Robin L. Welcomme 1, Ian G. Baird 2, David Dudgeon 3,

Ashley Halls 4, Dirk Lamberts 5 & Md Golam Mustafa 6

1.        Department of Ecology and Evolution, Imperial College Conservation Science, Berkshire, UK

2.        Department of Geography, University of Wisconsin-Madison, Madison, USA

3.        School of Biological Sciences, The University of Hong Kong, Hong Kong, China

4.        Aquae Sulis (Research) LTd (ASL), Bradford-on-Avon, Wiltshire, UK

5.        Laboratory of Aquatic Ecology, Evolutionand Conservation, University of Leuven, Leuven, Belgium

6.        WorldFish, Dhaka, Bangladesh

 

 

NGƯ NGHIỆP CỦA NHỮNG CON S�NG

 

TẠI Đ�NG NAM �

 

 

Ng� Bắc dịch

 

To�t Yếu: C�c bộ phận s�ng ng�i thấp hơn thấp hơn, của c�c con s�ng Ganges-Brahmaputra, Ayeyarwady (Irrawaddy), Salween, Chao Phraya, Mekong v� Lancang (Lan Thương) thuộc v�o c�c con s�ng d�i nhất v� c� năng suất lớn nhất về ngư nghiệp nội địa tr�n thế giới.� Ngoại trừ con s�ng Chao Phraya, ch�ng đều ph�t nguy�n từ Cao Nguy�n T�y Tạng.� Tất cả đều c� c�c d�ng chảy ở thượng lưu dốc đứng v� dữ dội giữa c�c thung lũng n�i đồi hẻm s�u v� c�c d�ng chảy hạ lưu bằng phẳng với c�c miền đất ch�u thổ ẩm ướt rộng lớn.� Phần lớn c�c v�ng đất ẩm ướt b�n bờ s�ng được biến cải để trồng l�a gạo.� Ch�ng đều c� c�c hệ động vật về c� phong ph� v� đa dạng, gồm hơn 100 giống (họ), th�ch ứng với một loạt rộng r�i c�c sinh cảnh đồng bằng lũ lụt v� độ dốc của d�ng s�ng (river channel).� Nhiều loại l� c�c c� trắng di chuyển nơi tr� ngụ, nhưng c�c loại c� đen �t di chuyển hơn c� tầm quan trọng hơn tại c�c ngư trường của số con s�ng. Việc đ�nh c� c� thể c� t�nh c�ch thương mại, thủ c�ng hay để sinh nhai v� sử dụng nhiều loại trang thiết bị cố định v� di động kh�c nhau, một số trong đ� đ�i hỏi sự đầu tư đ�ng kể. �Phần lớn loại c� bắt được d�nh cho sự ti�u thụ.� C�c con c� lớn hơn được b�n cho nh� h�ng ăn; c� nhỏ hơn thường được biến chế th�nh nhiều loại kh�c nhau gồm c� kh�, chả c�, v� nước mắm. C�c c� nhỏ, gi� trị thấp đ�i khi cũng được d�ng l�m thực phẩm gia s�c (ch�nh yếu cho việc nu�i trồng thủy hải sản) sau khi biến chế.� Hiện c� một loạt nhiều sự đe dọa tiềm t�ng đối với c�c giống c� v� ngư nghiệp nội địa tại � Ch�u bao gồm sự ph�t triển đập l�m thủy điện v� tưới ti�u, sự khai th�c th�i qu�, nạn � nhiễm, sự thay đổi việc sử dụng đất, khai th�c hầm mỏ, sự du nhập c�c loại c� x�m nhập, v� sự chuyển hướng luồng nước d�nh cho n�ng nghiệp v� c�c mục đ�ch kh�c.� Việc đ�nh c� được quản trị hoặc như c�c ngư trường mở ngỏ sự tiếp cận hay c�c ngư trường ph�n l� được giao th�c cho c�c nh�m c� biệt tr�n căn bản c�c cuộc đấu gi�.� Hiện tại, sự quản trị ở c�c mức độ địa phương, quốc gia, lưu vực v� quốc tế kh�ng đ�p ứng được c�c nhu cầu của sự bảo tồn c� v� ngư truờng v� c�c nhu cầu khẩn cấp được canh cải để bảo vệ tốt hơn c�c ngư trường trước c�c �p lực d�ng cao từ c�c kẻ sử dụng kh�c nguồn t�i nguy�n dưới nước.

C�c đề mục then chốt: C�c ngư trường tr�n s�ng v�ng đất thấp; S�ng Ganges, S�ng Brahmaputra, S�ng Irrawaddy, S�ng Salween, S�ng Mekong, S�ng Chao Phraya.

***

������

Dẫn Nhập

C�c con s�ng đồng bằng Đ�ng Nam � nằm trong số c�c con s�ng d�i nhất v� nhiều năng suất nhất về c�c số c� nội địa đ�nh bắt tự nhi�n tr�n thế giới.� Ch�ng c� nhiều th�nh tố chung: ch�ng hầu hết đều ph�t nguy�n từ Cao Nguy�n T�y Tạng v� c� c�c d�ng chảy thượng nguồn dốc đứng v� xo�y mạnh nằm trong c�c hẻm n�i s�u v� c�c d�ng chảy hạ lưu bằng phẳng gắn liền với c�c v�ng ch�u thổ đất ẩm ướt rộng lớn.� C�c lưu vực hạ lưu của ch�ng giờ đ�y được cư ngụ đ�ng đ�c v� đ� l� địa điểm của c�c nền văn minh ban sơ từng vươn l�n tới cực đỉnh ở Mughal (Ganges), Khmer (Mekong), Siamese (Chao Phraya) v� Pagan (Irrawaddy).� Về mặt lịch sử, c�c con s�ng n�y được nối kết với sự trồng l�a nước th�m canh, li�n quan đến sự sửa đổi cảnh quan gồm cả c�c đồng bằng dễ bị lụt kề cận v� c�c v�ng đất ẩm ướt li�n hệ, với c�c sự thay đổi c� hoạch định v� đang tiếp diễn hồi gần đ�y hơn bởi c�c đập thủy điện.� Một số con s�ng, chẳng hạn như s�ng Ganges, cũng bị � nhiễm v� lạm dụng nặng nề bởi sự th�o đổ c�c khối lượng lớn lao c�c chất thải kỹ nghệ v� sự sử dụng tư nh�n; điều n�y tượng trưng cho một nghịch l� đặc th� với vị tr� trung t�m của con s�ng trong huyền thoại Ấn Độ.� Ba trong s�u hệ thống bao gồm trong chương s�ch n�y đ� được nghi�n cứu một c�ch s�u rộng xuy�n qua c�c định chế quốc gia v� nhiều dự �n ch�nh phủ v� phi ch�nh phủ kh�c nhau, do đ� sự hiểu biết về c�c nguồn t�i nguy�n v� sự khai th�c chung, trong khi c�n l�u mới ho�n chỉnh, tiến bộ hơn nhiều so với nhiều ngư trường nội địa kh�c.� Chương s�ch n�y thảo luận luận c�c phần hạ lưu s�ng ng�i của s�ng Ganges-Brahmaputra, đặc biệt c�c hệ thống lũ lụt v� ch�u thổ rộng lớn của Bangladesh, s�ng Ayeyarwady (Irrawaddy), s�ng Salween, s�ng Chao Phraya, s�ng Mekong c�ng s�ng Lancang (Lan Thương) (H�nh 3.24.1) [được đ�nh số như trong nguy�n bản, ch� của người dịch].�� ��

H�nh 3.24.1 Vị Tr� C�c S�ng Ch�nh Tại Đ�ng Nam �

 

M� Tả C�c Sinh Cảnh (Habitats)

Con s�ng Ganges d�i 2525 c�y số được dồn nước bởi v�i phụ lưu ch�nh r�t nước từ rặng n�i Hy M� Lạp Sơn c� c�c d�ng chảy thượng nguồn l� c�c con s�ng v�ng n�i dốc dứng đổ v�o c�c đồng bằng ph� sa ph� nhi�u.� S�ng Brahmaputra (2900 c�y số) ph�t nguy�n từ Cao Nguy�n T�y Tạng v� kết hợp với s�ng Ganges v� s�ng Meghna để tạo th�nh một hệ thống lũ lụt v� ch�u thổ bao la, tọa lạc ch�nh yếu tại Bangladesh v� Bengal (Ấn Độ).� Ba con s�ng c�ng nhau tưới ti�u nước tr�n một diện t�ch 1,086,005 c�y số vu�ng v� khống chế địa dư ph� sa của miền bắc tiểu lục địa Ấn Độ.� Đồng bằng dễ bị lụt kết hợp ch�u thổ ph� sa (lớn nhất thế giới) bao gồm gần hết diện t�ch của Bangladesh, 147,570 c�y số vu�ng v� được tạo th�nh bởi một mạng lưới gồm c�c con s�ng ch�nh: Padma, Meghna, Jamuna v� Brahmaputra.� Bảy mươi phần trăm v�ng ch�u thổ cao hơn mức nước biển chưa đến 1 m�t v� thường xuy�n bị lụt; 10% c�n lại bị lụt khi nước r�t về rất nhiều hồ, s�ng v� kinh đ�o tại v�ng trũng của con s�ng (Payne v� c�c t�c giả kh�c, 2004).

������ S�ng Ayeyarwady (Irrawaddy) d�i 2170 c�y số v� c� một lưu vực tho�t nước rộng 413,710 c�y số vu�ng.� N� khởi nguồn từ Cao Nguy�n T�y Tạng b�n Trung Quốc v� chảy xuy�n qua Miến Điện ra tới biển.� N� c� một ch�u thổ bao la với khoảng 600,000 c�y số vu�ng đất trồng l�a gạo tr�n đồng bằng dễ bị lụt.� Địa thế to�n bộ theo hướng bắc đ�ng bắc của ch�u thổ đ� g�p phần v�o t�c động của Cơn Lốc Xo�y Cyclone Nagis h�m 2 Th�ng Năm 2008, ph� hủy c�c ngư trường của ch�u thổ, g�y tổn thất cho �t nhất 138 x 103 sinh mạng v� ph� hủy một số ước lượng khoảng 100 x 10 3 c�c chiếc thuyền.�

������ Con s�ng Salween d�i 2815 c�y số cũng chảy từ Cao Nguy�n T�y Tạng xuống Miến Điện v� Th�i Lan qua một lưu vực rộng 324,000 c�y số vu�ng.� L� một con s�ng dốc đứng, bị bao bọc tại c�c v�ng thượng du cho phần lớn chiều d�i của n� mặc d� c� một ch�u thổ nhỏ.

