, H. 2001. Zentrum für agrarlandschafts- und landnutzungsforschung. Di Jahresbericht 2000/2001. Müncheberg.

Windhorst, W., F. Müller, dan H. Wiggering. 2004. Umweltziele und ondikatoren den für

ökosystemschutz. Di Umweltziele und indikatoren, eds. H. Wiggering dan F. Müller, 345-73. Berlin: Springer. Woodley, S., J. Kay, dan G. Francis. 1993. integritas ekologi dan pengelolaan eko sistem. Ottawa: St Lucie Press. Komisi Dunia tentang Lingkungan dan Pembangunan (WCED). Tahun 1987. masa depan kita bersama.

Oxford: Oxford University Press.


423


Indikator terintegrasi Evaluasi Kesehatan Ekosistem: Sebuah Aplikasi pada Sistem Pertanian

17.1 Pendahuluan ................................................ .................................................

425

17.2 Metode ................................................ .................................................. .....

427

17.2.1 Indikator Exergy Berbasis ........................................... .....................

427

17.2.2 Indikator emergy Berbasis ........................................... ................... 17.2.3

429

Ekologi Indikator Jejak Berbasis .........................................

431

17.3 Hasil dan Pembahasan .............................................. ................................433 17.3.1 Analisis Exergy ............................................. .................................

434

17.3.2 emergy Evaluasi ............................................. ............................ 17.3.3 Jejak Ekologis ............................................. ..........................

436 438

17.3.4 Membandingkan Indikator ............................................. .......................

17.4 Kesimpulan ................................................ .................................................. . Referensi. .................................................. .................................................. ........

439

441 442

Konsep kesehatan ekosistem sangat terkait sustainability. Ini terdiri baik biofisik dan dimensi manusia dari lingkungan. Burkhard et al. (2008) menegaskan, “Sebuah ekosistem disebut sehat jika stabil dan berkelanjutan dalam penyediaan barang dan jasa


426


digunakan oleh masyarakat manusia. Ini berarti bahwa ia memiliki kemampuan untuk mempertahankan struktur (organisasi) dan fungsi dari waktu ke waktu di bawah tekanan eksternal.”Dalam bab ini, kesehatan dan keberlanjutan sering digunakan sebagai sinonim.

Keberlanjutan tidak dapat dengan mudah diukur karena bukan fenomena fisik. Sebuah sistem manusia didominasi berkelanjutan atau tidak berkelanjutan karena penggunaan energi dan bahan dan / atau limbah yang dihasilkannya. Menurut FM Pulselli et al. (2008), peran indikator adalah untuk memahami di mana kita berdiri dalam kaitannya dengan kriteria keberlanjutan dan untuk mengetahui apa yang bisa kita lakukan untuk mengurangi tidak berkelanjutan, dalam kasus. Karena konsep sustainability adalah kompleks dan tidak langsung terukur, banyak indikator yang diperlukan untuk menilai seberapa jauh kita harus pergi untuk mencapai tujuan ini. Indikator kesehatan ekosistem dan keberlanjutan memiliki kategori yang berbeda. Berdasarkan keragaman ini, Bastianoni et al. (2008) menyoroti pentingnya penggunaan bersama banyak indikator untuk mempertimbangkan aspek-aspek yang berbeda dari kondisi sistem. Dalam bab ini, penggunaan terintegrasi dari tiga indikator berbasis termodinamika yang berbeda diusulkan untuk mengevaluasi kemampuan mereka untuk mencapai evaluasi umum yang komprehensif Evaluasi dari agro-ekosistem, budidaya anggur di sebuah peternakan biologis di Italia tengah, disajikan sebagai studi kasus. metode akuntansi yang dipilih untuk menghitung indikator sintetis yang Exergy (dan Eco-Exergy) Analisis (Szargut et al 1998;. Jørgensen 1982), emergy Evaluasi (Odum 1988), dan Jejak Ekologis (Wackernagel dan Rees 1996), yang masing-masing memiliki karakteristik sudut pandang pada kondisi sistem. Bahkan jika mereka mempertimbangkan aspek yang berbeda, tetap dapat saling melengkapi. Faktanya,

analisis exergi , dari sudut pandang holistik, potensi kapasitas sistem untuk membuat pekerjaan, berdasarkan kondisi saat ini. Kita dapat mengatakan bahwa exergi memiliki perspektif ke depan karena mengevaluasi potensi sistem di masa depan dan mengukur jarak kondisi sistem dari kesetimbangan termodinamika. Jumlah emergy untuk sumber daya lingkungan yang ditarik, langsung dan tidak langsung, dari siklus alam untuk mencapai saat keteraturan dari suatu sistem. Hal ini didasarkan pada persediaan rinci dari input utama dan sumber-sumber primer dalam sistem dalam waktu tertentu. Kuantitas dan kualitas input dianggap berdasarkan rantai proses dan energi mengubah cara yang terjadi di masa lalu untuk membuat setiap produk atau layanan yang terlibat dalam proses yang tersedia. Kita dapat mengatakan bahwa emergy memiliki perspektif mundur pada organisasi sistem (emergy berarti memori energi). Semua masukan untuk proses atau sistem, yang diberikan dalam satuan energi dan massa, diubah menjadi salah satu bentuk energi, energi surya, yang merupakan energi primer yang mendorong semua proses di alam. Berdasarkan prosedur ini,


Indikator terpadu untuk Mengevaluasi Kesehatan Ekosistem

427

Jejak ekologi adalah pendekatan berbasis wilayah dianggap sebagai cara alternatif untuk memperhitungkan penggunaan sumber daya dan emisi limbah (Monfreda et al. 2004). Filosofi jejak menunjukkan kesamaan dengan emergy. Tujuan utama adalah untuk menghitung semua masukan sistem tertentu menjadi common denominator. Dalam hal ini, kapasitas produktif daerah teritorial dan laut yang diperlukan secara terus menerus untuk menghasilkan semua sumber daya yang dikonsumsi, serta menyerap emisi terkait terpilih (Wackernagel dan Rees 1996). Tanah menyumbang penggunaan lahan langsung dan tidak langsung (yang pada dasarnya diperlukan untuk transformasi energi). Ekologis lahan produktif dapat dianggap sebagai kolektor energi surya. Jumlah dari semua kebutuhan lahan adalah cara yang nyaman untuk menilai seberapa besar jejak, atau dampak dari sistem dianalisis, sehubungan dengan kapasitas produktif yang tersedia (bioca-Capacity). Alat jejak menyajikan perspektif mundur. Penjelasan rinci tentang metode ini disajikan dalam bagian berikutnya. Setelah membahas kemampuan exergy-, emergy-, dan indikator berdasarkan Ecological Footprint- untuk memberikan informasi demi mengevaluasi kesehatan ekosistem alami sehubungan dengan kegiatan dan dampak manusia, kami mengusulkan investigasi perbedaan dan asonansi antara indikator yang berbeda untuk memahami tingkat kesamaan / kecocokan (Bastianoni et al. 2008).

Fungsi Exergy berasal dari disiplin termodinamika diterapkan untuk memanaskan mesin dan, meskipun konsep ini sudah dikenal di abad kesembilan belas, itu diformalkan dengan nama ini pada tahun 1950 oleh Rant (1956). Fungsi ini sekarang berguna dalam memecahkan prosedur biaya-optimasi rekayasa. analisis exergi (Szargut et al 1998.) dan analisis termo-ekonomi (Evans 1980; Lozano dan Valero 1993;. Bejan et al 1996), baik berdasarkan exergi, adalah salah satu alat yang paling efisien untuk desain dan hasil optimasi sistem konversi energi dan kebijakan energi. Pada tahun-tahun terakhir, fungsi exergi, dan analisis berdasarkan itu, diusulkan oleh beberapa penulis sebagai alat mampu menggambarkan sistem yang beragam dari konversi energi sederhana. Khususnya, banyak contoh analisis berbasis exergi eksis pada skala yang berbeda, seperti negara (Wall 1990), provinsi(Sciubba et al. 2008), dan bahkan pada ekosistem alami (Bendoricchio dan Jørgensen 1997;. ZaletaAguilar et al 1998). Formulasi Jørgensen tentang exergi (Jørgensen dan Mejer 1977; Mejer dan Jørgensen 1979; Jørgensen 1982; Jørgensen 2002) berbeda dari yang lain. Exergy, atau eco-exergi, didefinisikan sebagai jumlah pekerjaan (energi entropi bebas) suatu ekosistem yang dapat dilakukan ketika dibawa ke kesetimbangan termodinamika dengan lingkungannya (Jørgensen 2008). Pada keadaan referensi



428

kesetimbangan, tidak ada lagi gradien apapun, dan semua komponen yang inorganic di kondisi oksidasi tertinggi mungkin. Jørgensen (2008) menegaskan, “kondisi referensi akan sesuai dengan ekosistem tanpa bentuk kehidupan dan semua energi kimia digunakan atau sebagai sup anorganik.”

Pada tingkat praktis, exergi merupakan kerja maksimal yang kita dapat ekstrak dari sistem tertentu. Hal ini biasanya didefinisikansebagai termodinamika efisiensi dalam penggunaan sumber daya (dinyatakan dalam energi atau massa). Sciubba et al. (2008) exergi sebagai ukuran isi energik setiap material dan aliran material secara langsung atau tidak langsung digunakan dalam proses. Ini menghitung exergi tertanam dalam produk dengan melacak semua input dan output exergi dalam rantai produksi atau, dengan kata lain, dengan menelusuri kembali setiap output ke sumber daya utama mengalir yang berasal itu. Membandingkan proses yang berbeda, yang terbaik, antara lain, untuk hasil akhir yang sama, menghancurkan jumlah minimum exergi utama. Exergy dapat dinyatakan sesuai untuk Persamaan (17.1).

n Ex = RT c saya ln c saya

(17.1)

saya · 0

ci,o

dimana R adalah gas konstan, T adalah suhu lingkungan, ci adalah konsentrai komponen th di unit yang sesuai (misalnya, untuk fitoplankton mg l -1 atau mg l -1 dari nutrisi fokus), dan ci 0 adalah konsentrasi th com-ponent pada kesetimbangan termodinamika dan n adalah jumlah komponen. Sebuah kondisi referensi tentu harus didefinisikan ketika eco-exergi adalah terhitung. Eco-exergi (EEx) adalah ukuran penyimpangan sistem dari kesetimbangan kimia dan kemudian ukuran perkembangannya. Ini mencakup kontribusi dari kedua biomassa dan informasi. Persamaan (17.1) dapat ditulis kembali sebagai berikut:

n

EEx = β aku ci

saya · 1

dimana β saya adalah faktor bobot dari berbagai komponen saya ekosistem yang menjelaskan informasi bahwa organisme telah diwujudkan dalam gen mereka. ci adalah konsentrasi sebagai gm -2 dari spesies th. Eco-exergi secara luas digunakan sebagai indikator kesehatan ekosistem. penilaian kesehatan ekosistem telah diterapkan untuk danau, laguna, wilayah pesisir, serta sistem pertanian yang berbeda (Jørgensen 2008).

Untuk bab ini, analisis exergi untuk produk pertanian adalah ibentuk menurut Jørgensen (1982), Jørgensen (2000), Bastianoni et al. (2005), dan Fonseca et al. (2000). Tiga indikator exergi utama yang terhitung: konsumsi exergi (Ex di), exergi dari output dari proses (Ex keluar), dan exergi disimpan dalam suatu sistem (Ex s).