������ Mekong l� hệ thống s�ng chế ngự của v�ng Đ�ng Nam � lục địa.� N� khởi nguồn từ Trung Quốc, nơi n� được gọi l� s�ng Lancang (Lan Thương), v� chảy qua 4800 c�y số xuy�n qua L�o, Miến Điện, Th�i Lan, Cam Bốt v� Việt Nam.� Lưu vực của n� rộng tới 795,000 c�y số vu�ng.� D�ng chảy thượng nguồn của n� bị giới hạn v�o một thung lũng hẹp th� dốc đứng v� nhiều đ�.� Trung lưu của Mekong phẳng hơn với c�c đồng bằng dễ bị lụt giới hạn bị ngắt qu�ng bởi một hệ thống c�c luồng nước ph�n nh�nh v�ng (anabranching) chung quanh khu vực Siphandone (4000 đảo) v� một chuỗi d�i c�c ghềnh v� th�c tại Th�c Khone dọc bi�n giới giữa L�o v� Căm Bốt (Daconto, 2001).� V�ng ch�u thổ tại miền trung Căm Bốt c� một diện t�ch ngập lụt l�n tới 70,000 c�y số vu�ng v� bao gồm S�ng Tonle Sap v� Biển Hồ (Great Lake).� Diện t�ch của Biển Hồ trồi sụt từ 2,200 c�y số vu�ng l�c nước xuống thấp trong m�a kh�, l�n tới 13,250 c�y số vu�ng ở cực điểm của 5 th�ng lũ lụt (Kummu v� c�c t�c giả kh�c, 2014).� Độ s�u của n� cũng gia tăng từ 0.7 m � 1m trong m�a kh� l�n đến từ 6.3 � 9.8 m�t trong m�a ướt, với sự biến đổi giữa c�c năm đ�ng kể.� L�ng s�ng Mekong c� nhiều ao s�u dọc theo chiều d�i của n� cung cấp sinh cảnh m�a kh� quan trọng cho c�c loại c�, đặc biệt c�c loại c� lớn (Poulsen v� c�c t�c giả kh�c, 2002a; Baird 2006a).� Đồng bằng dễ bị lụt trước đ�y c� rừng mọc rậm rạp, nhưng phần lớn đ� được khai quang để trồng l�a.�

������ S�ng Chao Phraya kh�ng ph�t nguy�n từ Cao Nguy�n T�y Tạng m� c� nguồn gốc của n� tại c�c cao nguy�n miền bắc Th�i Lan.� N� nhỏ hơn c�c con s�ng kh�c được thảo luận nơi đ�y, chỉ d�i 372 c�y số, với một diện t�ch lưu vực rộng 160,000 c�y số vu�ng, chiếm cứ v�ng l�i cốt trung t�m của đất nước.� Nhiều thị trấn quan trọng tọa lạc dọc theo chiều d�i con s�ng, v� n� đ� phải chịu nhiều c�ng tr�nh x�y dựng con s�ng đ�ng kể bởi c�c chế độ li�n tiếp.� Đồng bằng dễ bị lụt bao la nguy�n thủy l� rừng, nhưng hầu hết đ� được khai quang để canh t�c l�a gạo, v� phần lớn khu vực nay đ� được đ� thị h�a.�

 

C�c Loại C� Ch�nh (Đa Trạng) v�

C�c Sự Sử Dụng Của Ch�ng

C�c con s�ng của v�ng n�y đều c� c�c hệ đ�ng vật c� phong ph� v� đa trạng, bao gồm hơn 100 họ, nhiều hơn số loại hiện diện hoặc tại Phi Ch�u hay Mỹ Ch�u nhiệt đới. Theo t�c giả Rahman (1989), 260 loại c� c� v�y (finfishes) xuất hiện tại v�ng nước ngọt của Bangladesh [trong đ�] loại c� hilsa Tenualosa ilisha [họ c� tr�ch: herring, ch� của người dịch] thường l� loại c� đơn độc quan trọng nhất, v� chỉ ri�ng hệ thống s�ng Ganges kh�ng th�i, c� 161 loại c� được ghi ch�p (Payne v� c�c t�c giả kh�c, 2004).� V�ng Ấn Độ-Miến Điện bao gồm �t nhất 1178 loại, gồm 151 loại tại s�ng Salween, 328 tại hệ thống Mae Klong-Chao Phraya, 328 tại hệ thống Irrawaddy v� hơn 500 tại hệ thống s�ng Mekong (Kottelat v� c�c t�c giả kh�c, 2012).� Tập hợp c�c loại bị khống chế bởi (một c�ch đặc biệt) loại c� giống như c� ch�p [c� t�n khoa học l� Cryprinidae, ch� của người dịch] v� nhiều loại c� da trơn [catfish: c� c� r�u như r�u con m�o, thuộc họ khoa học l� Siluriformes, trong đ� gồm cả c� tr�, c� tra, c� b�ng lau v.v..., ch� của người dịch] kh�c nhau. � C�c k�ch thước c� từ loại c� đuối gai độc (stingray) khổng lồ Himantura chaophraya, c� thể vượt qu� 400 k� l�, v� c� tr� (hay c� b�ng lau) (catfish) khổng lồ Pangasianodon gigas, nặng hơn 300 kg, cho đến c�c c� c� ngạnh. (small barbs), c� kiểng gouramies [như c� mang giỗ (perch), thuộc họ Osphronemidae, ch� của người dịch] v� c� chạch (loaches) cỡ nhỏ, c� gi� trị như c�c loại c� thủy sinh [nu�i ở bể nước l�m c� kiểng, ch� của người dịch] (Kottelat v� c�c t�c giả kh�c, 2012).

������ C� s�ng đ�i khi được ph�n chia th�nh c� đen (blackfishes) v� c� trắng (whitefishes) theo động th�i v� sinh th�i của ch�ng (Hill, 1995).� C� trắng ở ngo�i biển khơi (pelagic), ăn sinh vật tr�i nổi tr�n biển (planktivores), hay ăn c� l� thực phẩm ch�nh (piscivores), di tr� giữa c�c đồng bằng dễ bị lụt v� c�c sinh cảnh gần đ�y s�ng v� đặc biệt dọc theo c�c luồng chảy ch�nh (channels) của c�c con s�ng.� C�c loại như thế đ�i hỏi c�c nơi tập trung c� dưỡng kh� (oxygen) được h�a tan cao độ v� tr�nh t�nh trạng dưỡng kh� (oxygen) thấp bằng việc di tr�; ch�ng l� loại ph�n t�n trứng c� v� cho thấy �t hay kh�ng c� sự chăm s�c của c� mẹ.� Ngược lại, c� đen c� khuynh hướng chỉ di tr� tại địa phương trong phạm vị một khu vực giới hạn v� sống ở tầng đ�y s�ng (benthonic), cư ngụ tại c�c hồ (trũng nước) của đồng bằng dễ bị lụt v� c�c luồng nước đọng cũng như c�nh đồng l�a v� rừng bị lụt, c�c sinh cảnh thường c� độ dưỡng kh� h�a tan thấp.� Nhiều loại c� đen thực h�nh sự chăm s�c của bậc cha mẹ (th� dụ như ấp c� con bằng miệng (mouth brooding) v� x�y tổ bằng bọt nước miếng (buble nest building) v� c� thể chịu đựng c�c mức thấp của dưỡng kh� phổ biến tại c�c nơi m� nước v� xa c�ch luồng chảy ch�nh, trở n�n t� đọng.� Sự chăm s�c cung cấp bởi c� mẹ giảm thiểu tử số của trứng c� v� c� con (fry) trong c�c t�nh trạng như thế, v� điều đ�ng ghi nhớ rằng c�c loại c� đen � Ch�u bao gồm nhiều hơn ph�n nửa họ c� được biết c� ấp giữ c� con bằng miệng.� N�i chung, c�c loại c� trắng c� trị gi� thương mại nhiều hơn c�c loại c� đen.

������ Mặc d� hầu hết c� s�ng Đ�ng Nam � l� loại di tr� thế nhưng, như sự so s�nh c� trắng với c� đen cho thấy, cũng c� một loạt c�c t�c phong sinh dưỡng kh�c nhau.� Một số loại c� thể ở lại tại sinh cảnh của cha mẹ ch�ng, bất luận c�c vũng của đồng bằng dễ bị lụt hay luồng chảy ch�nh, v� ho�n tất chu kỳ đời sống của ch�ng m� kh�ng c� sự di tr� đ�ng kể, v� c�c loại kh�c, được gọi c� x�m (greyfishes) (th� dụ c�c loại Labeo), c� t�c phong t�y th�ch với cả sự di tr� v� y�n vị tại chỗ hay c�c yếu tố đất đai gi�p ch�ng sẵn s�ng đ�p ứng với c�c sự thay đổi trong c�c điều kiện của tr�o lượng.� Tuy thế, điểm ch�nh l� phần lớn c�c loại c� s�ng tại Đ�ng Nam � thực hiện c�c sự di tr� đẩy sự sinh sản l�n cực điểm tr�ng hợp với sự khởi đầu của c�c sự gia tăng tr�o lượng trong m�a mưa; c�c sự di tr� quay trở về c� khuynh hướng tr�ng hợp với c�c mực s�ng xuống thấp.� Th� dụ, nhiều loại (điển h�nh c�c loại c� đen) di tr� theo h�ng ngang v�o c�c đồng bằng dễ bị lụt v� c�c rừng bị lụt ven s�ng để nu�i ăn v� đẻ trứng v� c�c c� cha mẹ v� c� con quay trở về v�ng đ�y s�ng hay hồ khi lụt r�t xuống, thường v�o ban đ�m.� C�c loại c� kh�c di tr� đến một địa điểm thượng nguồn tại s�ng ch�nh hay c�c phụ lưu v� quay trở lại hạ nguồn, thường trong ban ng�y.� Trứng v� ấu tr�ng (larvae) của c�c loại như thế tr�i xuống hạ lưu cho đến khi ch�ng đủ lớn để di chuyển theo h�ng ngang v�o c�c đồng bằng dễ bị lụt.� Một loại c� ngược s�ng để đẻ trứng (anadromous), một loại c� tr� (hay c� b�ng lau) lớn con Pangasius krempfi, di chuyển hơn 1000 c�y số từ Biển Nam Trung Hoa v� Ch�u Thổ Mekong tại Việt Nam ngược d�ng Mekong l�n tới miền bắc L�o (Hogan v� c�c t�c giả kh�c, 2007).� Tại s�ng Ganges, c�c loại c� ch�p giống mahseers Tor thực hiện sự di tr� ngược d�ng xa x�i để đẻ trứng tại c�c phụ lưu đầu nguồn chảy xiết của c�c con s�ng phụ.� C�c sự di tr� như thế đ� được nghi�n cứu s�u rộng tại s�ng Mekong (Poulsen v� c�c t�c giả kh�c, 2002b; Baird v� c�c t�c giả kh�c, 2003; Baird & Flaherty, 2004; Halls & Kshatriya, 2009; Halls v� c�c t�c giả kh�c, 2013a), đặc biệt c�c sự di chuyển tại khu vực Th�c Khone Falls tr�n bi�n giới L�o � Căm Bốt (Roberts & Baird, 1995; Baird v� c�c t�c giả kh�c, 2001, 2003, 2004; Baird & Flaherty, 2004; Baran v� c�c t�c giả kh�c, 2005; Warren v� c�c t�c giả khac, 1998, 2005; Baird, 2011; Halls v� c�c t�c giả kh�c, 2013a), v� việc nhập v� xuất khỏi Biển Hồ xuy�n qua s�ng Tonle Sap nơi ch�ng bị khai th�c bởi c�ch đ�nh c� bằng lưới t�i (�d�i fishery) [c�c lưới h�nh t�i (bao) n�y được đặt tại nơi nước tho�t ra từ Biển Hồ để bắt c� khi ch�ng quay ngược về s�ng Mekong, ch� của người dịch.] (H�nh 3.24.2) v� tại khu vực Th�c Khone Falls (Lieng v� c�c t�c giả kh�c, 1995; Poulsen v� c�c t�c giả kh�c, 2002b; Lamberts 2006, 2008a, b; Lamberts & Koponen, 2008; Welcomme v� c�c t�c giả kh�c, 2012; Halls v� c�c t�c giả kh�c, 2013b).

 

H�nh 3.24.2: �Dai� giữ chắc c�c lưới qu�t tại s�ng Tonle Sap, Căm Bốt.� H�nh chụp của Robin I. Welcomme

����

 

������ C�c chương tr�nh theo d�i c� v� c�c nghi�n cứu về sự ti�u thụ c� cho thấy l� c�c loại c� trắng tạo th�nh 30% - 40% khối lượng sinh vật c� nội địa tại Lưu Vực Hạ Lưu S�ng Mekong.� C�c loại c� đen v� c� x�m cấu th�nh khoảng 50% v� từ 10% - 20% (Halls & Kshatriya, 2009).� C�c loại c� đen đ�ng g�p đến 88% bằng khối bắt được tại c�c ngư trường đồng l�a gạo của Hạ Lưu s�ng Mekong (Hortle v� c�c t�c giả kh�c, 2008), v� tại c�c đồng bằng dễ bị lụt của Bangladesh, c�c loại c� đen tại chỗ cung cấp đa số sản lượng c� nước ngọt to�n quốc (Craig v� c�c t�c giả kh�c, 2004).

 

T�nh Trạng Ngư Nghiệp Nước Ngọt v�

Vũng Cửa S�ng

C�c Phương Ph�p Đ�nh Bắt v� C�c Loại Ngư Nghiệp

Ngư nghiệp tr�n s�ng Đ�ng Nam � c� thể c� t�nh chất thương mại, thủ c�ng, hay sinh nhai.� Ngư nghiệp thương mại thường hoạt động từ c�c thuyền lớn hay c� gắn động cơ, chẳng hạn như c�ch đ�nh c� bằng t�i lưới �dai� tr�n s�ng Tonle Sap, bao gồm tới 15 dẫy lưới v�t cố định được đặt ngang con s�ng để bắt c� di chuyển ra ngo�i Biển Hồ, hay c�c hệ thống h�ng r�o c� khổ lớn v� s�u rộng tại Biển Hồ để bắt c�c loại c� di chuyển từ c�c rừng lụt kh� cạn.� C�c bẫy v� dụng cụ cố định như thế th� tốn k�m để thiết lập v� điều h�nh v� được quy định bởi việc cấp giấy ph�p theo hệ thống ngư trường chia l� đấu thầu (H�nh 3.24.3) nhưng c� thể sinh lợi rất nhiều.� Th� dụ, Halls v� c�c t�c giả kh�c (2013a, b) đ� ước lượng rằng 1.6 x 106 c� di chuyển khỏi Biển Hồ mỗi ng�y trong m�a đ�nh c� (Th�ng Mười đến Th�ng Ba).� Phần lớn (khoảng 80%) được bắt bởi c�c dẫy t�i lưới tạo th�nh lối đ�nh c� �dai� tr�n S�ng Tonle Sap.

������ C�c ngư phủ thủ c�ng th� phổ biến hơn nhiều v� bao gồm từ c�c người đ�nh c� si�ng năng, với to�n thể thể gian được d�ng v�o việc đ�nh c�, cho đến c�c người kh�c xem việc đ�nh c� l� một th�nh tố thiết yếu trong một lối sống th�n qu� tổng qu�t hơn.� C�c ngư phủ đ�nh c� để sinh tồn cũng phổ biến, v� đặc bi�t, c�c phụ nữ v� c�c trẻ em, đ�nh c� tại c�c c�nh đồng l�a v� c�c lạch nước nhỏ để g�p phần sinh tố v�o chất dinh dưỡng của họ.� Khu vực ngư nghiệp của Bangladesh sử dụng gần 15.6 x 106 c�c ngư phủ to�n thời gian v� sinh nhai, song đa số ngư phủ đều ngh�o khổ (DoF, 2012).

������ Việc đ�nh c� th� phổ biến tại c�c đồng ruộng l�a gạo, v� c�c mức độ tự nhi�n của sự sản xuất c� thể được n�ng cao với c�c ao chứa ph�n được đ�o đặc biệt để giữ lại c� trong giai đoạn kh� r�o của sự cầy cấy hay để dự trữ.� Ngay d� kh�ng c� c�c sự n�ng cấp như thế, sản lượng tự nhi�n từ c�c sinh cảnh n�y th� cao (Hortle v� c�c t�c giả kh�c, 2008) v� g�p phần đ�ng kể v�o số c� bắt được từ c�c hệ thống s�ng ng�i kh�c nhau.

������ Trong những năm gần đ�y, c� một khuynh hướng gia tăng đối với việc cung cấp c� cho nhiều sinh cảnh kh�c nhau kể cả c�c c�nh đồng l�a gạo, c�c hồ ở đồng bằng dễ bị lụt v� c�c khu vực l�m t�i giữ c� (impoundments) nhỏ nối liền với s�ng (De Silva & Funge-Smith, 2005).� Điều n�y tạo ra một tầng lớp ngư phủ đặc biệt l� c�c kẻ thường tập hợp th�nh c�c tổ hợp t�c v� trở n�n c�c sở hữu chủ thực tế t�i nguy�n v� c�c d�ng nước dự trữ c�.

������ Sự đa trạng của c�c loại c�, loại d�ng nước v� điều kiện theo m�a c� nghĩa rằng c�c phương ph�p đ�nh c� cũng đa dạng kh�ng k�m.� Th� dụ, c� đến 150 loại dụng cụ kh�c nhau được tr�nh b�y bởi Deap v� c�c t�c giả kh�c (2003) cho s�ng Mekong.� C�c dụng cụ gồm từ c�c dụng cụ t�ch cực khổ lớn chẳng hạn như tấm lưới nhấc l�n (H�nh 3.24.4) đến c�c h�ng r�o v� c�c bẫy c� cố định thụ động cỡ lớn đ�i hỏi c�c to�n điều khiển cho đến c�c tấm lưới, c�c bẫy nhỏ do c� nh�n điều khiển (H�nh 3.24.5) v� c�c d�y c�u m�c (hook lines).� Trong m�a nước xuống thấp, c�c dụng cụ quy tụ c� (fish aggreagating devices: FAD) hay c�c �brush parks� [? một thuật ngữ kh�ng r� nghĩa, ch� của người dịch] th� thường c� mặt, cho d� thường l� bất hợp ph�p, đặc biệt tại s�ng Mekong (�samras�) v� Bangladesh (�kathas�) (H�nh 3.24.6).� �p lực đ�nh c� tại Bangladesh đặc biệt gia tăng xuy�n qua sự bố tr� c�c �khu đất: kathas� [c� diện t�ch thay đổi từ 750 bộ vu�ng đến 2,000 bộ vu�ng, ch� của người dịch] v� c�c hệ thống h�ng r�o-bẫy bằng tre tại c�c con kinh nằm giữa con s�ng v� đồng bằng dễ bị lụt bởi c�c người đ�nh c� phi truyền thống, đ�nh bắt c� c� mang đẻ trứng (broodfishes) v�o l�c khởi đầu gi� m�a tại s�ng Meghna v� C�c Đồng Bằng hạ lưu Indo-Gangetic Plains (Mustafa, 2009).� Mặc d� thường l� bất hợp ph�p, c�c ngư phủ cũng l�m cạn (th�o nước c�c ao v� hồ tại đồng bằng dễ bị lụt, c�c kinh đ�o, v� c�c đoạn của luồng chảy ch�nh của con s�ng trong m�a kh� để gỡ bắt c�c c� t�m nơi tr� n�u ở đ� (Craig v� c�c t�c giả kh�c, 2004).

 


H�nh 3.24.3 Lối v�o l� đấu thầu đ�nh c�, Tonle Sap, Căm Bốt.� Ảnh chụp bởi Robin I. Welcomme

 

H�nh 3.24.4 Lưới nhấc l�n cao tại đồng bằng dễ bị lụt Bangladesh.� Ảnh chụp bởi Robin I. Welcomme

H�nh 3.24.5 Bẫy đặt b�n h�ng tr�n s�ng Mekong, Th�c Khone Falls, Cộng H�a D�n Chủ L�o.� Ảnh chụp bởi Robin I. Welcomme

H�nh 3.24.6 Đ�nh c� tại một khu ao hồ c� bụi c�y (Katha) của đồng bằng dễ bị lụt Bangladesh.� Ảnh chụp bởi Robin I. Welcomme.

 

Sự Ti�u D�ng Số C� Đ�nh Bắt Được

Phần lớn c�c loại c� đều được ti�u d�ng.� C�c con c� lớn hơn được b�n để ăn thịt, đặc biệt đến c�c m�i trường đ� thị gi�u c�, chẳng hạn như Bangkok, Phnom Penh, Yangon v� Dacca.� C�c loại c� nhỏ hơn thường được biến chế th�nh một loạt mắm c� v� nước chấm vốn l� c�c phần tử nền tảng trong dinh dưỡng địa phương.� C�c số lượng đ�ng kể �c� r�c, c� thải đi (�trash fish�) nhỏ, gi� trị thấp cũng thường được d�ng để chế tạo thực phẩm vi�n tr�n thương mại v� do vườn nu�i trồng sản xuất.� Th� dụ, tại Căm Bốt, một số ước lượng 60 x 103 t (ton = tấn) c� thải để l�m thực phẩm cho c� l�c, c� quả, hay c� chuối (snakehead) được nu�i trồng, phần lớn l� loại Channa micropeltes v� Channa striata v� c� tr� (hay c� b�ng lau) c�c loại (Pangasius conchophilus, Pangasius larnaudiei, Pangasianodon hypophthalmus, Pangasius bocourti, Hemibagrus wyckioides v� Clarias batrachuc x C. gariepinus) trong năm 2004 (So v� c�c t�c giả kh�c, 2005).� Tại ch�u thổ Việt Nam, một số ước lượng 1.4 x 106 tấn c� thải nước biển v� nước ngọt được y�u cầu để l�m thức ăn nu�i 1 x 106 tấn c� c� tr� (hay c� b�ng lau) dọc vằn (striped catfish) (P. hypophthalmus).� Với c�c số cung tương lai c�c loại c� thải bị x�m hại bởi sự ph�t triển v� thay đổi kh� hậu, v� với mức cầu v� gi� cả gia tăng cho thực phẩm nu�i c� tr� (hay c� b�ng lau)n c�c thị trường quốc tế, c�c nguồn chất protein v� dầu thay thế sẽ cần được x�c định.� C� c�n nhỏ, đặc biệt c�c loại Pangasius spp. v� C. micropeltes c� thể được cất giữ trong c�c lồng để tăng trưởng, v� tiếp thị khi gi� cả l�n cao.� Nhiều loại c� đồng bằng dễ bị lụt cho thấy c�c sự trồi sụt theo m�a lớn lao trong số cung v� t�nh khả cung c�c loại c�, với c�c sự biến thi�n tương ứng trong c�c gi� cả v� c�c sự ti�u thụ kh�c nhau.