(17.2)



429

Konsumsi exergi (Ex di) untuk produksi anggur diperoleh dengan menghitung rekursif dua kontribusi yang berbeda: n

ex di ·

[ ex chemi · Ex Reqi]

saya · 1

dimana ex chemi account untuk exergi kimia th masukan dan ex Reqi adalah kebutuhan exergi atau exergi yang dikonsumsi untuk membuat th input yang tersedia. Ex di mewakili konsumsi exergi berkaitan dengan penciptaan / maintenance dari suatu sistem. Dengan kata lain, itu merupakan biaya produksi. The exergi disimpan (Ex s) dihitung dengan mengevaluasi konten genetik pada produk tertentu atau dalam struktur sistem. Menurut Bastianoni et al. (2005), Ex s dipandang sebagai akibat dari fluks yang terjadi dalam sistem dan dengan demikian hasil dari fungsi sistem secara keseluruhan. Ex keluar adalah isi exergi dari output dari suatu proses dan penting untuk analisis efisiensi hukum kedua. Dari sudut pandang keberlanjutan, Ex keluar telah dibatasi pada tingkat yang diungkapkan oleh variasi exergi disimpan dalam waktu yang sama; pemeliharaan fungsi ekosistem, diwakili oleh penyimpanan exergi Ex s, harus diizinkan dengan mengelola tingkat output exergi dari sistem, Ex keluar.

Indeks efisiensi dapat dihitung dengan menggabungkan tiga langkah exergi di atas. Hal ini akan memungkinkan kami untuk memberikan informasi lebih lanjut pada keberlanjutan sistem yang diteliti, dalam jangka panjang. Ex keluar / Ex di adalah yang paling ekonomis / rasio berorientasi penuh. Hal ini didefinisikanoleh Szargut et al. (1988) sebagai rasio exergi produk yang berguna untuk makan exergi, di mana yang terakhir adalah “exergi dikirim ke sistem untuk operasi steady state.” Ini berkaitan dengan investasi kembali, yaitu, produksi yang lebih tinggi dengan pengeluaran exergi lebih rendah. The Ex s / Ex di berguna untuk menentukan tingkat organisasi (Ex s) yang dijaga oleh unit exergi inflow (Ex di). Ini memiliki dimensi waktu. Hal ini tidak sepenuhnya indeks efisiensi, tetapi ia menawarkan informasi penting tentang agro-ekosistem berkelanjutan

Menurut HT Odum (1988), ranah analisis emergy adalah pemahaman kuantitaf dari hubungan antara sistem manusia dan biosfer yang didominasi. Konsep hirarki energi adalah titik kunci untuk emergy (Brown et al. 2004). Karena hukum kedua thermodinamkia, setiap transformasi energi menggunakan banyak kalori dari energi yang tersedia dari satu jenis, pada kualitas yang lebih rendah atau tinggi, untuk menghasilkan beberapa kalori dari jenis lain dari energi di kelas yang lebih tinggi (Odum 1996). Sebagai Odum (1973) mengamati, “skala energi dari sinar matahari hingga materi untuk batubara, dari



430

batubara untuk minyak, listrik dan sampai pekerjaan berkualitas tinggi dari komputer dan pengolahan informasi manusia.” Emergy (dieja dengan “m”) adalah energi yang tersedia (exergi) dari satu jenis yang diperlukan untuk digunakan , langsung dan tidak langsung, untuk menghasilkan masukan bagi transformasi energi (Odum 1971). Secara khusus, kandungan emergy mewakili konsentrasi energi matahari, bentuk encer energi, dalam produk atau layanan yang diberikan. Ini berasal dari jumlah semua masukan untuk proses, yang masing-masing merupakan hasil dari serangkaian trans-formasi sebelumnya. Menurut definisi, emergy adalah jumlah energi matahari yang telah digunakan, baik secara langsung maupun tidak langsung, untuk mendapatkan produk akhir atau jasa.

Dalam istilah praktis, evaluasi emergy adalah metode perhitungan lingkungan didasarkan pada energi dan materi mengalir yang mempertimbangkan masukan utama untuk proses diberikan. Emergy memungkinkan penanggulangan keragaman metrik yang digunakan, apakah jumlah massa atau energi, untuk mengukur input dengan menormalkan ke unit umum ukuran, yaitu surya emergy joule atau emjoule surya ( sej). Normalisasi ini dimungkinkan berkat koefisien transformasi, yaitu, transformity atau emergy tertentu, yang diberikan dalam dimensi sej / J dan sej / g, masing-masing, yang sesuai dengan isi emergy per unit produk atau layanan.

Menurut definisi, emergy surya em k aliran k berasal dari diberikan pro-cess adalah:

em k = Σ saya Tr saya E saya i = 1,. . . , n

(17.3)

dimana E adalah kandungan energi yang sebenarnya dari th aliran masukan independen untuk proses dan Tr adalah emergy per unit energi dari aliran masukan th.

Memang, kemampuan manusia untuk menghasilkan karya tergantung pada kualitas energi dan kuantitas. Sebuah proses yang memakan jumlah energi dan bahan yang diambil langsung dari lingkungan (dalam bentuk arus sehari-hari seperti matahari-angin-hujan atau panas bumi kekuatan panas; penyimpanan jangka pendek seperti kayu, tanah, dan air; atau arus penyimpanan jangka panjang dari bahan bakar fosil dan mineral) atau tidak langsung, dalam bentuk barang dan jasa yang dibeli dari ekonomi global. Semakin banyak pekerjaan yang dilakukan untuk menghasilkan sesuatu, atau lebih banyak energi yang berubah, semakin tinggi kandungan emergy dari apa yang diproduksi. Memberdayakan didefinisikan sebagai emergy per satuan waktu. Dalam kasus ekosistem atau sistem manusia, hal itu dinyatakan sebagai emergy digunakan per tahun. Berdasarkan kriteria tersebut, evaluasi emergy diaplikasikan pada studi kasus yang berbeda sebagai cara mengklasifikasikan dan membandingkan sistem. Sebagai contoh, jumlah nilai emergy spesifik dan memberdayakan dihitung untuk ekosistem yang berbeda diberikan dalam literatur dikutip (Brown dan Bardi 2001; Brown dan Cohen, 2008). Dalam Brown dan Bardi (2001) disediakan dengan fungsi dan memberdayakan nilai-nilai, dinyatakan sebagai emergy per meter persegi per tahun (sej m -2 yr -1), di ekosistem seperti hutan, sistem pertanian, lahan basah, danau, ekosistem skala lanskap termasuk manusia, dll Secara khusus, mereka



mengamati bahwa ekosistem darat memiliki kepadatan terbarukan di kisaran sekitar 40-50 × 10 9 sej m -2 yr -1. Wetlands memiliki memberdayakan Densi-ikatan sekitar satu urutan besarnya lebih tinggi, sementara danau dan muara memiliki satu urutan besarnya lebih tinggi dari lahan basah. Brandt-Williams (2001) menunjukkan evaluasi emergy selama 23 komoditas pertanian dibesarkan di negara bagian Florida dan dan digunakan secara luas. Beberapa aplikasi untuk peternakan ikan dibahas oleh Ridolfi dan Bastianoni

(2008). Sistem pertanian juga diselidiki dalam literatur dikutip: Pizzigallo et al. (2008) dan Campbell (2008). Studi Regional disampaikan oleh Campbell et al. (2005), Pulselli et al. (2008), Pulselli et al. (2007), Ulgiati et al. (1994), Campbell (1998), Ortega et al. (1999), Higgins (2003), Tilley dan Swank (2003), Campbell et al. (2005).

Jejak Ekologis mengukur dampak global yang dikenakan atas bumi oleh penduduk, aktivitas, atau produk (Rees 1992). Secara formal, Jejak Ekologis (selanjutnya Jejak) dari populasi tertentu atau kegiatan produksi didefinisikan sebagai daerah (nyata dan virtual) tanah dan air ekosistem yang produktif diperlukan, secara terus menerus, untuk menghasilkan sumber daya yang dikonsumsi dan untuk mengasimilasi limbah diproduksi, di mana pun di bumi yang relevan tanah / air dapat berada dan dengan teknologi yang berlaku dan sumber daya (Wackernagel dan Rees 1996; Wackernagel dan Kitzes 2008).

Jejak kemudian dibandingkan dengan berapa banyak darat dan laut adalah berhasil-mampu. Ini ditangkap di indikator kedua yang disebut Biocapacity (selanjutnya SM), yang mengukur produksi tahunan sumber daya biologis disediakan untuk digunakan manusia (Monfreda et al.

2004). Enam jenis lahan produktif biologis utama dianggap: lahan pertanian, grazing tanah, lahan perikanan, kawasan hutan, built-up tanah, dan energi tanah (atau jejak karbon yang jumlah lahan hutan diperlukan untuk menangkap emisi karbon dioksida yang tidak diasingkan oleh lautan) (Wackernagel dan Rees 1996;. Kitzes et al 2009). Kedua SM dan Jejak yang dinyatakan dalam unit umum yang disebut hektar global ( g ha), yang mengacu pada hektar dengan rata-rata produktivitas dunia untuk semua lahan produktif dan daerah air di daerah tertentu, untuk membuat hasil global sebanding (Kitzes et al 2007;. Galli et al 2007).. Ini adalah unit yang berguna untuk membuat perbandingan antara tanah dengan produktivitas yang berbeda (Monfreda et al. 2004).

Faktor yield (YF) dan faktor Ekuivalensi (EQF) digunakan untuk menerjemahkan hektar dari jenis tanah tertentu ke dalam hektar global (Monfreda et al. 2004). EQF menyesuaikan untuk produktivitas relatif dari enam kategori tanah dan air daerah, sementara YF menyesuaikan untuk lokal untuk produktivitas rata-rata global dari kategori tanah yang sama.

Total Jejak dihitung sebagai jumlah dari Jejak semua yang dikonsumsi dan limbah yang dihasilkan.


431


432

Footprint secara luas digunakan untuk memberikan ukuran (un) keberlanjutan pola konsumsi pada skala yang berbeda: Regional (.. Lihat, misalnya, Folke et al 1997; Bagliani et al 2008), nasional (lihat, misalnya, Erb 2004; Medved 2006; Moran et al 2008), dan global (Van Vuuren dan Bouwman 2005;. WWF 2008). Jejak juga telah dianalisis bersama-sama dengan indikator ekonomi seperti produk domestik bruto (PDB; Jorgenson dan Luka bakar 2007) dan Indeks Berkelanjutan Kesejahteraan Ekonomi (ISEW;. Niccolucci et al 2007), atau dimasukkan dalam metode berbasis termodinamika-(Zhao et al 2005;. Chen dan Chen 2006; Nguyen dan Yamamoto 2007).

Jejak industri dan pertanian yang update masih jarang. Studi pada budidaya tomat (Wada 1993), konvensional dibandingkan pertanian anggur organik (Niccolucci et al. 2008), dan udang dan ikan nila budidaya (Kautsky et al. 1997) telah dilakukan untuk menyoroti perampasan modal alam, efisiensi penggunaan sumber daya alam, dan tekanan lingkungan. Evaluasi dampak lingkungan dari peternakan (van der Werf et al. 2007) dan produksi susu (Thomassen dan de Boer 2005) serta penilaian dari daya dukung ekonomi dan ekologi tanaman (Cuadra dan Björklund 2007) mengusulkan Jejak bersama-sama dengan lainnya metode, seperti Life Cycle Assessment, Analisis emergy, dan Biaya Ekonomi dan Return Estimasi.

Perhitungan Jejak dalam penelitian ini didasarkan pada “pendekatan siklus hidup.” Semua masukan yang relevan, dari buaian sampai gerbang, telah dibukukan (atas dasar hidup mereka) untuk memberikan estimasi dampak lingkungan. Input Langkah pertama dikonversi ke daerah-daerah bioproductive relatif dengan cara faktor konversi tertentu yang tersedia di Chambers et al. (2000). Ketika faktor konversi yang tidak tersedia, koefisien intensitas energi digunakan untuk mengkonversi data ke dalam unit energi dari database Gabi4. Sebuah konversi ke dalam emisi setara CO 2 dan kemudian ke daerah hutan yang dibutuhkan untuk penyerapan kemudian dilakukan. Sebuah penyerapan karbon faktor rata dunia 0.271 g Ha t co -1 2 digunakan (Global Footprint Network 2008). Input yang tidak benar-benar dikonsumsi dalam produksi tahunan, seperti bahan dan mesin-mesin, dianggap atas dasar hidup mereka (dari 10 sampai 20 tahun untuk mesin dan dari 5 sampai 10 tahun untuk tiang-tiang kayu). Kontribusi kerja manusia termasuk dalam akun Jejak. Footprint dari orang Italia rata-rata (WWF 2008) dialokasikan atas dasar jumlah pekerjaan-jam per tahun.