������ Phần lớn sự mậu dịch c� tại s�ng Mekong xuy�n qua c�c bi�n giới.� Th� dụ, t�c giả Bush (2004) đ� đ�c kết t�i liệu về sự mậu dịch c� s�u rộng giữa Căm Bốt v� Th�i Lan xuy�n qua L�o.� Trị gi� gia tăng thường được xuất cảng sang c�c nước c� c�c năng lực biến chế kh� hơn v� c�sự tiếp cận được thiết lập với c�c thị trường nước ngo�i c� nhu cầu.

Bảng 3.24.1 Số Đ�nh Bắt C� Nội Địa Đăng K� Năm 2010 Cho C�c Nước Đ�ng Nam �

 

Nước��������������������������������������������� Số Đ�nh Bắt Đăng K� Trong Năm 2010 (tấn)

Bangladesh������������������������ 1,119,094

Miến Điện� ����������� ����������� 1,002,430

Căm Bốt���������������� ����������� �� 405,000

Th�i Lan���� ����������� ����������� �� 209,800

Việt Nam��� ����������� ����������� �� 194,200

L�o ����������� ����������� ����������� ���� 30,900

 

Tổng Cộng����������������������������������� 2,961,424

Nguồn: Data from FAO Fishstat)

 

C�c Khuynh Hướng Gần Đ�y Trong Ngư Nghiệp

C�c Khuynh Hướng Về Sự Phong Ph�

C�c lượng c� thi�n nhi�n bắt được từ c�c con s�ng ở Đ�ng Nam � nằm trong số nhiều nhất v� tổng cộng g�p phần khoảng 27% tổng số to�n cầu (Bảng 3.24.1).� C� một số sự kh� khăn trong việc ấn định một c�ch ch�nh x�c số lượng c� đ�nh bắt được l� bao nhi�u, bởi phần lớn số c� bắt được cho sự dinh dưỡng để sinh tồn đều được giữ lại, bởi ch�nh bản chất của n�, đ� kh�ng được b�o c�o.� Th� dụ, số c� bắt đăng k� được liệt k� nơi Bảng 3.24.1 được dựa tr�n c�c con số được cung cấp bởi c�c ch�nh phủ hội vi�n Tổ Chức Lương N�ng Quốc Tế (FAO).� Trong trường hợp c�c nước thuộc s�ng Mekong, tổng số c� bắt được từ tất cả c�c hệ thống nội địa ở c�c nước l� 839,900 tấn trong năm 2010, trong khi c�c lượng định độc lập bởi Ủy Hội S�ng Mekong (Mekong River Commission: MRC) (Hortle, 2007; Lymer v� c�c t�c giả kh�c, 2008a) th� vượt qu� 2 x 106 t yaer-1(tấn mỗi năm). �Đặc biệt Việt Nam, với số lượng đ�nh bắt được b�o c�o chỉ l� 194,200 tấn trong năm 2010, được ước lượng c� c�c số đ�nh bắt l�n đến gần 852,000 tấn.� Lymer v� c�c t�c giả kh�c (2008b) ước lượng rằng c�c số đ�nh bắt thực sự tại Th�i Lan lớn tới 5 lần số được b�o c�o trong c�c thống k� ch�nh thức.� Tổng số đ�nh bắt tại Miến Điện cũng được b�o c�o l� thấp so với tiềm năng như được t�nh to�n theo từng khu vực, cho d� việc b�o c�o trong 5 năm vừa qua xem ra đ� sửa chữa điều n�y.� N�i chung, c�c số đ�nh bắt khắp v�ng đ� gia tăng một c�ch mau lẹ, đặc biệt từ đầu thập ni�n 1990 (H�nh 3.24.7), v� c�c sự gia tăng mạnh mẽ trong c�c số đ�nh bắt được b�o c�o tại Miến Điện c� thể l� nhờ sự ước lượng x�c thực hơn về sự đ�ng g�p của c�c loại c� đồng bằng dễ bị lụt v� đặc biệt, số c� để sinh cầm. �Tương tự, c�c sự gia tăng đ�ng kể được b�o c�o bởi Căm Bốt từ 1999 c� thể đ� được n�ng cao từ sự s�p nhập c�c loại c� đồng bằng dễ bị lụt theo sau c�c b�o c�o của Ủy Hội MRC, cho d� ch�nh Căm Bốt c� tuy�n bố c�c số đ�nh bắt của n� trước ni�n kỳ n�y l� bị b�o c�o thấp.� Th� dụ n�y soi s�ng sự kiện rằng đ� c� c�c sự khiếm khuyết lớn lao trong sự thu thập dữ liệu đ�nh bắt tại tất cả c�c ngư trường nội địa trong v�ng (Coates, 2002), khiến cho c�c khuynh hướng về sự phong ph� v� sức sản xuất kh� được x�c định hay giải th�ch (Lamberts, 2006) ���

 

H�nh 3.24.7: C�c khuynh Hướng Qua Thời Gian Của C�c Số Đ�nh Bắt C� Nội Địa K� Danh Cho C�c Nước Đ�ng Nam �, gồm L�o, Vietnam, Th�i Lan, Căm Bốt, Miến Điện, Bangladesh.� Nguồn: Data from FAO FishstatJ.

 

 

 

H�nh 3.24.8: C�c sự thay đổi trong khối lượng trung b�nh (m�u xanh dương) của c�c loại c� đ�nh bắt được tại ngư trường hệ thống �dai: t�i lưới� ở Căm Bốt tương ứng với tầm mức v� thời khoảng lũ lụt được đo lường bởi chỉ số lụt (flood index) (IF, m�u đỏ) từ 1997 đến 2009.� Nguồn: Data from Halls and Paxton (2014).

 

 

 

Khuynh Hương Đa Trạng C�c Loại C�

Tất nhi�n, đ� c� c�c sự điều chỉnh trong sự phong ph� tương đối về c�c chủng loại c� tại c�c hệ thống kh�c nhau.� Kh�ng may, c�c b�o c�o ch�nh phủ theo chủng loại trong c�c thống k� ngư nghiệp thường kh�ng đầy đủ hay kh�ng ch�nh x�c.� Trong c�c t�i liệu ch�nh x�c hơn được lưu giữ, c� c�c dấu hiệu rằng một số loại c� lớn kh�ng c�n phong ph� như trước đ�y.� Sự phong ph� của loại c� khổng lồ (�megafish�) chẳng hạn như P. gigas, Pangasius sanitwongsei, Catlocarpio siamensis v� c� ch�p thịt m�u hồng (salmon carp) khổng lồ s�ng Mekong Aaptosyax grypus, cũng như c�c loại c� lớn như Probarbus jullieni v� P. krempfi, đ� xuống tới mức ch�ng bị xếp hạng v�o loại bị đe dọa bởi Li�n Hiệp Quốc Tế Bảo Tồn Thi�n Nhi�n (International Union for the Conservation of Nature) v� được gồm v�o Danh S�ch Đỏ (Red List) (www.iucnredlist.org) v� c�c chương tr�nh đặc biệt để quản trị ch�ng đ� được b�nh vực (Hogan v� c�c t�c giả kh�c, 2001; Baird, 2006b).� Tuy nhi�n, c�c chuỗi c�ng bố theo thời gian c�c chỉ số phong ph� cho một v�i loại trong Danh S�ch Đỏ cho thấy �t bằng chứng ve6` bất kỳ khuynh hướng n�o tại Căm Bốt (Halls v� c�c t�c giả kh�c, 2013a).� Trong thực tế, kh�ng c� bằng chứng th�c b�ch n�o để nghĩ rằng c�c sự quy tập c�c loại c� cư tr� theo m�a ở Hệ Thống Biển Hồ Tonle Sap của Căm Bốt đ� thay đổi một c�ch đ�ng kể trong 15 năm qua (Halls & Paxton, 2014).

������ Tại Bangladesh, số đ�nh bắt c�c loại c� ch�p (cyprinids) ch�nh yếu v� c�c loại c� lớn kh�c đ� sụt giảm tới một mức m� việc đ�nh c� giờ đ�y lệ thuộc v�o c�c con c� nhỏ hơn hay bằng 1 tuổi (c� 0+ tuổi) (Halls v� c�c t�c giả kh�c, 1999). Một số loại di tr� đang bị t�c động bởi c�c đập nước, th� dụ, loại T. ilisha thường l� một loại c� đơn độc quan trọng nhất trong ngư nghiệp Bangladesh đ�ng g�p 25% số đ�nh bắt trong năm 1989, nhưng đ� suy t�n về tầm quan trọng xuống chỉ c�n 11% trong năm 2010.� Phần lớn c�c loại c� đ� được nghi�n cứu một c�ch c� hệ thống cho thấy c�c dấu hiệu rằng ch�ng bị đ�nh bắt theo chiều đi xuống (fished down) (Welcomme, 1999) trong đ� k�ch thước v� tuổi trung b�nh của c� bị bắt đ� giảm s�t một c�ch đ�ng kể, v� điều n�y được li�n kết, một c�ch tất nhi�n, với một sự suy giảm trong c�c loại c� lớn hơn tr�n những con s�ng Đ�ng Nam � (FAO, 1995; Allan v� c�c t�c giả kh�c, 2005).�� Tuy nhi�n, sự cẩn trọng cần phải được h�nh sử khi sử dụng k�ch thước c� trung b�nh l�m một chỉ số của sự khai th�c trong ngắn hạn, bởi sự tăng trưởng c� tại c�c hệ thống s�ng ng�i v�ng đồng bằng dễ bị lụt c� thể biến đổi một c�ch đ�ng kể khi đ�p ứng với tầm mức v� thời khoảng của sự ngập lụt mỗi năm (Halls v� c�c t�c giả kh�c, 2008; Halls & Paxton, 2014).� Hiệu ứng tr�n k�ch thước c� của v�i năm kh� hạn li�n tiếp (th� dụ, thời kỳ 2001-2002 đến 2007-2008 trong H�nh 3.24.5) c� thể bị giải th�ch một c�ch sai lạc như c�c tỷ số gia tăng của sự khai th�c.� Kể từ khi c�c dữ liệu n�y được ấn h�nh, c�c số c� bắt đưa l�n bờ (landings) v� k�ch thước kỷ lục của c�c loại c�, đ� được đưa ra trong suốt năm 2011 đến m�a đ�nh bắt c� năm 2012, tiếp theo sau c�c trận lụt lớn nhất được ghi ch�p tại Căm Bốt (Phen v� c�c t�c giả kh�c, 2012). �

H�nh 3.24.9 C�c khuynh hướng qua thời gian về sản lượng nu�i trồng c� nước ngọt k� danh cho c�c nước Đ�ng Nam �.

Nguồn: Dữ liệu từ Tổ Chức FAO Fishstat

 

C�c Khuynh Hướng Về Sự Phong Ph�

C�c khuynh hướng h�ng năm trong số đ�nh bắt c�c loại c� v�ng đồng bằng dễ bị lụt chẳng hạn như c�c khuynh hướng của phần hạ lưu c�c con s�ng Đ�ng Nam � c� chiều hướng được li�n kết với nạn lụt.� Điều n�y xảy ra bởi c�c trận lụt l�u hơn v� s�u rộng hơn l�m gia tăng sự th�nh c�ng trong việc sinh sản, ph�t huy sự sống s�t c� thiếu ni�n hiệu quả hơn v� cải thiện sự tăng trưởng (Welcomme & Halls, 2004).� Sự đ�p ứng n�y thường chỉ c� thể được ph�t gi�c đối với c�c loại c� được theo d�i một c�ch chặt chẽ chẳng hạn như việc đ�nh c� bằng hệ thống t�i lưới (�dai�) tr�n Tonle Sap (Halls v� c�c t�c giả kh�c, 2013c; Halls & Paxton, 2014).� Ch�ng cũng xuất hiện như một khuynh hướng d�i hạn hơn c� thể bị che dấu bởi c�c sự biến đổi thường ni�n ngắn hạn hơn li�n quan đến sự phong ph� v� sự tăng trưởng.� Bằng chứng cho c�c sự sụt giảm d�i hạn trong k�ch thước c� trung b�nh v� sự phong ph� của c�c loại c� lớn th� hỗn tạp.� Một mặt, việc đ�nh c� th�i qu� v� sự sử dụng c�c chất nổ đ� dẫn đến sự s�t giảm tới 80% số c� bắt l�n bờ bởi c�c ngư phủ thủ c�ng ở L�o giữa thập ni�n 1970 v� 1990 (Roberts, 1993).� Hơn nữa, c� bằng chứng đ�ng kể về c�c sự thay đổi thực chất, cả về th�nh phần chủng loại lẫn chiều d�i trung b�nh của c�c số đ�nh bắt, tại Bangladesh.� Mặt kh�c, một nghi�n cứu gần đ�y (Halls v� c�c t�c giả kh�c, 2013b) kh�ng t�m thấy bằng chứng thuyết phục n�o trong c�c dữ liệu theo d�i c�c loại c� được bi�n soạn từ 54 vị tr� tại Lưu Vực Hạ Lưu s�ng Mekong để n�u � kiến rằng sự phong ph� c�, k�ch thức c� trung b�nh hay sự đa dạng của c� đ� bị suy giảm đ�ng kể trong 20 năm qua.

 

Việc Nu�i Trồng Thủy Sản

Việc nu�i trồng thủy sản đ� được ph�t triển một c�ch mau lẹ tại c�c nước Đ�ng Nam � Lục Địa trong nhiều năm nhưng đ� được b�nh trướng một c�ch đ�ng kể từ 1995 (H�nh 3.24.9).� Trong năm 2010, sản lượng tổng hợp từ c�c nước được gồm lại nơi đ�y gần bằng 4.5 x 106 tấn (Bảng 3.24.2).� Kh�ng phải tất cả trong số n�y c� nối kết trực tiếp với c�c con s�ng.� Mọi tr�nh độ nu�i trồng đều được tr�nh b�y.� Ở c�c mức độ s�u rộng nhất l� c�c hệ thống bắt lại số c� dự trữ thường xảy ra tại c�c đ�p nước nhỏ v� c�c đồng l�a.� Đ�y l� c�c tr�nh độ trung gian giữa c�c sự đ�nh bắt nội địa được quản l� một c�ch gắt gao v� việc nu�i trồng thủy sản (De Silva & Funge-Smith, 2005; Miao v� c�c t�c giả kh�c, 2010).� Việc nu�i trồng tại ao, hồ mạnh mẽ hơn, ch�nh yếu về c�c loại c� r�u m�o (catfishes), c� ch�p (cyprinids) v� c� r� (tilapias) (Bảng 3.24.3), th� phổ th�ng, đặc biệt tại c�c khu vực c�ch xa c�c ngư trường đ�nh bắt ch�nh yếu.� Việc nu�i bằng lồng (H�nh 3.24.10) cũng phổ biến.� Việc nu�i trồng mạnh mẽ loại c� Pangasius hypophthalmus đ� ph�t triển từ c�c nguồn gốc khi�m tốn trong việc nu�i bằng lồng tại s�ng Mekong th�nh một hoạt động sản xuất > 1 x 106 tấn c�, phần lớn tại c�c ao gia đ�nh nhỏ tr�n đồng bằng dễ bị lut ở Việt Nam.� Sản lượng của ph�n bộ n�y giờ đ�y v�o khoảng 1 x 106 t�n một năm, với một trị gi� gần US $2 x 109 tạo th�nh một sự đ�ng g�p đ�ng kể v�o Tổng Sản Lượng Nội Địa Gộp (GDP) của nước n�y v� chống đỡ cho sự sinh hoạt của >200 x 103 d�n ch�ng tại v�ng ch�u thổ n�y (De Silva & Phương, 2011).

 

Bảng 3.24.2 San Lượng Nu�i Trồng Thủy Sản Nước Ngọt K� Danh trong Năm 2010 cho C�c Nước Đ�ng Nam �

Nước��������������������������������������������� San Lượng Trong Năm 2010 (Tấn)

 

Việt Nam �������������������������� 1,889,770

Bangladesh������������������������ 1,226,427

Miến Điện ������������������������ ���772,396

Th�i Lan ��������������������������� ���432,378

L�o ����������������������������������� ����������� �����82,100

Căm Bốt���������������������������� ��� �57,780

 

Tổng Cộng����������������������������������� 4,460,851

 

Nguồn: Data from FAO FishstatJ.

 

 

 

Bảng 3.24.3: San Lượng Nu�i Trồng Thủy San Nước Ngọt Theo Chủng Loại Trong Năm 2010 K� Danh Cho C�c Nước Đ�ng Nam �

 

 

Chủng Loại���������������������������������������������� Sản Lượng Đăng K� 2010 (Tấn)���� ������ %

 

Pangasius spp. ����������������������������� 1,177,609 ������������������������������������������ ������ 26.40

Roho labeo ����������������������������������������������� ���808,199 ������������������������������������������ ������ 18.12

Cyprinids nei �������������������������������������������� ���486,362 ������������������������������������������ ������ 10.90

Catla catla ������������������������������������ ���248,526 ������������������������������������������������������ ��5.57

Hypophthalmichthys molitrix ������������������� ���213,716 ������������������������������������������ ������ ��4.79

Oreochromis niloticus ������������������ ���201,520 ������������������������������������������������������ ��4.52

Cyprinus carpio ���������������������������� ���190,458 ������������������������������������������������������ ��4.27

Cirrhinus cirrhosus ���������������������������������� ���186.128 ������������������������������������������ ������ ��4.17

Rita rita ���������������������������������������� ���143,702 ������������������������������������������������������ ��3.22

Tilapias nei ����������������������������������������������� ���139,845 ������������������������������������������ ������ ��3.13

Catfishes, hybrids ������������������������ ���116,875 ������������������������������������������������������ ��2.62

Freshwater fishes general ������������� �����92,842 ������������������������������������������������������ ��2.08

38 other species ���������������������������� ���547,911 ������������������������������������������ ������ 10.20

Tổng Cộng����������������������������������������������� 4,460,851 ����������������������������������������� ����������100.00

 

Nguồn: Data from FAO FishstatJ.; nei, not identified elsewhere: kh�ng x�c định được nơi kh�c

H�nh 3.24.10: C�c lồng nu�i thủy sản tại Tonle Sap, Mekong.� Ảnh chụp bởi Robin I. Welcomme)

 

 

������ Tại Bangladesh, sự nu�i trồng thủy sản mang lại một sự sử dụng đất đai v� nguồn nước sinh lợi nhiều hơn so với c�c loại hoạt động thay thế kh�c, v� một mẫu t�y (hectare) đất d�ng nu�i trồng thủy sản l�m ph�t sinh số lợi tức cao hơn �t nhất 43%, so với một mẫu đất d�ng để trồng hoa m�u (Hasan & Talukder, 2004).� C�c c�ch thức v� loại c� nu�i trồng quan trọng nhất l� đa canh c� ch�p (carp polyculture), nu�i ri�ng c� Pangasius, t�m v� t�m c�ng nước ngọt khổng lồ Macrobrachium rosenbergil v� loại c�c r� nu�i trồng được cải thiện về giống, Oreochromis niloticus (GIFT).

 

C�c Đe Dọa Đến Sự Sản Xuất

Của C�c Ngư Trường

C� một loạt rộng lớn của c�c mối đe dọa tiềm năng đối với c�c loại c� v� ngư nghiệp nội địa của � Ch�u.� C�c sự đe dọa n�y bao gồm sự ph�t triển đập thủy điện, việc đ�nh bắt th�i qu� v� c�c c�ch thức khai th�c kh�ng bền vững kh�c, nạn � nhiễm, sự thay đổi c�ch sử dụng đất đai, việc khai mỏ, sự du nhập c�c loại c� x�m nhập (invasive), v� sự chuyển hướng d�ng nước để phục vụ canh n�ng v� c�c mục đ�ch kh�c, v� sự biến đổi sinh cảnh bởi c�c đập nước.�� C�c điều n�y sẽ tương t�c v� c�c hiệu ứng tổng hợp của ch�ng c� thể kh�ng ti�n đo�n được, nhưng tổng qu�t, c�c kết quả nhiều phần sẽ l� một sự sụt giảm li�n tục trong c�c số thu hoạch c� v� trong sự phong ph� của c�c loại c� lớn.� C�c sự suy giảm như thế đ� từng diễn ra đ�i l�c (Dudgeon, 1992) v� đ� được duyệt x�t kỹ lưỡng trong c�c ấn phẩm gần đ�y (Dudgeon, 2011, 2012; Kottelat v� c�c t�c giả kh�c, 2012), v� ch�nh v� thế, ch�ng sẽ chỉ được tr�nh b�y một c�ch đại cương ở đ�y.� Điều cần phải nhấn mạnh rằng bởi th�i quen di tr� của nhiều loại c� s�ng Đ�ng Nam �, v� sự sử dụng của ch�ng đồng bằng dễ bị lụt để ho�n tất c�c chu kỳ đời sống của ch�ng, ch�ng đặc biệt nhậy cảm đối với bất kỳ sự can thiệp n�o của con người l�m thay đổi sự nối kết của c�c d�ng chảy ch�nh với c�c phụ lưu của ch�ng, c�ng giới hạn sự tiếp cận đến c�c sinh cảnh thuộc đồng bằng dễ bị lụt.� C�c số đ�nh bắt c� đồng bằng dễ bị lụt th� nhiều ch�nh yếu bởi sự gi�u c� của c�c sinh cảnh đồng bằng dễ bị lụt ph�t sinh từ hiệu ứng xung lực của cơn lũ (flood pulse effect) (Junk v� c�c t�c giả kh�c, 1989).� Số thu hoạch h�ng năm của c�c đồng bằng dễ bị lụt của Bangladesh trong khoảng từ 50 đến 400 kg/ha-1 (Craig v� c�c t�c giả kh�c, 2004).� C�c số thu hoạch từ c�c đồng l�a hoang độ 120kg/ha-1year-1 (Hortle v� c�c t�c giả kh�c, 2008).� Ch�nh v� thế, bất kỳ sự thay đổi n�o ảnh hưởng đến tầm mức v� thời khoảng của sự ngập lụt đều l�m phương hại đến sự sản xuất c�.