The Jejak kebun anggur (EF V) dinilai menggunakan metode “daerah dihitung” (Kitzes et al. 2007). Daerah yang dibutuhkan untuk tumbuh buah anggur dihitung sebagai dilaporkan di bawah ini:

EF V ·

T * YF * EQF · Al * YF * EQF Yl

dimana T itu kuantitas tahunan anggur yang diproduksi (di t) dan vinified oleh produser, dan Y l adalah hasil anggur lokal (t ha -1). The EQF untuk lahan pertanian adalah


433


diperoleh dari Laporan WWF Living Planet (2008), sedangkan YF dihitung dengan membandingkan hasil pertanian anggur ( Y l) dengan hasil anggur-rata dunia untuk tahun yang sama ( Y w), diekstrak dari Organisasi Pangan dan Pertanian (FAO; FAOSTAT 2008). Hasil dinyatakan sebagai total area dengan produktivitas rata-rata yang dibutuhkan per unit anggur ( g ha yr kg -1 ·) Serta luas dengan produktivitas rata-rata yang dibutuhkan per satuan luas kebun anggur.

Inventarisasi arus utama yang terlibat dalam proses budidaya anggur disajikan pada Tabel 17.1 dalam jumlah energi dan massa. Ini termasuk sumber daya alam yang langsung menyatu ke sistem, dan masukan lainnya dari barang dan jasa yang dibeli. Prosedur yang dikumpulkan menjadi dua tahap utama dalam proses dan dinilai, langkah demi langkah, mengingat semua

Inventarisasi dari 1 ha Grape Produksi di Tuscany

1

Kebun anggur

Ha

Sumber daya alam Energi matahari

4.16 × 1014

J

Hujan

8.18 × 1010

g

Panas bumi

3.51 × 1011

Longsoran

5.02 × 1010

J J

Tahap 1: penanaman pohon anggur

Besi

0,94 × 101

kg

Baja

1,59 × 102

kg

Kayu

2.04 × 103

kg

Pupuk

1,67 × 102

kg

disel

3,97 × 109

J

Tahap 2: produk anggur Besi

2,59 × 103

kg

serat gelas

0,11 × 101

kg

disel

7.06 × 1010

J

pestisida

1,09 × 103

kg

Pupuk

5.00 × 103

kg

pekerjaan manusia

anggur dipanen

1,54 × 109 7.00 × 107 1,84 × 1011


J

g J

434


kegiatan dilakukan di lapangan: (1) Tahap penanaman pohon anggur termasuk bidang membajak, bidang pemupukan, penanaman pohon anggur, dan pertumbuhan dan pemeliharaan kebun anggur selama dua tahun setelah pohon anggur akan siap untuk produksi anggur. Bahkan, penanaman pohon anggur dibuat sekali setiap 30 tahun, perkiraan masa kebun anggur. Dengan demikian data dialokasikan seumur hidup untuk memperkirakan jumlah koresponden per tahun. (2) Tahap produksi anggur dianggap setahun bekerja yang sesuai dengan siklus utuh, mulai dan finishing pada bulan September. Ini termasuk pemeliharaan kebun anggur (termasuk perawatan dari kedua bidang dan anggur), pengobatan anggur dengan pestisida bila diperlukan (terutama didasarkan pada sulfur dan tembaga sebagai diperbolehkan dalam produksi biologis), Secara umum, penggunaan mesin-mesin diperkirakan mempertimbangkan berat badan mereka, bahan (terutama baja dan besi), dan seumur hidup. Koresponden inflow demikian diberikan dalam kuantitas besi dan baja relatif terhadap waktu penggunaan. Karena kita dianggap sebagai jenis biologis produksi, tidak ada produk khusus untuk merawat tanaman. Dalam studi kasus ini, kita mengasumsikan bahwa petani menggunakan pupuk kandang bukan pupuk kimia bermutu tinggi, dan belerang dan tembaga bukannya lebih obat atau pestisida kimia yang kompleks. Semua hasil yang berasal dari tiga metode Exergy, emergy, dan Analisis Ekologi disajikan pada Tabel 17.2.

Hasilnya dibandingkan dengan produksi anggur Italia lainnya (untuk Exergy dan analisis emergy) atau produk pertanian serupa (untuk emergy dan analisis Jejak Ekologis), seperti yang diberikan dalam literatur. Secara khusus, hasil untuk dua jenis produksi anggur disediakan pada Tabel 17.2 merujuk sistem pertanian di berbagai daerah di Italia-Piedmont (anggur B), Tuscany (anggur C) -yang menghasilkan anggur untuk vinification. Kedua anggur B dan anggur C (disajikan dalam Bastianoni et al. 2005) yang diproduksi dengan metode con-ventional sedangkan anggur dianalisis dalam penelitian ini diproduksi sesuai dengan prosedur biologis.

Exergy input, Ex di, anggur produksi ditemukan 4,93 × 10 11 ·J yr -1 ·Ha -1. Radiasi matahari adalah kekuatan pendorong yang paling signifikan, sesuai dengan 84% dari total. Ketika exergi surya tidak termasuk input yang paling relevan adalah besi dan baja (tergabung dalam mesin). The exergi disimpan, Ex s, dihitung dengan mengevaluasi konten genetik dalam anggur dipanen (1,07 × 10 13 ·J ha -1) dan dalam struktur pohon anggur ini termasuk cabang, daun, akar, dan elemen lainnya (1,05 × 10 14 ·J ha -1) dan gen-eral konten exergi dalam bahan organik yang terkandung dalam meter pertama dari tanah (2,34 × 10 12 ·J ha -1). Itu β Faktor pembobotan untuk menilai exergi disimpan dalam sistem pertanian (Ex s) diekstraksi oleh Fonseca et al. (2000). ex s demikian ditemukan 1,18 × 10 14 J ha -1. The exergi output, Ex keluar, adalah exergi anggur dipanen dan sesuai dengan 1,26 × 10 10 ·J yr -1 ·Ha -1.


435


Ringkasan Hasil dari Exergy, emergy, dan Ekologi Analisis Jejak dari 1 ha Produksi Anggur

(Pelajaran ini)

(Piedmont)

(Tuscany)

exergy

Ex

di

Ex di

J ha-1 yr-1

4,93 × 1011

5.21 × 1011

5.02

J ha-1 yr-1

7.70 × 1010

1,32 × 1011

4.34 × 1010

J ha-1 yr-1

1,26 × 1010

1,17 × 1010

1,32 × 1010

J ha-1

1,08 × 1014

1,22 × 1014

6.17 × 1013

×

1011

(Tanpa radiasi matahari)

Ex diluar

Ex s

rasio berbasis Exergy Ex di luar/ Ex di

0.026

0,022

0.026

Ex di luar/ Ex di

0,163

0.088

0,304


Ex s / Ex di

yr

220,13

Ex s / Ex di

yr

1048,35

234,96

122,96

926,02

1422,10


emergy

em

sej ha-1 yr-1

7.46 × 1015

5,73 × 1015

7.05 × 1015

Transformity

sej J-1

4.05 × 105

3,34 × 105

3,64 × 105

rasio berbasis emergy ELR 1,41

ED

2,64

2.14

sej m-2 yr-1

7.46 × 1011

5,73 × 1011

7.05 × 1011

J sej-1

1,69 × 10-6

2.04 × 10-6

1,87 × 10-6

rasio berbasis emergy Exergy / Ex di luar/ em

Ex s / em

J yr sej-1

0.014

0,021

0,009

g ha ha yr-1

3.05

-

-

g m2 yr kg-1 Ha-1

4.36

-

-

g ha ha yr-1

1,48

-

-

Tapak

EF

SM

EF / BC Sebuah

2,01

-

Bastianoni et al. (2005).

Hasil dapat digunakan untuk membandingkan proses dan mengevaluasi efisiensi lingkungan dan keadaan kesehatan agro-ekosistem yang berbeda. Di sini kita menyoroti beberapa perbedaan antara produksi anggur analisa (anggur A) dan produksi lain yang sebelumnya dipelajari (Bastianoni et al.

-

2005), yaitu, anggur B dan anggur C. Salah satunya adalah karena kontribusi dari radiasi matahari, yang kurang relevan untuk anggur B (75%), sehubungan dengan anggur A dan C (92% dan 84%, masing-masing). Ini mungkin tergantung pada lokasi yang berbeda, kondisi iklim, dan paparan sinar matahari setiap sistem agribisnis budaya. Perbedaan juga disebabkan oleh parameter lainnya. Khususnya,


436


dalam produksi anggur B, kuantitas jauh lebih tinggi dari pestisida yang digunakan. Sehubungan dengan Ex keluar, anggur A dan C disajikan nilai yang lebih tinggi karena kuantitas yang lebih rendah dan ukuran anggur. The exergi penyimpanan (Ex s), atau exergi disimpan dalam tanah, tanaman, dan anggur, lebih tinggi untuk anggur A dan B. Hal ini terutama disebabkan jumlah yang lebih tinggi dari tanaman yang lebih berat per hektar sehubungan dengan anggur C yang menghadirkan partisi exergi lebih yang diseimbangkan antara tiga komponen (tanah, tanaman, dan anggur).

Indeks berbasis Exergy mengukur tingkat organisasi dari suatu sistem (lihat Ex s / Ex in) dan mendeteksi efisiensi proses internal dalam mencapai dan mempertahankan organisasi sistem dan memberikan output (Ex keluar / Ex di). Rasio exergy- pertama berbasis indeks efisiensi dalam menggunakan sumber daya. Hal itu diperoleh dengan membagi output exergi untuk masukan exergi yang dibutuhkan untuk mendapatkan hasil akhir (Ex keluar / Ex di). Hasil penelitian menunjukkan bahwa kurang dari 3% dari total exergi dikonsumsi (Ex di) diubah menjadi output (Ex keluar) untuk semua sistem. Namun demikian, ketika radiasi matahari tidak diperhitungkan ada situasi yang lebih heterogen. Anggur B menunjukkan efisiensi tertinggi (30%), dua kali dari anggur C (16%) dan lebih dari tiga kali dari anggur A (8%). Sebuah indikator berbasis exergi kedua (Ex s / Ex di) menunjukkan

bahwa anggur A pada tingkat yang lebih tinggi dari organisasi per unit output exergi sehubungan dengan dua produksi anggur lainnya. Namun demikian, ketika exergi surya tidak termasuk dalam Ex di, hasil menunjukkan kondisi terbalik. Kedua perspektif penting: pertama “langkah -langkah” jumlah global struktur di agro-ekosistem, sedangkan yang kedua berfokus pada investasi yang dibutuhkan untuk mempertahankan tingkat organisasi.

Hasil evaluasi emergy menunjukkan bahwa emergy total yang digunakan untuk koleksi anggur sesuai dengan aliran total 7,46 × 10 15 ·sej yr -1 ·Ha -1, 38% dari yang disebabkan oleh aliran langsung dari sumber daya alam (hujan, panas bumi, tanah konten organik); 27% dari total emergy adalah terkait dengan prosedur dalam tahap produksi anggur dan hanya 9% tergantung pada investasi awal untuk penanaman pohon anggur. kerja manusia sesuai dengan 26%.

Sumber daya yang digunakan diklasifikasikan menurut kebaharuan mereka. Dalam beberapa kasus kelas ini diberikan dalam persentase karena sumber daya terbarukan seperti, misalnya, pupuk kandang atau kayu, yang dibeli sebagai produk terbatas dari proses industri termasuk setidaknya pengumpulan, pengolahan, dan transportasi. Di Gambar 17.1 , Sumber dikumpulkan ke dalam kelompok dikumpulkan untuk menunjukkan relevansi, dalam hal emergy, sumber daya alam (hujan, panas geo-thermal, tanah konten organik), tenaga manusia, teknologi (mesin dan bahan bakar), bahan (kayu), dan produk untuk budidaya kebun anggur (pupuk kandang dan pestisida). Juga, diagram menunjukkan agregasi ke dalam energi terbarukan dan nonrenewables menurut klasifikasi yang dibuat pada gambar. Karena sumber daya terbarukan diasumsikan tersedia secara lokal dan nonrenewables



437

Nonrenewables Renewables

pekerjaan manusia

kayu Bahan Kimia Pupuk sumber bahan bakar Mesin Alam 0

5.000 10.000 15.000 20.000 25.000 30.000 35.000 40.000 45.000 50.000

Diagram emergy mengalir dalam sistem pertanian (budidaya anggur di Tuscany). unit emergy 1012 sej yr-1 Ha-1.

, kami menilai bahwa sumber daya terbarukan lokal (L) adalah 3.10 × 10 15 ·sej yr -1 ·Ha -1, yang sesuai dengan 42% dari total aliran emergy, sedangkan sumber daya tak terbarukan dibeli (F) adalah 4,36 × 10 15 ·sej yr -1 ·Ha -1, yang lain 58%. Berdasarkan kelas ini, kami menilai beberapa indeks yang dapat memberikan informasi sintetis untuk mengevaluasi seluruh sistem. Loading Lingkungan Ratio (ELR) adalah rasio antara arus emergy terbarukan dan tidak terbarukan dan nilainya 1,41. Nilai ini rendah (sehubungan dengan produksi tradisional dalam sistem pertanian) dari ELR adalah karena produksi anggur biologis yang menyajikan keseimbangan tertentu antara ketersediaan alam sumber daya terbarukan dan eksploitasi nonrenewables. Sebuah produksi industri berbasis, misalnya, pada penggunaan yang tinggi pupuk kimia (bukan pupuk kandang) dan pestisida dan mekanisasi peningkatan sebagian besar proses, akan meningkatkan penggunaan produk tak terbarukan yang dibeli (khususnya bahan bakar dan bahan kimia) dan memberikan nilai indeks yang lebih tinggi.

Sehubungan dengan anggur Italia lainnya (lihat tabel 17.2 ), Semua nilai emergy menunjukkan variabilitas rendah. Anggur B (Piedmont) menunjukkan aliran emergy lebih rendah dan transformity untuk menunjukkan permintaan emergy lebih rendah tetapi ELR lebih tinggi (2,64), yang berarti bahwa emergy yang mengalir digunakan adalah prevalently tak terbarukan. Sehubungan dengan anggur B, produksi anggur A membutuhkan jumlah yang lebih tinggi dari emergy tetapi persentase yang lebih tinggi dari renewability.

Nilai kepadatan adalah 7.46 × 10 11 ·sej m -2 ·yr -1. Ini merupakan konsentrasi atau kepadatan arus yang memberi makan unit spasial sistem pertanian dalam unit waktu yang sesuai dengan setahun. Di tabel 17.3 ada nilai-nilai emergy untuk produk pertanian lainnya. Memberdayakan kepadatan anggur (produksi biologi-cal) berada di nilai terendah, dengan jeruk dan jagung (tipe 2). Seperti ditunjukkan dalam tabel, tomat merupakan produk energi-intensif terutama karena input dan layanan seperti bahan bakar, plastik, dan pengelolaan gedung. Juga, nilai-nilai transformity menunjukkan variabilitas yang tinggi. Transformity anggur dinilai mempertimbangkan produksi anggur rata-rata 70.000 yr kg -1, dan ditemukan menjadi 4,05 × 10 5 ·sej J -1. Timun, jeruk, kentang, jagung



438

Memberdayakan Density dan emergy khusus untuk Beberapa Produk Pertanian

JerukSebuah

9.44

kubisSebuah

12.1

2,71

Jagung (tipe 1)Sebuah

13.1

1,26

kacang buncisSebuah

13.5

12.0

MentimunSebuah

17,8

0.68

Selada Sebuah

15,8

8.45

KentangSebuah

15.2

1,78

TomatSebuah

39.0

8.57

Jagung (tipe 2)b

6.12

2.18

Anggur (biologi)c

7.46

4.05c

Sebuah

b c

1,09

Brandt-Williams (2001).

Campbell (2008). Pelajaran ini.

(1 dan 2), dan kubis menunjukkan nilai lebih rendah dari buah anggur. Selada, tomat, dan kacang hijau memiliki nilai yang lebih tinggi. Anggur (produksi biologis) sehingga memiliki nilai menengah antara produk-produk ini.

Pendekatan Jejak mengevaluasi upaya sifat global untuk mempertahankan produksi pertanian anggur dalam hal luas (yaitu, g ha) yang dibutuhkan untuk menyediakan semua sumber daya yang dikonsumsi dan untuk menyerap karbon dioksida yang terkait dengan sumber daya yang digunakan. Hasil penelitian menunjukkan bahwa 3.05 g ha diperlukan untuk menghasilkan buah anggur terhadap prosedur organik . Hal ini terkait dengan 4,36 g m 2 ( 1 ha sama dengan 10.000 m 2) per kilo gram anggur.

Rasio total Jejak ke bio-produktivitas tindakan kebun anggur berapa adalah banyak permintaan sifat keseluruhan melebihi pasokan lokal sumber daya. Ini adalah 2,06 dan menunjukkan daerah hampir dua kali kebun anggur. Daerah ekstra memastikan kebutuhan mesin (besi dan baja), bahan bakar, dan bahan kimia. Kerja manusia juga relevan (6,25%) sebagai khas untuk jenis produksi. Semakin besar kebutuhan daerah ekstra, semakin tinggi ketergantungan dari impor (dan umumnya tidak terbarukan) sumber. Jelas, total Jejak untuk pasokan lokal biocapacity harus dijaga serendah mungkin untuk mengurangi penggunaan lahan virtual yang umumnya tersembunyi di sumber ener-getic.

Gambar 17.2 laporan total Footprint berdasarkan kategori tanah. Seperti yang terlihat sebelumnya, total Jejak ini sebagian besar disebabkan lahan pertanian (52%) dan sisanya disebabkan jejak karbon atau energi tanah (38%) dan hutan (kayu) komponen (9%).


439


9%

jejak karbon

38%

lahan pertanian

Hutan padang rumput

52%

fishing ground

Jejak ekologi untuk produksi anggur oleh kategori tanah.

Jejak ekologi untuk Beberapa Produk Pertanian

kacang polongSebuah

4,51

TomatSebuah

9,97

KubisSebuah

11.31

JagungSebuah

6,51

nanasSebuah

6.24

kopiSebuah

6.38

Anggur (produksi biologis)b

3.05

Jagung (produksi biologis)c

4.47

Sebuah

elaborasi kami data Cuadra dan Björklund (2007).

b

Pelajaran ini.

c

estimasi kami.

Sayangnya, literatur tidak menawarkan gambaran yang luas aplikasi Footprint pada produksi pertanian untuk membuat perbandingan yang bermanfaat. Cuadra dan Björklund (2007) memberikan aplikasi Jejak, di antara metode yang digunakan, untuk enam sistem produksi tanaman pertanian di Nikaragua: kacang umum ( Phaseolus vulgaris L.), tomat ( Lycopersicum esculentum L. Mill), kubis ( Brassica

oleraceae L. var. capitata), jagung ( Zea mays L.), nanas ( Ananas como-sus L. Merr.), Dan kopi ( Coffea arabica L.). Hasilnya ditunjukkan pada Tabel 17.4. Tomat dan kubis merupakan produk Jejak-intensif yang menuntut lebih banyak sumber daya, sementara kacang-kacangan dan buah anggur (budidaya biologis) yang ditemukan lebih “berkelanjutan.”

Penggunaan terintegrasi atau gabungan dari ketiga metode di atas dapat memperkaya kesehatan / keberlanjutan sistem dianalisis. Sebagai contoh,


440


karena emergy adalah ukuran dari biaya lingkungan yang ditopang oleh sistem dibawa ke kondisi saat ini, kombinasi dengan exergi akan menambah rata indeks exergi (Bastianoni et al. 2005). Rasio Ex keluar / Em mengukur berapa banyak output dapat diperoleh dengan menggunakan satu unit emergy surya. Karena aliran emergy merupakan pekerjaan bio-sphere, dalam hal energi matahari, untuk menghasilkan suatu produk atau untuk mempertahankan sistem, rasio ini merupakan ukuran efisiensi dalam hal emergy. Dalam proses dengan output yang sama, semakin tinggi rasio, semakin tinggi efisiensi. Dalam hal ini rasio ini adalah kebalikan dari transformity, memberikan berapa banyak exergi out-put per unit emergy digunakan. Indeks lain didefinisikan sebagai rasio antara exergi disimpan dalam suatu produk dan emergy solar yang dibutuhkan untuk menghasilkan produk yang, Ex s / Em. Rasio ini mengukur tingkat organisasi didukung oleh unit emergy surya. Kedua rasio ini lebih tinggi untuk anggur B. Ini berarti bahwa efisiensi lebih tinggi untuk produksi anggur karena sebuah karya yang lebih rendah dari alam yang diperlukan untuk memproduksi unit yang sama dari produk.

Analisis emergy dan Jejak Ekologis juga bisa digunakan bersama-sama untuk menilai keberlanjutan produksi sistem pertanian bahkan jika mereka memperhitungkan aspek yang berbeda dari suatu sistem. Hasil dari dua metode ini memberikan informasi yang sering saling melengkapi dan konsisten. Misalnya, nilai-nilai kepadatan memberdayakan di tabel 17.3 koheren dengan nilai-nilai Jejak Ekologis di tabel 17.4 , Bahkan mempertimbangkan bahwa nilai-nilai mengacu pada proses produksi tertentu dianalisis di daerah yang berbeda.

Kemiripan sebagian besar karena fakta bahwa kedua analisis didasarkan pada energi dan materi mengalir persediaan. Persediaan ini biasanya serupa tapi dengan tak parameter yang sama untuk kedua analisis. Namun demikian, interpretasi hasil berbeda dan beberapa aspek dapat disorot. Jejak ekologi mengevaluasi dampak akibat penggunaan sumber daya dan limbah produksi relatif terhadap ekosistem kapasitas. Ini berarti kendala dalam pengembangan sistem ini. Dengan demikian nilai-nilai Jejak mengacu pada batas, diberikan oleh tingkat dari sistem pertanian yang tidak terdeteksi oleh emergy.

Evaluasi emergy menganggap kelas yang berbeda dari sumber daya, seperti mampu memperbaharuiatau tak terbarukan dan lokal atau impor. Ini tidak dibedakan dalam penilaian Jejak Ekologis. Selain itu, sehubungan dengan evaluasi emergy, Jejak Ekologis tidak memperhitungkan pengurangan dari sumber daya tak terbarukan (yaitu, mineral, logam, bahan bakar fosil), penggunaan sumber daya air tawar, atau erosi tanah dan proses lainnya yang menurunkan produktivitas tanah. Sejak Jejak Ekologis, setidaknya pada prinsipnya, menyumbang wilayah ekosistem yang menyediakan sumber daya lingkungan dan menyerap emisi sehubungan dengan kinerja sistem, informasi yang diberikan mengacu pada baik prinsip-prinsip Daly keberlanjutan (Daly 1990), satu tentang batas-batas eksploitasi sumber daya alam karena tingkat produksi mereka, dan yang lainnya tentang tingkat penyerapan oleh alam limbah manusia dan emisi. Sehubungan dengan prinsip-prinsip ini, emergy berfokus pada masalah penggunaan sumber daya



441

dan tidak menganggap bahwa emisi dari limbah, sehingga mengacu hanya yang pertama dari dua prinsip Daly.