 

C�c Đập Thủy Điện

Một trong những mối đe dọa tiềm năng nhất đến c� v� ngư nghiệp tại nhiều lưu vực s�ng trong v�ng, đặc biệt Lưu Vực Mekong, l� sự x�y dựng đề xuất một số lượng lớn lao c�c đập thủy điện, cả tr�n c�c đ�ng ch�nh của con s�ng (Cronin, 2009; Baird, 2011; Kottelat v� c�c t�c giả kh�c, 2012) lẫn tr�n c�c phụ lưu của ch�ng (Ziv v� c�c t�c giả kh�c, 2012).� Trung Quốc đ� sẵn x�y cất một số đập tr�n thượng nguồn của s�ng Mekong (dọc theo Lancang Jiang: Lan Thương Giang), v� c�c hiệu ứng tr�n ngư nghiệp kh�ng được hay biết chi tiết, cho d� ph�n kh�c n�y của con s�ng kh�ng c� một đồng bằng dễ bị lụt rộng lớn n�o.� C�c đập tr�n d�ng ch�nh Hạ Lưu Mekong sẽ c� c�c hậu quả v� c�ng nghi�m trọng bởi ch�ng c� tiềm năng ngăn chặn sự di tr� hay l�m giảm bớt sự th�nh c�ng để sống s�t v� sinh sản (cả ở thượng nguồn lẫn hạ nguồn), hủy diệt sinh cảnh, biến đổi phẩm chất của nước v� thay đổi mạnh mẽ c�c khu�n mẫu thủy học cả ở thượng nguồn lẫn hạ nguồn.� C�c sự thay đổi về c�c t�nh trạng tr�o lượng kh�ng chỉ ảnh hưởng đến sự tăng trưởng của c� m� c�n c� tiềm năng l�m giảm bớt sự th�nh c�ng trong việc sinh sản, đặc biệt sự chuy�n chở c�c giai đoạn sinh thời ban đầu đang ph�t triển của c�c con c� đến sinh cảnh th�ch hợp (Halls v� c�c t�c giả kh�c, 2013b).� C�c sự thay đổi đối với c�c t�nh trạng thủy học cũng c� tiềm năng l�m rối loạn động th�i sinh sản bởi c�c t�n hiệu bồi bổ th�ch đ�ng (c�c sự thay đổi trong tr�o lượng, nhiệt độ hay sự vẫn đục) th� vắng b�ng.� Việc ti�n đo�n t�c động của c�c đập tr�n c�c ngư trường đa dạng v� năng động cao độ bị l�m phức tạp hơn bởi sự cung ứng hạn chế tin tức của đường cơ sở (baseline) về c�c lực th�c đẩy sự biến thi�n tự nhi�n trong c� giống, tr�n c�c hiệu ứng ch�nh x�c của sự x�y cất đập v� tr�n c�c hậu quả của sự điều h�nh đập trước c�c xung lực của lũ lụt (Lamberts & Koponen, 2008).� Trong một số trường hợp, c�c đập t�c động như c�c bẫy sinh th�i.� Trong khung cảnh n�y, điều đ�ng tiếc rằng sự x�y cất một đập tr�n d�ng ch�nh ở Hạ Lưu s�ng Mekong tại L�o, Đập Xayaburi, đ� được khởi sự hồi đầu năm 2012; phần lớn ph� tổn ước lượng US $ 3.5 x 109 (Mỹ Kim) của đập n�y được chi trả bởi Th�i Lan, nước sẽ l� thị trường ch�nh yếu cho điện lực được ph�t sinh bởi n�.� Th�ng tin về c�c t�c động tr�n ngư nghiệp địa phương ra sao tại nước L�o PDR sẽ bị cắt giảm hay phủ nhận v� c�c h�m � tr�n sự sinh nhai của ngư phủ ch�nh v� thế cho đến nay kh�ng r�t ra được.

������ Ziv v� c�c t�c giả kh�c (2012) ước đo�n rằng 11 đập tr�n d�ng ch�nh tại Hạ Lưu s�ng Mekong c� thể giảm bớt khối lượng của c�c loại c� di tr� khoảng 51%.� Nếu được x�y cất, 78 đập tr�n c�c phụ lưu được dự tr� c� thể giảm bớt khối lượng khoảng 19% hơn nữa, v� nếu tất cả c�c đập dự tr� đều được x�y cất, số tổn thất tổng gộp c� thể vượt qu� 70% khối lượng c� di tr�.� C�c t�c động t�ch lũy của c�c tầng đập tr�n d�ng ch�nh đ� được khảo s�t bởi Halls v� Kshatriya (2009).� Cuộc nghi�n cứu kết luận rằng cầu thang cho c� vượt qua (fish passes) sẽ cần phải c� hiệu quả cao độ hầu bảo đảm sự nhất qu�n của số lượng c�c loại c� được tuyển chọn để nghi�n cứu, đặc biệt c�c loại c� một k�ch thước cơ thể to lớn.� C�c mức độ đ�i hỏi như thế của hiệu quả cầu vượt cho c� th� hiếm đạt được ở những nơi kh�c [xem Agostinho v� c�c t�c giả kh�c (2002) về c�c con s�ng Nam Mỹ Ch�u].

������ Với sự lệ thuộc của nhiều cư d�n v�ng Hạ Lưu s�ng Mekong v�o ngư nghiệp l�m kế sinh nhai, c�c cuộc nghi�n cứu n�y mang lại c�c căn bản cho sự quan t�m nghi�m trọng.� Tại L�o v�, đặc biệt tại Căm Bốt, th� dụ, c� l� một nguồn ch�nh yếu về chất protein động vật cho con người.� Nếu c�c số dự trữ c� bị sụt giảm một c�ch đ�ng kể bởi c�c đập nước, khi đ� sự khiếm hụt chất protein sẽ cần được đ�p ứng bởi c�c nguồn thay thế kh�c, chẳng hạn như c�c con heo (lợn) hay c�c vật nu�i kh�c, v� một sự chuyển đổi từ đ�nh c� sang việc chăn nu�i s�c vật c� thể hoặc kh�ng bền vững về mặt m�i trường hay kinh tế, m� c�n kh�ng thực tiễn đối với nhiều cộng đồng.

������ Sự phức tạp trong việc ti�n đo�n t�c động của c�c đập tr�n c�c ngư trường năng động v� đa dạng cao độ bị l�m trầm trọng hơn bởi sự cung ứng giới hạn tin tức đường cơ sở của c�c lực th�c đẩy của sự biến thi�n tự nhi�n trong số dự trữ c�, v� c�c hiệu ứng ch�nh x�c của sự x�y cất đập nước v� sự điều h�nh sau đ� đối với xung lực của lũ lụt v� c�c hậu quả t�c động theo đ� (Lamberts & Koponen, 2008), trong một v�i trường hợp, như c�c bẫy sinh th�i.�

������ C�c t�c động của c�c đập tr�n s�ng Ayeyarwady vẫn chưa được lượng định, một phần bởi vị tr� v� sự điều h�nh của một số đập được đề xướng nhưng chưa ho�n tất. C�c chi tiết th� hiếm hoi, nhưng một sự hợp t�c với c�c kỹ sư Trung Quốc d�nh l�u đến c�c kế hoạch x�y dựng �t nhất năm đập dọc theo d�ng ch�nh kể cả Đập Tasang Dam khổng lồ cao 228 m�t. �Hạ Lưu s�ng Salween c�n l� con s�ng kh�ng c� đập nước duy nhất tại � Ch�u, nhưng c�c sự chuẩn bị cho loạt tầng th�c gồm 13 đập dọc s�ng Nujiang, thượng nguồn của s�ng Salween tại Trung Quốc, đ� được khởi sự một c�ch bất hợp ph�p trong năm 2003, v� chỉ bị đ�nh chỉ trong năm 2004 sau khi c� sự can thiệp của Thủ Tướng Trung Quốc, nhưng c�c đập n�y nhiều phần sẽ được x�y cất trong �t năm tới đ�y, như một phần trong nỗ lực của Trung Quốc nhằm giảm bớt cường độ của c�c nguồn năng lượng dựa tr�n than đ� (carbon) (Dudgeon, 2011).

������ Đập tr�n s�ng Chao Phraya đ� khởi sự điều tiết S�ng Chao Phraya trong năm 1957 v� l� một cơ chế kiểm so�t lũ lụt ch�nh yếu để điều tiết tr�o lượng tại v�ng ch�u thổ.� C�c sự nghi�n cứu một c�ch c� hệ thống chưa được thực hiện, cho d� nhiều phần n� l� một r�o cản cho sự di tr� của c� trong phạm vi con s�ng v�, xuy�n qua việc lũ lụt được cắt giảm của hạ nguồn đồng bằng, đ� ngăn trở sự tiếp cận đến c�c khu vực sinh sản, cho ăn v� nu�i dưỡng của nhiều loại c�; chỉ c� khoảng ước lượng 30 trong số 190 loại c� bản địa c� thể sinh sản tại d�ng ch�nh của con s�ng (Compagno & Cook, 2005).� Đập ch�nh tr�n hệ thống Ganges-Brahmaputra l� Đập Farakka Barrage tr�n s�ng Ganges.� N� được điều h�nh từ 1975 v� đ� l� nguồn gốc của nhiều sự tranh chấp giữa Bangladesh v� Ấn Độ.� T�c động ch�nh của n� tr�n ngư nghiệp l� sự sụt giảm mạnh mẽ trong số đ�nh bắt loại c� ngược s�ng để đẻ (anadromous) T. ilisha trong ngư nghiệp Bangladesh (Payne v� c�c t�c giả kh�c,2004), v� c�c số đ�nh bắt c�c c�c loại đ� giảm s�t từ 24% trong năm 1985 xuống c�n 11 % trong năm 2010-2011 (DoF, 2012).� Sự s�t giảm n�y đ� xảy ra� bất kể c�c sự cảnh c�o, c� ni�n kỳ trở l�i nhiều thập ni�n, về tiềm năng l�m tổn hại của c�c đập nước đối với loại c� n�y (Hicklinh, 1961).