Indikator berdasarkan exergi, emergy, dan konsep Jejak Ekologis dapat menginformasikan pada tingkat kesehatan dan keberlanjutan sistem, seperti ekosistem dan sistem pertanian. Secara khusus, produksi anggur disajikan sebagai studi kasus. Hal ini memungkinkan kita untuk membahas tiga metode dan secara singkat memperkenalkan dan membandingkan teori dasar mereka dan kapasitas mereka untuk memberikan informasi tentang aspek yang berbeda dari kesehatan ekosistem ini. Secara khusus, hubungan dan saling melengkapi metode ini ditemukan dan menunjukkan melalui elaborasi dan diskusi indeks yang berbeda.

Dalam sintesis, analisis exergi memberikan ukuran dari kondisi (kesehatan) dari sistem, organisasi, dan kemampuannya untuk memberikan output. Indeks berbasis Exergy memberikan informasi tentang efisiensi lingkungan dari sistem pada tingkat kerumitan.

Evaluasi emergy menganggap semua aliran energi menyatu ke dalam sistem dan memungkinkan untuk mencapai dan mempertahankan dalam waktu keadaan tertentu. Melalui kombinasi dengan exergi, indeks yang menggabungkan exergi dan emergy nilai disediakan untuk memperkirakan keadaan dari sistem sehubungan dengan biaya lingkungan untuk mencapai dan mempertahankan itu. Secara khusus, tingkat organisasi (exergi yang tersimpan) dari agro-ekosistem, kebun anggur, dan output akhir (output exergi), buah anggur dipanen, dievaluasi relatif terhadap sumber daya alam yang digunakan (emergy digunakan ).

Langkah-langkah Jejak ekologi kuantitas ekosistem bumi yang diperlukan untuk mendukung sistem (yang berarti untuk memberi makan dan menyerap limbah nya), dalam hal luas. Ini tidak memperhitungkan arus masuk energi secara keseluruhan untuk sistem, sebagai exergi dan emergy lakukan, tapi untuk kapasitas ekosistem untuk mengeksploitasi arus masuk dan menarik energi bersih dari mereka. Sebagai contoh, sementara jumlah emergy untuk energi surya seluruh penyinaran daerah tertentu, Jejak Ekologis menganggap kapasitas ekosistem di daerah itu untuk menangkap energi matahari melalui fotosintesis dan membuatnya tersedia dalam siklus alam.

Kami menyoroti bagaimana tiga sudut pandang pada organisasi sistem (exergi), permintaan sumber daya alam (emergy), dan tanah bioproductive (Jejak Ekologis) memberikan informasi yang berbeda pada kesehatan ekosistem. Perbedaan antara ketiga metode menentukan tinggi informasi.



442

Bagliani, M., Galli, A., Niccolucci, V., dan Marchettini, N. 2008. Analisis ecological footprint

diterapkan ke daerah sub-nasional: Kasus Provinsi Siena (Italia). Jurnal Manajemen Lingkungan 86 (2): 354-64. Bastianoni, S., Nielsen, SN, Marchettini, N., dan Jørgensen, SE 2005. Penggunaan therfungsi modynamic untuk mengekspresikan beberapa aspek yang relevan keberlanjutan.

International Journal of Energy Research 29: 53-64.

Bastianoni, S., Pulselli, FM, Focardi, S., Tiezzi, EBP, dan Gramatica, P. 2008. Korelasi dan melengkapi data dan metode melalui Analisis Komponen Utama (PCA) diterapkan pada hasil Proyek spin-Eco. Jurnal Manajemen Lingkungan 86 (2): 419-26. Bejan, A., Tsatsaronis, G., dan Moran, MJ 1996. thermal design dan optimasi. Baru York: Wiley. Bendoricchio, G., dan Jørgensen, SE 1997. Exergy sebagai fungsi tujuan ekosistem yang dinamis.

Modeling ekologi 102 (1): 5. Brandt-Williams, SL 2001. Handbook evaluasi emergy. Sebuah ringkasan data untuk emergy perhitungan dikeluarkan dalam serangkaian folio. Folio # 4-emergy dari Florida pertanian. Gainesville, FL: Pusat Kebijakan Lingkungan, University of Florida. Brown, MH, dan Cohen, MT 2008. emergy dan analisis jaringan. Dalam Jørgensen SE, Fath

BD (eds.). Ensiklopedia indikator ekologi-Ekologis, 1229-1238. Amsterdam: Elsevier. Brown, MT, dan Bardi, E. 2001. Handbook evaluasi emergy. Sebuah ringkasan data untuk emergy perhitungan yang dikeluarkan dalam serangkaian folio. Folio # 3-emergy dari Ecosys-tems. Gainesville, FL: Pusat Kebijakan Lingkungan, University of Florida. Brown, MT, Odum, HT, dan Jørgensen, SE 2004. hirarki Energi dan mengubah cara-mity di

alam semesta. Modeling ekologi 178: 17-28. Burkhard, B., Muller, F., dan Lill, A. 2008. indikator kesehatan Ekosistem. Dalam Jørgensen S. E,

Fath BD (eds.). Ensiklopedia indikator ekologi-Ekologis, 1132-1138. Amsterdam: Elsevier. Campbell, DE 1998. analisis emergy dari kapasitas manusia dan regional keberlanjutan: Contoh menggunakan negara bagian Maine. Penilaian Pemantauan Lingkungan 51: 531-69.

- - -

. 2008. emergy dan pentingnya. Lingkungan Singkat Research. US EPA, ORD,

NHEERL, Atlantic Ekologi Divisi, Narragansett, RI. EPA / 600 / S-08/003, Contribution No. AED-08-025.

Campbell, DE, Brandt-Williams, SL, dan Meisch, MEA 2005. Lingkungan akuntansi menggunakan emergy: Evaluasi Negara Bagian Virginia Barat. Narragansett, RI: USEPA.

Chambers, N., Simmons, C., dan Wackernagel, M. 2000. Berbagi bunga alam: Ecological

Jejak sebagai indikator keberlanjutan. London: Earthscan Publikasi Ltd Chen, B., dan Chen, GQ 2006. Modifikasi akuntansi jejak ekologi dan Analy-sis berdasarkan pada diwujudkan exergi-Sebuah studi kasus masyarakat Cina 1981-2001. Ekonomi ekologis 61: 355-76.

Cuadra, M., dan Björklund, J. 2007. Penilaian daya dukung ekonomi dan ekologi tanaman pertanian di Nikaragua. Indikator ekologi 7 (1): 133-49.



443

Daly, HE 1990. Menuju beberapa prinsip operasional pembangunan berkelanjutan.

Ekonomi ekologis 2: 1-6. Erb, KH 2004. permintaan lahan aktual Austria 1926-2000: Sebuah variasi pada Ecological penilaian jejak. Kebijakan Penggunaan Tanah 21: 247-59. Evans, RB 1980. Thermoeconomic isolasi dan analisis essergy. Energi 5 (8-9): 805-21. FAOSTAT. 2008. www.faostat.fao.org Folke, C., Jansson, Å., Larsson, J., dan Costanza, R. 1997. Ekosistem perampasan oleh kota-kota.

Ambio 26: 167-72.

Fonseca, JC, Marques, JC, Paiva AA, Freitas AM, Madeira VMC, dan Jørgensen, SE 2000. DNA Nuklir dalam penentuan berat faktor untuk memperkirakan exergi dari biomassa organisme. Modeling ekologi 126 (2-3): 179-89. Galli, A., Kitzes, J., Wermer, P., Wackernagel, M., Niccolucci, V., dan Tiezzi, E. Sebuah eksplorasi matematika di balik jejak ekologis. International Journal of Ecodynamics 2 (4): 250-57. Global Footprint Network. 2008. Jejak Nasional dan Account Biocapacity. Global Footprint Network, Oakland, CA ( http: //www.footprintnetwork.or g).

Higgins, JB 2003. analisis emergy wilayah Oak Openings. Teknik ekologi 21: 75-109.

Jørgensen, SE 1982. Editorial. Modeling ekologi 14 (3-4): 153. - - -

. 2000. Exergy dari sistem hidup terisolasi dapat meningkat. Kemajuan dalam energi studi, Porto Venere, Italia, SGE EDITORIALI, Padua.

- - -

. 2002. Penjelasan aturan ekologi dan observasi dengan penerapan eco-system

teori dan model ekologi. Modeling ekologi 158 (3): 241. - - -

. 2008. Exergy. Dalam Jørgensen SE, Fath BD (eds.). Ensiklopedia indikator Ecological ecology-, 1498-1509.

Amsterdam: Elsevier. Jørgensen, SE, dan Mejer HF 1977. Ekologi kapasitas buffer. Modeling ekologi 3: 39-61.

Jorgenson, AK, dan Burns, TJ 2007. Penyebab politik-ekonomi dari perubahan jejak ekologis negara, 1991-2001: Sebuah penyelidikan kuantitatif. Penelitian Ilmu Sosial 36 (2): 834-53. Kautsky, N., Berg, H., Folke, C., Larsson, J., dan Troell, M. 1997. jejak ekologi untuk penilaian penggunaan sumber daya dan keterbatasan pembangunan di udang dan tila-pia budidaya. Aquacult

Res 28: 753-66. Kitzes, J., Galli, A., Bagliani, M., Barrett, J., Dige, G., Ede, S., Erb, K., Giljum, S., Haberl,

H., Puji, C., Jolia-Ferrier, L., Jungwirth, S., Lenzen, M., Lewis, K., Loh, J., Marchettini, N., Messinger, H., Milne, K., tahi lalat, R., Monfreda, C., Moran, D., Nakano, K., Pyhälä, A., Rees, W., Simmons, C., Wackernagel, M., Wada, Y., Walsh, C., Wiedmann, T. 2009. Sebuah agenda penelitian untuk meningkatkan rekening Jejak Ekologis nasional. Ekonomi ekologis 68 (7): 1991-2007.

Kitzes, JF, Peller, A., Goldfinger, S., dan Wackernagel, M. 2007. Metode saat ini untuk menghitung rekening jejak ekologi nasional. Sains Lingkungan & Masyarakat Berkelanjutan 4 (1): 1-9. Lozano, MA, dan Valero A. 1993. Teori biaya exergetic. Energi 18 (9): 939. Medved, S. 2006. jejak ekologi Hadir dan masa depan dari Slovenia-Pengaruh skenario permintaan energi. Modeling ekologi 192: 25-36. Mejer, HF, dan Jørgensen, SE 1979. Energi dan kapasitas buffer ekologis. Negara seni pemodelan ekologi. Ilmu dan Aplikasi lingkungan, Proc. Conf 7. Modeling ekologi, Copenhagen.



444

Monfreda, C., Wackernagel, M., dan Deumling, D. 2004. Membangun modal alam nasional

account berdasarkan jejak ekologi rinci dan penilaian kapasitas biologis. Kebijakan Penggunaan Tanah 21: 231-46.

Moran, DD, Wackernagel, M., Kitzes, J., Goldfinger, SH, dan Boutaud, A. 2008. Mengukur berkelanjutan pembangunan-Bangsa bangsa. Ekonomi ekologis 64: 47074.

Nguyen, HX, dan Yamamoto, R. 2007. Modifikasi jejak ekologi mengeva-tion Metode untuk menyertakan konsumsi sumber daya yang tidak terbarukan menggunakan pendekatan thermody-Namic. Sumber daya, Konservasi & Daur Ulang 51 (4): 870-84. Niccolucci, V., Galli, A., Kitzes, J., Pulselli, RM, Borsa, S., dan Marchettini, N. 2008.

analisis Fooprint ekologi diterapkan pada produksi dua anggur Italia. Pertanian, Ekosistem dan Lingkungan 128: 162-66. Niccolucci, V., Pulselli, FM, dan Tiezzi, E. 2007. Penguatan ambang hypothe-sis: batas ekonomi dan biofisik pertumbuhan. Ekonomi ekologis 60: 667-72. Odum, HT 1973. ekologi dan ekonomi Energy. Royal Swedish Academy of Science. Ambio 2 (6): 220-27. - - -

. 1971. Lingkungan, kekuasaan dan masyarakat. New York: Wiley.

- - -

. 1996. akuntansi lingkungan: emergy dan pengambilan keputusan lingkungan. New York: Wiley.

- - -

. 1988. Organisasi Diri, transformity dan informasi.

Ilmu 242: 1132-1139. Ortega, E., Safonov,

P., dan Comar, V., eds. 1999. Pengantar rekayasa ekologi dengan studi kasus Brasil. Campinas, Brasil: UNICAMP. Pizzigallo, ACI, Granai, C., dan Borsa, S. 2008. bersama penggunaan LCA dan emergy

evaluasi untuk analisis dua peternakan anggur Italia. Jurnal Manajemen Lingkungan 86: 396-406. Pulselli, FM, Bastianoni, S., Marchettini, N., dan Tiezzi, E. 2008. Jalan ke serta berkelanjutan

kemampuan. PDB dan generasi mendatang. Southampton, UK: WIT pers. Pulselli, RM, Pulselli, FM, dan Rustici, M. 2008. emergy akuntansi Provinsi Siena: Menuju geografi termodinamika untuk studi regional. Jurnal Manajemen

Lingkungan 86: 342-53. Pulselli, RM, Rustici, M., dan Marchettini, N. 2007. terintegrasi kerangka holistik untuk

Studi daerah: analisis spasial berbasis emergy dari provinsi Cagliari. Pemantauan Lingkungan dan Penilaian 133: 1-13. Kata-kata kasar, Z. 1956. Exergy kata baru untuk pekerjaan teknis yang tersedia. Forschungen im

Ingenieurwesen 22:36.

Rees, KAMI 1992. Footprints Ekologis dan daya dukung disesuaikan: Apa urban ekonomi daun keluar. Lingkungan dan Urbanisasi 4: 121-30. Ridolfi, R., dan Bastianoni, S. 2008. emergy. Dalam Jørgensen SE, Fath BD (eds.).

Ensiklopedia indikator ekologi-ekologi 1218-1228. Amsterdam: Elsevier. Sciubba, E., Bastianoni, S., dan Tiezzi, E. 2008. Exergy dan diperpanjang exergi akun-ing dari

sistem yang kompleks sangat besar dengan aplikasi ke provinsi Siena, Italia. Jurnal Manajemen Lingkungan 86 (2): 372-82. Szargut, JD, Morris, DR, dan Steward, FR 1998. analisis Exergy termal, kimia, dan proses metalurgi. New York: Hemisphere. Thomassen, MA, dan de Boer, IJM 2005. Evaluasi indikator untuk menilai dampak lingkungan dari sistem produksi susu. Pertanian, Ekosistem dan Lingkungan 111: 185-99.



445

Tilley, DR, dan Swank, WT 2003. berbasis emergy sistem lingkungan menilai-ment dari

multi-tujuan beriklim DAS campuran-hutan Pegunungan Appalachian selatan, USA. Jurnal

Manajemen Lingkungan 69: 213-27. Ulgiati, S., Odum, HT, dan Bastianoni, S. 1994. emergy digunakan, beban lingkungan dan keberlanjutan. Sebuah analisis emergy Italia. Modeling ekologi 73: 215-68. van der Werf, HMG, Tzilivakis, J., Lewis, K., dan Basset-Mens, C. 2007. dampak lingkungan dari skenario pertanian sesuai dengan lima metode penilaian.

Pertanian, Ekosistem dan Lingkungan 118 (1-4): 327-38. Van Vuuren, DP, dan Bouwman, LF 2005. Menjelajahi masa lalu dan perubahan masa depan dalam

jejak ekologi untuk wilayah dunia. Ekonomi ekologis 52: 43-62. Wackernagel, M., dan Kitzes, J. 2008. Jejak Ekologis. Dalam Jørgensen, SE, dan Fath, B. D. (eds.). Ensiklopedia ekologi, 1031-1037. Amsterdam: Elsevier Wackernagel, M., dan Rees, KAMI 1996. Jejak Ekologis kami: Mengurangi dampak manusia

di bumi. Gabriola Island, British Columbia, Kanada: New Masyarakat Penerbit. Wada, Y. 1993. disesuaikan daya dukung produksi tomat: The Ecological Jejak rumah kaca hidroponik dibandingkan operasi lapangan terbuka mekanik. MA tesis, Sekolah Perencanaan Regional, University of British Columbia Komunitas dan, Vancouver, Kanada. Dinding, G. 1990. konversi Exergy di masyarakat Jepang. Energi 15: 435. WWF (Dana World-Wide Alam Internasional, Global Footprint Network, ZSL Zoological

Society of London). Laporan 2008. Living Planet 2008. Gland, Swiss: WWF. www.panda.org/livingplanet Zaleta-Aguilar, A., L. Ranz, et al. 1998. Menuju ukuran terpadu sumber daya terbarukan ketersediaan: Metode exergi diterapkan pada air sungai. Convers energi Mengelola 39 (16-18): 1911. Zhao, S., Li, Z., dan Li, W. 2005. Sebuah metode modifikasi dari perhitungan jejak ekologi dan

penerapannya Modeling ekologi 185: 65-75.



Indikator ekologi untuk Menilai Kesehatan Ekosistem Sungai

18.1 Pendahuluan ................................................ ................................................. 18,2 Indikator Biologi ............................................... ....................................

447 448

18.2.1 Phytobenthos .............................................. ..................................... 18.2.2 bentik makroinvertebrata ............................................. .............

449 451

18.2.3 Ikan Fauna ............................................. ...........................................

453

18.2.3.1 Ikan sebagai Indikator ............................................ .................

453

18.2.3.2 Indeks Hayati Integritas: Spesies Guild Pendekatan ....................................... ....................................

453

Metrik Seleksi 18.2.3.3 dan Scoring ........................................

454

18,3 Eropa vs AS Pendekatan ............................................. ..............456 Referensi. .................................................. .................................................. ........

460

Penggunaan sistematis respons biologis untuk mengevaluasi perubahan dalam lingkungan dengan maksud untuk menggunakan informasi ini dalam program pengendalian kualitas air didefinisikan sebagai penilaian biologis (Matthews et al. 1982). Respon biologis diukur dengan menggunakan indikator biologis, dan ekosistem sungai adalah salah satu yang pertama di mana mereka digunakan sebagai alternatif atau pelengkap dari sistem penilaian berdasarkan indikator fisikokimia. Dalam dekade pertama dari penilaian biologis abad kedua puluh sebagian besar sungai menggunakan teknik sederhana yang berkaitan dengan pencemaran limbah organik (Hellawell 1978). Pendekatan ini digunakan dalam awal 1900-an oleh ekologi air Jerman dalam pengembangan indeks saprobik untuk menilai efek organik



448

pencemaran di sungai (Kolkwitz dan Marsson 1902), dan itu juga diterapkan di Amerika Serikat (Forbes dan Richardson 1913; Ellis 1937). Dalam tiga dekade terakhir pada abad kedua puluh sejumlah pendekatan dikembangkan untuk mengevaluasi dampak stres ekologi pada ekosistem sungai menggunakan organisme (Descy 1979; Karr 1981; Armitage et al 1983;.. Johnson et al 1993). Namun, penilaian kualitas pendekatan tradisional gagal setelah kerugian sungai akibat pencemaran organik dicampur dengan gangguan lingkungan lainnya, dan tidak lagi menyediakan alat yang cukup untuk pengelolaan air karena pendekatan mereka dibatasi (Verdonschot dan Moog 2006) . Dengan demikian, untuk menilai suatu ekosistem sungai berbagai macam parameter yang mencerminkan struktur dan fungsi dan jenis gangguan harus digunakan (Karr et al 1986;. Allan 1995). Baru-baru ini, telah menjadi semakin meningkat untuk menggunakan beberapa kelompok organisme di bioassessment (Johnson et al. 2006), dan ini adalah salah satu aspek inovatif dari Air Framework Directive (WFD) undang-undang (Komisi Eropa 2000). Tujuan utama dari bab ini (a) untuk meringkas keadaan seni penggunaan indikator biologis dalam ekosistem sungai, dengan fokus pada kelompok yang paling banyak digunakan, yang merupakan diatom bentik, bentik mac-roinvertebrates, dan komunitas ikan; dan (b) untuk membandingkan fitur dari sistem resmi yang paling relevan dari penilaian ekosistem sungai, yang yang digunakan di Amerika Serikat dan Uni Eropa.

Penggunaan indikator biologis untuk memantau sungai memiliki sejarah panjang, khususnya di Eropa dan Amerika Serikat (lihat Furse et al. 2006 dan Barbour et al. 1999). Penggunaan beberapa (komplementer) indikator didasarkan pada premis bahwa menggunakan beberapa kelompok organisme / kumpulan dapat membantu untuk membedakan efek stres yang disebabkan manusia dengan lebih efisien (dengan ketidakpastian kurang) dan lebih efektif (dengan mendeteksi efek dari beberapa stres) .

Dalam pendekatan ini, kelompok yang paling banyak digunakan untuk penilaian kesehatan ekosistem sungai telah menjadi phytobenthos (diatom bentik), makroinvertebrata bentik, dan ikan (Barbour et al 1999;.. Johnson et al 2006), dan mereka adalah indikator utama yang digunakan dalam sistem bioassessment resmi di Amerika Serikat dan Uni Eropa (Furse et al 2006;. Hughes dan Peck 2008). Misalnya, diatom bentik telah digunakan untuk menilai efek dari pengasaman dan eutrofikasi (Potapova dan Charles 2007), ikan indikator yang sesuai aliran dan habitat perubahan (Bain et al. 1988), dan invertebrata bentik yang umum digunakan untuk pemantauan efek dari polusi organik, pengasaman, dan dampak hydromorphological (Verdonschot dan Moog 2006). Pada bagian berikutnya review dan sintesis penggunaan


Indikator ekologi untuk Menilai Kesehatan Sungai Ekosistem

449

kelompok ini sebagai indikator biologis untuk penilaian kesehatan ekosistem sungai dilakukan.

Diatom mikroskopis ganggang uniseluler mengandung silika. Diatom adalah indikator lingkungan yang baik, karena mereka hadir di hampir semua habitat perairan (misalnya, di semua jenis sungai) dan mereka merespon langsung dan cepat ke banyak perubahan lingkungan. Tanggapan ini dapat bervariasi sesuai dengan fisiologi spesies, dan sensitivitas spesies-spesifik untuk parameter mengarah ke panel besar komposisi kumpulan sesuai dengan kondisi ekologi sungai (Tison et al. 2008). Secara khusus, mereka telah terbukti sebagai indikator yang efektif karakteristik air fisikokimia seperti pH, salinitas, dan nutrisi (Potapova dan Charles 2007), dan mereka telah banyak digunakan sebagai indikator eutrofikasi dan pencemaran air sungai serta integritas bio-logis habitat (Sabater dan Admiraal 2005).

Sejumlah besar metode berdasarkan penggunaan diatom untuk menilai kesehatan sungai dan aliran telah dikembangkan. Bahkan, penggunaan mikroalga sebagai indikator biologis untuk menilai kesehatan ekosistem perairan berawal dari awal abad kedua puluh dengan indeks saprobik dari Kolkwitz dan Marsson (1902), yang mengembangkan model dengan lima kondisi polusi berdasarkan kehadiran spesies kunci tertentu (yaitu, spesies indikator, di antaranya alga taksa) sebagai indikasi kondisi tercemar. Namun, seiring waktu menjadi jelas bahwa spesies-spesies diambil untuk menjadi indikasi pencemaran juga terjadi di perairan non-tercemar (yaitu, mereka tidak terbatas pada perairan tercemar) (Putaran 1981).