 

Sự Tho�t Nước v� Quản Trị Đồng Bằng Dễ Bị Lụt

Trong một số hệ thống, đặc biệt c�c s�ng của Bangladesh v� s�ng Ayeyarwady v� ng�y c�ng nhiều hơn với Biển Hồ Tonle Sap, đồng bằng dễ bị lụt bị biến đổi bởi việc đắp đ� để kh�p k�n c�c khu vực nhằm kiểm so�t lũ lụt nhiều hơn (Craig v� c�c t�c giả kh�c, 2004).� C�c sự v�y k�n như thế giới hạn sự tiếp cận của c�c con c� với c�c khu vực đẻ trứng v� nu�i dư�ng quen thuộc của ch�ng.� C�c t�c động ti�u cực của điều n�y c� thể được giảm nhẹ đến một số tầm mức bằng sự quản trị th�ch đ�ng của c�c cửa cổng th�o nước l�m lợi cả cho ng�nh ngư nghiệp lẫn n�ng nghiệp (Sultana & Thompson, 1997); Halls v� c�c t�c giả kh�c, 2008).� Tại Bangladesh, đặc biệt, c�c hệ thống nu�i trồng thủy sản tại đồng bằng dễ bị lụt trong phạm vi c�c h�ng r�o bao quanh được l�m đầy bằng nước lụt từ c�c con s�ng hay kinh đ�o kế cận.� Nước sau đ� bị giữ lại trong hệ thống, v� sự nối kết của c�c d�ng nước với con s�ng bị ngăn trở trong một c�ch thức l�m trở ngại c�c chu kỳ đời sống tự nhi�n của c�.� C�c loại c� tự do tiến v�o c�c khu v�y quanh sau đ� c� thể tăng trưởng qu� lớn để vượt tho�t. Trong khi c�c con c� n�y c� thể l� loại đ�nh bắt c� gi� trị, sự c� lập c� mẹ mang trứng khổ lớn loại trừ sự bổ sung tự nhi�n c�c con c� v�o ngư trường đ�nh bắt, v� ch�nh v� thế, c� một nhu cầu cần kiểm so�t cẩn thận sự sinh sản tự nhi�n (Blake & Barr, 2005).� Craig v� c�c t�c giả kh�c (2004) ước lượng rằng độ 5.74 x 106 ha (mẫu t�y) đồng bằng dễ bị lụt của Bangladesh phải chịu nằm dưới c�c sự kiểm so�t lũ lụt loại n�y, g�y ra một sự tổn thất khoảng 151 x 103 tấn c�. �

Nạn � Nhiễm

Nhiều d�ng s�ng trong v�ng phải chịu đựng phẩm chất nước thấp k�m.� Nạn � nhiễm từ c�c nguồn gốc kỹ nghệ v� nhiễm c�c h�a chất ph�n b�n như nitro, phốt ph�t từ c�c chất thải đ� thị chưa được tẩy lọc l� điều th�ng thường, v� chất tiết thải trong việc khai kho�ng cũng c� c� tầm nghi�m trọng địa phương.� C�c phụ lưu nhỏ hơn kh�ng c� tiềm năng l�m lo�ng của c�c con s�ng lớn hơn, đặc biệt bị ảnh hưởng đến mức c�c số dự trữ c� c� thể bị giảm s�t một c�ch mạnh mẽ v� c�c con c� c�n c� thể bị loại trừ ho�n to�n trong c�c điều kiện tr�o lượng thấp của m�a kh�.� Tuy nhi�n, ngay tại một số con s�ng lớn, như s�ng Ganges, phần lớn d�ng ch�nh ở v�o t�nh trạng rất tệ hại, v� số lượng c�, đặc biệt c�c c� ch�p ch�nh yếu, đ� bị s�t giảm lớn lao (Natarajan, 1989).� S�ng Chao Phraya bị � nhiễm nặng ở nhiều nơi, v� hoạt động c�ng nghiệp gia tăng tr�n c�c con s�ng kh�c đang l�m s�t giảm phẩm chất của nước, đặc biệt ở những khu kề cận với c�c trung t�m đ� thị lớn.� Cho đến nay, nạn � nhiễm chưa đặt ra một đe dọa lớn đối với s�ng Mekong, mặc d� một số t�c động địa phương của việc nu�i trồng thủy sản v� �c-x�t-h�a đất đ� xảy ra trong v�ng ch�u thổ.

 

C�c Sự Th�o R�t Nước

Việc r�t nước để tưới cho n�ng nghiệp l� điều th�ng thường tại một số d�ng s�ng.� Đặc biệt, tại s�ng Ganges, v�i phụ lưu ch�nh c� c�c tr�o lượng bị s�t giảm rất nhiều.� Việc r�t nước cũng c� thể g�y thiệt hại cho thời khoảng v� cường độ của lũ lụt tại c�c v�ng đất ẩm ven s�ng, t�c động đến sự sinh sản v� tăng trưởng của c� (Shankar v� c�c t�c giả kh�c, 2005).

 

Sự Du Nhập C�c Loại C� Kh�ng Phải Bản Địa

Cơ Sở Dữ Liệu của Tổ Chức FAO Về C�c Loại Thủy Sản Được Du Nhập (Database for Introduced Aquatic Species: DIAS) (http://www.fao.org/fishery/topic/14786/en) liệt k� nhiều loại như đ� được du nhập v�o c�c nước trong v�ng, v� một sự t�m lược c�c loại c� nước ngọt x�m nhập ch�nh tại Đ�ng Nam � được đưa ra bởi t�c giả Dudgeon (2012).� C�c l� do cho sự du nhập th� thay đổi, nhưng phần lớn c�c được liệt k� l� c�c loại thủy sản nu�i trồng.� Nhiều loại kh�c nhỏ hơn, thường kh�ng được lập th�nh chứng liệu, l� d�nh cho sự mậu dịch c� kiểng nu�i trong hộp (chậu) bằng k�nh v� được nu�i dưỡng tại Việt Nam v� Th�i Lan để xuất cảng đi c�c nơi kh�c.� Một số loại x�m nhập c� nguồn gốc từ c�c lưu vực s�ng kh�c trong v�ng, chẳng hạn như c�c c� ch�p ch�nh yếu của Ấn Độ hay giống c� ch�p (cyprinids) của Trung Quốc.� C�c loại kh�c c� thể ở xa m�i tận Phi Ch�u hay Mỹ Ch�u La Tinh.� Nhiều loại thoạt ti�n được du nhập v�o Th�i Lan v� được ph�n t�n đến c�c nước kh�c từ đ�.� Bất kể số lượng lớn của c�c loại được du nhập, rất �t loại xem ra đ� th�nh c�ng trong việc tạo lập ra c�c d�n số c� tự do, mặc d� đ� c� c�c sự đ�o tho�t phổ biến từ c�c cơ sở nu�i trồng thủy sản.� Một số �t hơn c�c loại cấu th�nh một sự phiền to�i (Welcomme & Vidthayanon, 2003); d� thế, c� một v�i ngoại lệ, v� c�c loại x�m nhập chẳng hạn như c� loricariids [họ lớn nhất của loại c� tr� (hay c� b�ng lau) (catfish) Nam Mỹ Ch�u v� c� muỗi (mosquito fish) Gambusia affinis c� tiềm năng t�c động đến hệ động v� thực vật bản xứ (Dudgeon, 2012).� Ngược lại, c� r� tilapias, đặc biệt c�c giống Oreochromis niloticus, O. mossambicus v� GIFT tilapia, tạo th�nh một th�nh phần ch�nh yếu của sự nu�i trồng thủy sản hồ ao v� c�c hồ ngư trường dự trữ c� (stocked lake fisheries), đ� mang lại c�c ph�c lợi sinh nhai cho con người, mặc d� c�c hiệu ứng sinh th�i tr�n d�n số c� hoang dại được thiết lập rộng r�i trong v�ng chưa được điều tra.

 

Sự Thay Đổi Kh� Hậu

Phần lớn c�c con s�ng ch�nh của Đ�ng Nam � được cung cấp nước bởi mưa v� băng tan từ Cao Nguy�n T�y Tạng v� rặng Hy M� Lạp Sơn, x�c định c�c khu�n mẫu tho�t nước của ch�ng.� Bởi sự thay đổi kh� hậu c� khả năng l�m biến đổi cả sự giữ lạnh dai dẳng của băng đ� lẫn c�c khu�n mẫu đổ mưa, c�c hiệu ứng d�i hạn về thời biểu v� thời khoảng của sự lũ lụt từ s�ng c� thể dự liệu được (Xu v� c�c t�c giả kh�c, 2009).� C�c kịch bản v� c�c hậu quả tiềm năng cho s�ng Mekong đ� được ph�n t�ch bởi Schipper v� c�c t�c giả kh�c (2010) v� Chu Th�i Ho�nh [?] v� c�c t�c giả kh�c (2010).� Phần lớn kịch bản thay đổi kh� hậu cho Đ�ng Nam � rằng c�c biến cố tr�o lượng cực đoan sẽ trở n�n th�ng thường hơn v� c�c trận lũ lụt m�a ướt sẽ trở n�n dữ dội hơn v� sự hạn h�n m�a kh� sẽ k�o d�i (Dudgeon, 2012).� C�c dự ph�ng cụ thể kh�c cho s�ng Mekong bao gồm c�c nhiệt độ trung b�nh h�ng năm bị n�ng cao v� thời khoảng l�u d�i hơn của c�c thời kỳ ấm �p, cũng như một sự gia tăng trong vũ lượng h�ng năm v� c�c tr�o lượng tr�n s�ng lớn hơn (Bezuijen, 2011).� C�c tr�o lượng gi� m�a tr�n s�ng Salween cũng được ước định gia tăng trong phần sau của thế kỷ n�y (Xu v� c�c t�c giả kh�c, 2009).� Allison v� c�c t�c giả kh�c (2009) đ� xếp Việt Nam v� Căm Bốt như l� hai trong số c�c nước dễ bị x�m hại nhất tại � Ch�u nhiệt đới, phải g�nh chịu c�c t�c động của sự thay đổi thời tiết tr�n ngư nghiệp của họ c�ng với Bangladesh, Pakistan v� Yemen.� Tầm mức theo đ� c�c loại c� sẽ th�ch ứng với c�c sự thay đổi như thế v� c�c h�m � cho ngư nghiệp phần lớn vẫn c�n t�nh chất suy đo�n.� C�c nhiệt độ cao hơn v� c�c sự cực đoan trong kh� hậu nhiều hơn sẽ dẫn đến sự th�ch nghi bởi con người, sẽ li�n hệ đến c�c sự gia tăng trong việc sử dụng nước v� r�t nước d�nh cho n�ng nghiệp v� sự x�y cất đập nước (để cất trữ nước, bảo vệ chống lũ lụt v� ph�t sinh thủy điện) dẫn đến sự chia cắt manh m�ng hơn nữa c�c con s�ng.� Kh�ng một trong những biện ph�p th�ch ứng n�y c� x�c suất trở th�nh điềm b�o hiệu tốt đẹp cho c�c loại c� v� ngư nghiệp, v� sự th�ch ứng với sự thay đổi kh� hậu rất c� thể c�c t�c động lớn hơn tr�n c�c con c� so với bản th�n của sự thay đổi.� C�c cuộc nghi�n cứu l�m mẫu được tr�nh b�y bởi Mainuddin v� c�c t�c giả kh�c (2010) đ� kết luận rằng sự thay đổi kh� hậu tr�n số thu hoạch về c� từ s�ng Mekong sẽ kh�ng thể ph�t hiện được bởi biến đổi tự nhi�n đ�ng kể trong c�c điều kiện thủy học thuộc hệ thống sẽ che lấp c�c hiệu ứng li�n hệ đến sự thay đổi kh� hậu.