Sejak tahun 1960 karakteristik kumpulan diatom telah digunakan untuk menilai kesehatan ekologi sungai dan sungai untuk mendiagnosa penyebab degradasi, mengingat tidak hanya kehadiran taksa diatom tetapi juga proporsi mereka di masyarakat. Kurva kelimpahan peringkat-diatom (misalnya, Lobo dan Kobayasi 1990), yang tampaknya dapat menginformasikan pada kualitas ekosistem untuk menilai kondisi sungai, mengecewakan atau benar-benar tidak efektif (Ector dan Rimet 2005;. Lavoie et al 2009) karena beberapa efek polutan berbeda pada spesies diatom dan kemerataan. Lange-Bertalot (1979) mengembangkan metode praktis untuk menilai kualitas air menggunakan kedua identitas spesifik dan kelimpahan relatif spesies diatom untuk sungai-sungai di Eropa. Klasifikasi Lange-Bertalot dibagi atas 62 spesies menjadi tiga kelompok tergantung pada resistansi, sensitivitas, atau ketidakpedulian terhadap polusi. Diagnosis kualitas air sungai didasarkan pada perwakilan proporsional dari tiga kelompok tersebut.

1988) adalah dua indeks lainnya berdasarkan pendekatan yang sama seperti metode Lange-Bertalot ini.



450

Banyak indeks diatom yang sekarang digunakan dalam program biomonitoring rutin sungai di berbagai negara-negara Eropa yang berasal dari rumus rata-rata dari Zelinka dan Marvan (1961), yang menganggap jumlah dari kelimpahan spesies yang berbeda dipengaruhi oleh sensitivitas mereka untuk gangguan dijelaskan dan dengan nilai indikator mereka:

ID = Σ Sebuah j Aku j S j / Σ Sebuah j I j

di mana A j = kelimpahan relatif dari spesies j I j = Nilai indikator spesies j (toleransi) S j = Nilai sensitivitas dari spesies j (optimum)

Nilai-nilai optimum dan toleransi masing-masing spesies perlu penentuan tepat. Dalam karya-karya sebelumnya nilai-nilai ini ditentukan dari ringkasan dari sejumlah besar informasi yang tersebar di skala kecil studi observasional atau eksperimental, sedangkan dalam karya-karya yang lebih baru nilai-nilai ini ditentukan dari skala besar dataset diatom konsisten dan teknik yang sesuai ( Potapova dan Charles 2007). Beberapa indeks berbasis diatom yang paling banyak digunakan dalam pengambilan sampel rutin sungai di banyak negara Eropa adalah Polusi Index (IPS; Coste 1982), Biologi Diatom Index (IBD; Lenoir dan Coste 1996), Diatom Indeks Trophic (TDI; Kelly dan Whitton 1995),

Sládec˘ek Index (SLA; Sládec˘ek 1986), Generic Diatom Index (GDI; Rumeau dan Coste 1988), Masyarakat Ekonomi Eropa (MEE) (Descy dan Coste 1991),

Perbedaan antara indeks ini terkait dengan jumlah taksa, resolusi taksonomi (genera, spesies, varietas), sensitifitas (optimal), indikator (toleransi) nilai-nilai yang dikaitkan dengan masing-masing taksa, dan informasi kualitas air yang disediakan (misalnya, negara tropik, organik Pollu-tion, dll) (Lavoie et al. 2009). Spesies dianggap oleh indeks ini dapat diberikan dengan OMNIDIA software (Lecointe et al. 1993) dan nilai-nilai indeks dihitung secara otomatis. Beberapa indeks seperti IBD di Perancis, IPS di Luxemburg, atau TDI di Inggris secara rutin digunakan untuk menilai kualitas biologis sungai pada jaringan nasional. Untuk daftar rinci dari indeks diatom yang sudah diterapkan di beberapa negara Eropa, melihat Ector dan Rimet (2005). Indeks berbasis diatom Hayati Integritas (IBI) sebagian besar terbatas pada Amerika Serikat. Indeks ini disebut indeks multimetric karena mereka terdiri (rata-rata atau sum) lebih dari satu metrik, di mana metrik seperti indeks keanekaragaman, kelimpahan relatif spesies, dan spesies polusi sensitif atau kelompok fungsional disertakan. Beberapa IBI berbasis diatom dikembangkan dan diterapkan untuk memantau integritas aliran di beberapa negara bagian Amerika Serikat adalah Kentucky Diatom Pencemaran Toleransi Indeks (KYDPTI; Wang et al 2005.), Montana Diatom



451

Polusi Index (MTDPI; Kydow 1993), Dalam Negeri Plateau Ekoregion (IPE; Bahls 1993), dan perifiton Indeks Hayati Integritas (PIBI; Bukit et al, 2000).. Baru-baru ini sebuah diatom IBI untuk aliran Québec dikembangkan (Lavoie et al. 2009) mengikuti metode di Wand et al. (Bahls 1993). Juga baru-baru ini Jarak Ecological Index (EDI;. Tison et al 2008) adalah upaya pertama untuk menyertakan ke dalam indeks Eropa yang sudah ada pendekatan multimetric ini bertujuan untuk menilai status ekologi sungai, dengan mempertimbangkan atribut komunitas berkorelasi secara signifikan dengan ukuran gangguan manusia yang berbeda, saat memenuhi konsep kriteria referensi ditetapkan oleh European Water Framework Directive (Komisi Eropa 2000;. Tison et al 2008).

Makroinvertebrata yang sering digunakan dalam biomonitoring sungai dunia karena karakteristik mereka dengan kelimpahan yang tinggi di sebagian besar sungai dan di berbagai habitat. Selain itu, mereka milik tingkat trofik yang berbeda, sehingga membuat mereka memiliki indikator potensi yang baik dari gangguan yang mempengaruhi struktur komunitas (Metcalfe-Smith 1996; Barbour et al 1999.). Mereka juga menyajikan berbagai tingkat toleransi dan respon terhadap lingkungan stres, seperti eutrofikasi dan pencemaran logam berat (Kiffney dan Clements 2003). Di sisi lain, makroinvertebrata bentik merupakan indikator yang baik dari kondisi lokal, karena mereka memiliki gerakan terbatas dan hidup cukup lama untuk mengintegrasikan efek variabilitas temporal dan gangguan; beberapa spesies memiliki jangka hidup yang pendek, dan mereka merespon terhadap stresor. Selain itu, metode pengambilan sampel yang relatif mudah dan mereka membutuhkan usaha pribadi dan ekonomi kecil. Makroinvertebrata adalah indikator yang baik pada kedua spesies dan tingkat masyarakat, dan metode penilaian sebagian besar didasarkan pada komposisi jenis dan kelimpahan, tetapi juga pada variabel fungsional dan trofik.

Program pemantauan sungai di sebagian besar negara termasuk masyarakat makroinvertebrata bentik, meskipun desain dan kinerja metode individu bervariasi secara signifikan, karena tradisi yang berbeda dalam penilaian aliran (Birk dan Hering 2006). Sementara di banyak negara Eropa Tengah dan Timur modifikasi dari Sistem saprobik telah diterapkan selama puluhan tahun sebagai metode standar (Birk dan Schmedtje 2005), negara-negara lain bergantung pada Pemantauan Biologi skor Partai Kerja (BMWP 1978), yang telah disesuaikan dengan di berbagai negara (misalnya, IBMWP di Spanyol, lihat Alba-Tercedor dan Pujante 2000). Dalam banyak kasus masing-masing negara telah mengembangkan metode penilaian indi-vidual, seperti RIVPACS di Inggris (Wright et al. 2000), IBGN di Perancis (AFNOR 1982), dan BBI di Belgia (De Pauw dan Vanhooren 1983). Di sebagian besar negara-negara Uni Eropa upaya yang dilakukan untuk menyesuaikan program nasional dengan persyaratan baru dari WFD; Namun, pendekatan yang berbeda digunakan, karena di beberapa negara stressor tunggal sangat banyak,



452

Pendekatan konvensional penggunaan spesies individu dan / atau kelimpahan sebagian besar terkait dengan stressor yang kuat (misalnya, polusi organik), seperti indeks saprobik. Seperti parameter biologi tunggal ditafsirkan dengan pernyataan ringkasan tentang kualitas air dengan menggunakan indeks atau metrik skor. Pendekatan ini terbatas bahwa parameter kunci mungkin tidak mencerminkan status ekologi secara keseluruhan (Verdonschot dan Moog 2006). Indeks biotik dan skor menggabungkan ukuran keragaman dan ukuran toleransi polusi (kebanyakan organik), sehingga mereka benar-benar menggunakan dua jenis metrik (De Pauw et al. 1992).

Langkah berikutnya dalam pengembangan metrik adalah untuk menggabungkan sejumlah metrik yang berbeda, masing-masing yang memberikan informasi tentang fitur ekosistem dan ketika terintegrasi, sebagai indikator keseluruhan kondisi ekologi dari badan air. Skor dari metrik individu dikumpulkan untuk menghitung indeks multimetric. Multimetrik membangun nilai-nilai relatif untuk setiap metrik tunggal berdasarkan perbandingan nilai untuk habitat terbaik yang tersedia untuk daerah-daerah yang sangat terganggu (lihat Verdonschot 2000). Penilaian multi-metrik tersebut memberikan kemampuan deteksi yang lebih luas atas sifat stres dan memberikan gambaran yang lebih lengkap dari kondisi ekologi dari indikator biologis tunggal (Verdonschot dan Moog

2006). Indeks Hayati Integritas (IBI) kemungkinan indeks multimetric pertama, dan didasarkan pada komunitas ikan (Karr 1981). Kemudian, indeks multimetric lainnya dikembangkan untuk menyertakan masyarakat macoinvertebrate bentik (Kerans dan Karr 1994; Barbour et al 1996.).

Delapan kelompok utama metrik dapat dibedakan (lihat Verdonschot dan Moog 2006):

·

langkah-langkah kuantitas (misalnya, jumlah taksa, jumlah Chironomidae taksa); metrik ini dianggap sensitif terhadap polusi organik.

·

langkah-langkah komposisi (misalnya, jumlah individu, jumlah taksa toleran, persentase takson dominan, persentase Oligochaeta); metrik ini dianggap untuk meningkatkan dominasi akibat polusi atau gangguan.

·

langkah-langkah Keanekaragaman (misalnya, indeks Shannon-Wiener, berurutan indeks com-parison); metrik ini dianggap menurun dengan meningkatnya gangguan.

·

langkah-langkah kesamaan / loss (misalnya, jumlah taksa yang sama, indeks Bray- Curtis); metrik ini menggunakan perbandingan antara referensi dan situs terganggu.

·

Toleransi / tindakan intoleransi (misalnya, indeks saprobik, skor BMWP); metrik ini didasarkan pada nilai-nilai toleransi taksa sensitif terhadap stres.

·

langkah-langkah fungsional dan trofik (misalnya, persentase kelompok pakan fungsional, persentase preferensi habitat); metrik ini menggunakan



453

perubahan dalam jenis makanan, habitat, dan kondisi lingkungan di berbagai jenis gangguan.

·

metrik strategi hidup, yang menggunakan fitur strategi kehidupan biologis (misalnya, panjang siklus hidup, jumlah telur atau diapauses).

·

metrik kondisi, yang menggunakan fitur dari kondisi spesimen (misalnya, persentase individu yang sakit atau cacat).

Dalam proyek AQEM dan STAR indeks multimetric telah dikembangkan untuk berbagai jenis sungai di seluruh Eropa. Pengalaman proyek-proyek ini jelas menunjukkan bahwa untuk meningkatkan kesesuaian antara sistem penilaian prosedur, mengembangkan dan menerapkan indeks multimetric perlu dibakukan. Beberapa paket perangkat lunak (misalnya, ECOPROF, Moog et al. 2001) membantu derivasi cepat metrik dari daftar taksa, di antaranya Assessment Program Sungai AQEM (Hering et al. 2004) menyediakan alat untuk menghitung lebih dari 200 metrik makroinvertebrata . Dalam rangka untuk mengurangi daftar panjang metrik yang diproses oleh paket perangkat lunak, prosedur penyaring harus diterapkan.

Ikan yang dikenal indikator yang baik dari status ekologi ekosistem perairan karena mereka hidup secara permanen di dalam air, menempati berbagai relung ekologi, dan beroperasi melalui berbagai skala spasial. Selain itu, umur panjang tinggi dari beberapa spesies ikan memungkinkan deteksi gangguan selama jangka waktu yang lama. spesies ikan relatif mudah untuk mengidentifikasi dan mereka otonom, persyaratan ekologis, dan kehidupan sifat sejarah umumnya lebih dikenal daripada orang-orang untuk kelompok spesies lain, membuat penilaian mereka lebih mudah, lebih murah, dan lebih akurat. Keuntungan lain dari penggunaan ikan untuk menilai status ekologi sungai adalah kenyataan bahwa beberapa spesies telah mengembangkan pola migrasi yang kompleks, membuat mereka sensitif terhadap kehadiran bendungan dan bendung. Ikan biasanya menempati tingkat trofik tinggi mengintegrasikan gangguan yang mempengaruhi tingkat tropik yang lebih rendah. Ikan juga memiliki lebih karisma dari kelompok lain dan menyediakan sumber daya ekonomi yang berharga, menjadi demikian penting untuk kesadaran masyarakat.

Integritas biotik, seperti yang didefinisikan oleh Karr dan Dudley (1981) adalah kapasitas ekosistem untuk sebuah komunitas biologis mengenai kekayaan spesies, struktur, dan fungsi, sebanding dengan kondisi non-diubah. Berdasarkan prinsip ini, Karr (1981) mengembangkan IBI. IBI adalah metode berbasis ikan untuk menilai status ekologi sungai. Dalam pendekatan ini diasumsikan bahwa komunitas ikan menanggapi perubahan manusia dari ekosistem perairan dalam.


454


Sebuah IBI, dengan demikian adalah alat untuk mengukur tekanan manusia dengan menganalisis perubahan dalam struktur komunitas ikan. The IBI asli (Karr 1981) menggunakan beberapa aspek komunitas ikan seperti kekayaan spesies dan komposisi, kelimpahan, toleransi terhadap kondisi lingkungan

, tingkat tropik komposisi, persyaratan habitat, sifat reproduksi, panjang dan struktur umur, perilaku migrasi, dan kesehatan ikan. Setiap komponen diukur dengan variabel kuantitatif bernama metrik (misalnya, jumlah spesies, biomassa total, kelimpahan spesies toleran, persentase omnivora, persentase spesies lithophilic, persentase petelur khusus, jumlah kelas panjang dalam populasi spesies , jumlah spesies yang bermigrasi jarak jauh, proporsi individu dengan cedera). Indeks multimetric telah digunakan dan disesuaikan di seluruh dunia sejak versi pertama mereka (Karr 1981). Beberapa contoh adalah pengembangan indeks berbasis ikan disesuaikan dengan sistem sungai yang berbeda dari Amerika Serikat (Fausch et al 1984;. Leonard dan Orth 1986; Karr et al 1987;. Bramblett dan Fausch 1991; Osborne dan Wiley 1992; Shields et al . 1995; Paller et al 1996).. Di Eropa, meskipun perkembangan ini indeks multimetric mulai setelahnya, menjadi praktek yang diaplikasikan di banyak negara. Ini adalah kasus Perancis (Oberdorff et al. 2002), Belgia (Kestemont et al. 2000), Austria (Schmutz et al. 2000), Spanyol (Sostoa et al. 2004), dan upaya dari indeks Eropa (Pont et al. 2006). Kekuatan dan akurasi indeks multimetric berbasis ikan mengandalkan pendekatan serikat spesies yang digunakan untuk pengembangan mereka. Penggunaan serikat ekologis fungsional mencerminkan hubungan fungsional antara struktur komunitas ikan dan kompleksitas fungsional habitat perairan. Konsep serikat menunjukkan bahwa struktur komunitas ikan ditentukan oleh struktur fungsional dari habitat air, dalam hal habitat proses hidrologi yang tersedia dan umum (Noble et al. 2007). Oleh karena itu, setiap gangguan pada fungsi atau struktur habitat akan tercermin oleh respon dalam struktur fungsional dari komunitas ikan. Selain itu, pendekatan serikat menyediakan unit operasi antara spesies individu dan masyarakat secara keseluruhan (Root 1967),

Untuk memilih metrik yang akan membentuk indeks multimetric, satu set besar metrik calon didirikan, berdasarkan kriteria yang berbeda (misalnya, tujuan undang-undang dan arahan, pengetahuan tentang spesies ikan dan / atau ekosistem air untuk dievaluasi, dll .). Respon setiap metrik untuk gradien degradasi manusia (misalnya, memuat nutrisi, air kontaminan-Sisa-, kondisi hydromorphological, dll) harus dievaluasi. tanggapan metrik gangguan manusia dapat menjadi positif (metrik nilai yang lebih tinggi pada gangguan yang lebih tinggi), negatif (metrik nilai yang lebih rendah di gangguan yang lebih tinggi), atau



e u l h a u b e S V C a y a s R T E M

455

e u l h a u b e S V c i r t e M

1

2

3

4

1

5

Gangguan manusia

2

3

4

5

Gangguan manusia

e u l h a u b e S V c i r t e M

e u l a V c i r t e M

1

2

3

4

5

Gangguan manusia

1

2

3

4

5

Gangguan manusia

tren teoritis dan distribusi dari nilai metrik berbasis ikan di sepanjang gangguan manusia. Contoh (a) dan (b) merupakan respon yang signifikan negatif dan positif (misalnya, ANOVA p ·<0,05) dari metrik gangguan manusia. Contoh (c) merupakan tren positif dalam respon dari metrik tanpa signifikansi statistik. Metrik diwakili dalam contoh (d) memiliki respon yang tak terduga gangguan manusia.

tak terduga (Gambar 18.1). Pemilihan metrik akan tergantung pada signifikansi dan prediktabilitas dari responnya terhadap degradasi manusia. Hal ini biasa untuk melakukan analisis autokorelasi dalam metrik yang dipilih untuk menghilangkan redudansi. Meskipun metrik biasanya variabel kontinu, sangat berguna untuk mengubah mereka menjadi kategori untuk memenuhi kriteria pengelolaan air dan terbentuk antara tiga atau lima klasifikasi Status ekologi. Meskipun tidak ada sistem yang unik untuk menentukan ambang batas pemisahan antara kelas Status ekologi, mengukur penyimpangan dari skenario yang diharapkan sangat baik di situs referensi adalah prosedur standar (Roset et al. 2007). Pengukuran penyimpangan bervariasi dari kriteria penilaian ahli (Karr 1981) untuk lebih atau kurang kompleks teknik statistik seperti persentil kotak-plot tumpang tindih (Sostoa et al 2004;. Ferreira et al. 2007), menyesuaikan garis tren rata-rata dan batas persentil sepanjang gradien lingkungan (Karr et al 1986;.. Breine et al 2004), atau deviasi antara diamati dan nilai prediksi metrik dengan cara analisis residu (Oberdorff et al 2002;. Pont et al 2006.).


456


Pemerintah AS dan Uni Eropa Dewan mengembangkan kerangka hukum untuk membantu dalam pengelolaan badan air secara berkelanjutan: Air Bersih Act AS (CWA) dan Uni Eropa Air Framework Directive (WFD). CWA AS diberlakukan oleh Kongres AS pada tahun 1972 dengan tujuan memulihkan dan menjaga kualitas biologi, fisik, dan kimia-cal sumber daya air AS (Shapiro et al. 2008). Bagian 305 (b) dari CWA membutuhkan US Environmental Protection Agency (USEPA) untuk melaporkan status dan luasnya sumber daya air di Amerika Serikat (Olsen dan Peck 2008). Masing-masing negara dan suku-suku Indian Amerika bertanggung jawab untuk melaksanakan arahan CWA.

Uni Eropa WFD, disetujui oleh Parlemen Eropa pada tahun 2001, memiliki tujuan untuk melindungi perairan pedalaman permukaan (sungai dan danau), perairan transisi (sistem estuari), perairan pantai, dan air tanah. Hal ini membutuhkan bahwa semua pedalaman dan pesisir perairan dalam kabupaten DAS harus mencapai setidaknya Status “baik” pada tahun 2015 dan mendefinisikan bagaimana ini harus dicapai melalui pembentukan tujuan dan sasaran lingkungan ekologi untuk air permukaan (WFD Pasal 4). Untuk tujuan ini, WFD mewajibkan negara-negara anggota untuk menilai status kualitas ekologi dari badan air mereka (WFD Pasal 8).

Baik peraturan perundang-undangan AS dan Uni Eropa memiliki beberapa masalah umum mengenai indikator ekologi yang harus diterapkan untuk menilai kesehatan sungai. Dalam kedua kasus elemen kualitas biologis didukung oleh unsur-unsur kualitas hydromor-phological dan fisikokimia diperhitungkan. Indikator biologis dipertimbangkan, penggunaan wajib dalam kasus WFD Uni Eropa, adalah flora air (misalnya, perifiton dan / atau tumbuhan), fauna invertebrata bentik, dan fauna ikan. Meskipun pengembangan metode penilaian biologi berbasis dilakukan dengan cara yang berbeda mengenai pejabat yang berwenang (Environmental Protection Agency untuk seluruh Amerika Serikat dan masing-masing negara anggota dalam kasus Uni Eropa), pendekatan untuk masalah ini adalah cukup sama. Ini adalah pendekatan berbasis spasial. Prinsip di balik pendekatan ini adalah bahwa sungai-sungai di dalam distrik yang sama DAS (misalnya, DAS, kelompok aliran sungai kecil) dipahami sebagai urutan segmen yang berbeda dengan karakteristik abiotik dan biotik homogen. Dengan demikian, seluruh jaringan sungai diklasifikasikan ke dalam jenis yang berbeda. Untuk setiap jenis sungai, unit fungsional dasar, kondisi terganggu dirumuskan dan penyimpangan dari kondisi ini memberikan ukuran status ekologis ( Gambar 18.2 ). Dengan cara ini, adalah mungkin untuk mengembangkan skema regionalisasi yang mengurangi pengaruh variasi lingkungan alam pada nilai-nilai indikator dan masih memberikan besar



457

fungsional jenis sungai

Referensi kondisi

Menilai

deviasi

Mencicipi

pemantauan

situs

Restorasi tindakan

Menetapkan status mutu iya nih

Tidak

kriteria kualitas bertemu?

Skema Sederhana dari kriteria spasial berbasis digunakan di Amerika Serikat dan Uni Eropa pendekatan untuk mengembangkan dan menerapkan indikator ekologi untuk menilai status ekologi dari sistem perairan.

ukuran sampel yang cukup untuk memungkinkan penilaian statistik yang valid dalam setiap ekoregion yang ditargetkan. Dalam kasus WFD Uni Eropa, regionalisasi ini dapat dilakukan dengan menggunakan dua set yang berbeda dari deskriptor lingkungan. Set pertama (sistem A) mencakup tiga deskriptor (ketinggian, ukuran tangkapan, dan geologi) sedangkan lainnya set (sistem B) mencakup dua himpunan bagian: (i) faktor kewajiban (sama dengan sistem A plus lintang / bujur informasi ); (Ii) faktor opsional (jarak dari sumber sungai, energi aliran, berarti lebar air, kedalaman dan kemiringan, bentuk dan bentuk dasar sungai utama, debit sungai, bentuk lembah, transportasi padatan, kapasitas penetral asam, berarti komposisi substra-tum, klorida, udara kisaran suhu, suhu udara rata-rata, dan curah hujan).

Bagaimanapun, ada sebuah perbedaan penting antara CWA AS dan Uni Eropa WFD. Aplikasi AS CWA didasarkan pada standar kualitas air Program (WQS). Program WQS memberikan masing-masing negara dan suku-suku Indian Amerika hak untuk menetapkan standar kualitas air untuk perairan dalam wilayah mereka dan memberikan dasar hukum untuk menentukan apakah sumber daya air terganggu (USEPA 2009). Kualitas standar air ini mengatur penggunaan untuk badan air tersebut. Setelah penggunaan telah diterima


Part Two

Recommend Documents