������ Một trong những t�c động tương lai nghi�m trọng nhất của sự thay đổi kh� hậu l� sự d�ng cao được dự liệu của c�c mực nước biển.� Điều n�y sẽ đặt một v�i khu vực ch�u thổ nằm dưới thấp v�o sự nguy hiểm của sự ngập lụt thường trực, đặc biệt c�c phần thuộc Bangladesh v� ch�u thổ Chao Phraya.� Sự thu hẹp ch�u thổ v� c�c sự sụt giảm trong tỷ số n�ng cao đ�y s�ng (do việc giăng bẫy cầm giữ trầm t�ch bởi c�c đập ở thượng nguồn) đ� sẵn được b�o c�o đối với s�ng Chao Phraya v� s�ng Mekong (Syvitski v� c�c t�c giả kh�c, 2009).� Tầm mức x�m lấn của nước biển v�o c�c d�ng nước ch�u thổ nước ngọt v� nước lợ sẽ l�m bi�n đổi hơn nữa c�c sinh cảnh.

 

C�c Hoạt Động Quản Trị

Hai loại ch�nh của sự quản trị ngư nghiệp được thực h�nh khắp Đ�ng Nam �: c�c ngư trường c� thể sang nhượng v� c�c ngư trường tự do, mỏ ngỏ.� Một th� dụ của c�c hệ thống quản trị n�y như được thi h�nh tại Miến Điện được đưa ra bởi Tổ Chức FAO (2003).� C�c ngư trường c� thể sang nhượng (cũng được biết như c�c ngư trường trong H�nh 3.24.2) bao gồm một sự chỉ định c�c khu vực của m�i trường, thường l� c�c thủy phận thuộc đồng bằng dễ bị lụt hay c�c vị tr� đ�nh c� tr�n c�c ph�n đoạn nước chảy c� biệt, cho c� nh�n ngư phủ hay c�c nh�m ngư phủ.� Sự giao th�c thường bởi sự đấu gi� được cấp ph�t cho kẻ thắng cuộc đấu thầu c�c quyền khai th�c độc quyền trong một thời gian x�c định.� Hệ thống n�y, trong khi hữu hiệu về mặt thu thập lợi tức, c� thể dẫn đến sự khai th�c th�i qu� dồn dập nếu thời hạn sang nhượng qu� ngắn.� C�c thời kỳ sang nhượng l�u hơn đưa đến sự quản trị v� bảo tồn tốt hơn, chẳng hạn như hệ thống ở Bangladesh d�nh cho c�c khu c� h�ng r�o bao quanh ở đồng bằng dễ bị lụt c� dự trữ c�.� C�c ngư trường mở ngỏ c� thể được tiếp cận một c�ch tự do bởi mọi người, tr�n nguy�n tắc, mặc d� c�c định chế địa phương c� thể giới hạn sự tiếp cận đối với một số nh�m n�o đ�, đặc biệt trong c�c chiều hướng hiện thời tiến đến sự quản trị chung.� Tại nhiều nơi, c�c ngư trường c� thể được sang nhượng v� mở ngỏ đồng hiện hữu, v� loại quản trị t�y thuộc v�o bản chất của ngư trường (thương mại hay sinh nhai) hay theo m�a.

������ Bất kể một số khuynh hướng tự do h�a ngư nghiệp nội địa tại c�c nước Đ�ng Nam �, C�c Ban Ph�ng Ngư Nghiệp vẫn c�n kiểm so�t sự quy đinh v� chấp h�nh luật lệ.� Ch�ng l�m điều n�y bằng c�ch quản trị thủ tục sang nhượng v� bằng việc ấn định c�c quy điều chi phối loại v� th�ng số kỹ thuật của trang thiết bị sử dụng, ấn định c�c m�a v� c�c khu vực đ�ng cửa v� quy định c�c thị trường.� Ch�ng cũng chịu tr�ch nhiệm về việc điều h�nh c�c nơi ấp trứng c� để yểm trợ cho c�c chương tr�nh chuyển c� giống v�o c�c hồ dự trữ v� c�c c�nh đồng l�a.� Sự quản trị đặt căn bản tr�n cộng đồng v� c�c h�nh thức kh�c của sự đồng quản trị đang dần dần gi�nh được động lực trong v�ng, thay thế cho c�c sự sang nhượng tư nh�n rộng lớn như tại Căm Bốt.� Tại đồng bằng dễ bị lụt Tonle Sap, c�c khu sang nhượng đ�ng giữ một vai tr� quan trọng nhưng phần lớn kh�ng c� � định trong sự bảo tồn dạ trạng sinh học (Lamberts, 2008b).

������ Phần lớn c�c d�ng s�ng trong v�ng chảy qua nhiều hơn một nước.� Một số tổ chức s�ng ng�i quốc tế hiện hữu để h�a hợp c�c quyền lợi ngư nghiệp giữa c�c nước kh�c nhau.� Đặc biệt tr�n s�ng Mekong, Ủy Hội MRC đ� mang c�c đại diện cấp bộ trưởng của Căm Bốt, Th�i Lan, L�o, v� Việt Nam lại với nhau, mặc d� một phần của lưu vực nằm tại Miến Điện v� Trung Quốc.� N� cung cấp một diễn đ�n cho sự thảo luận về c�c vấn đề ngư nghiệp, sự ph�t triển bền vững của con s�ng, v� Ủy Hội MRC chịu tr�ch nhiệm về việc ủy nhiệm sự nghi�n cứu rất cơ bản.� Tuy nhi�n, Ủy Hội MRC kh�ng c� một vai tr� trực tiếp trong sự quản trị ngư trường quốc gia, v� sự khuyến c�o của n� đ�i khi mơ hồ v� thường bị phớt lờ khi c�c hoạt động chẳng hạn như việc x�y cất đập nước được n�u ra.� Sự khởi c�ng gần đ�y việc x�y cất Đập Xayaburi Dam bởi nước L�o PDR bất kể c�c sự phản đối m�nh liệt bởi c�c đại diện của Việt Nam v� Căm Bốt trong Ủy Hội MRC, v� một bản tuy�n bố bởi thư k� đo�n Ủy Hội MRC rằng sự tạm ngưng trong 10 năm việc x�y cất đập nước tr�n d�ng chảy ch�nh của con s�ng th� đ�ng mong muốn để cho ph�p sự điều tra về c�c t�c động m�i trường tiềm năng của c�c đập đề nghị (Dudgeon, 2011).

������ Khu vực ngư nghiệp tại Bangladesh c� nhiều th�nh phần tham dự (stakeholders), trong đ� c�c cơ quan ch�nh phủ đ�ng giữ một vai tr� sinh tử về mặt quản trị, điều h�nh sinh th�i dưới nước, điều khiển v� c�c quan hệ về thẩm quyền.� C�c Bộ Ngư Nghiệp v� Chăn Nu�i S�c Vật (Ministries of Fisheries and Livestock: MoFL), Đất Đai (Ministry of Land: MoL) v� Bộ Thanh Ni�n (Ministry of Youth: MoY) đ�ng giữ c�c vai tr� chủ yếu trong sự quản trị c�c t�i nguy�n thi�n nhi�n.� Bộ Đất Đai sở hữu mọi đất đai v� c�c d�ng nước tại Bangladesh, trong khi Ban Ngư Nghiệp (Department of Fisheries: DoF) l� cơ quan thi h�nh duy nhất nằm dưới Bộ then chốt, MoFL, v� sự cho ph�p phải đến tới Bộ MoFL, từ Bộ MoL về sự quản trị sinh th�i dưới nước (Mustafa & Brooks, 2009).� Sự quản trị c�c t�i nguy�n n�y, dựa tr�n một sự kết hợp của một sự tiếp cận được sang nhượng ngắn hạn đối với d�ng nước, hay được chống đỡ bởi một sự kết hợp của c�c sự can thiệp quản trị quy ước, thường loại bỏ c�c ngư phủ ngh�o nhất v� khuyến kh�ch c�c kẻ nắm quyền sang nhượng để �đ�o kho�t� thực sự c�c t�i nguy�n ở c�c mức độ kh�ng bền vững của sự khai th�c.

 

C�c Kết Luận

C�c ngư trường ở c�c phần hạ lưu c�c con s�ng Đ�ng Nam � nằm trong số c�c ngư trường sản xuất nhiều nhất v� bị khai th�c dữ dội nhất tr�n thế giới.� C�c ngư trường th� cực kỳ phức tạp về mặt x� hội v� ch�nh trị, v� c� một loạt rộng r�i c�c trang thiết bị v� chiều hướng trong việc đ�nh bắt, tiếp thị v� quy định c�c ngư trường.

Cũng như �p lực đ�nh bắt cao độ, c�c m�i trường s�ng nước nội địa với nhiều kh�c s�ng v� c�c v�ng đất ẩm ven s�ng rộng lớn đang chịu �p lực đ�ng kể v� một loạt c�c hoạt động kh�c của con người.� Trong số n�y, việc x�y cất c�c đập thủy điện, nạn � nhiễm, sự th�o r�t nước s�ng, nạn ph� rừng v� sự tho�t nước c�ng sự sửa đổi c�c đồng bằng dễ bị lụt ng�y c�ng nghi�m trọng v�, c�ng với nạn khai th�c th�i qu�, đặt ra c�c sự đe dọa đối với sự sản xuất li�n tục v� t�nh bền vững của c�c sự đ�nh bắt.� Bởi d�n số con người tiếp tục tăng trưởng v� sự ph�t triển kinh tế tiến bước nhanh ch�ng tr�n phần lớn v�ng, nạn � nhiễm, sự suy tho�i m�i trường v� cường độ của sự đe dọa đối với c�c loại c� s�ng c� thể được ước định sẽ gia tăng.� Kh�ng c� c�c cơ chế th�ch hợp cấp quốc gia, cấp v�ng v� cấp quốc tế để bảo đảm rằng sự chăm s�c nhiều hơn được thực hiện đối với c�c m�i trường dưới nước, một sự suy giảm trong c�c số thu hoạch ngư nghiệp quan trọng v� c�c sự thay đổi đ�ng kể trong cấu tr�c c�ng đồng c� l� c�c điều sẽ được ước định.� Đến một tầm mức n�o đ�, c�c sự suy giảm như thế c� thể được b� đắp bởi việc tăng cường sự quản trị c�c ph�n kh�c của ngư nghiệp v� bởi một sự khuếch t�n rộng r�i hơn sự nu�i trồng thủy sản.� Tầm mức b�o nguy của c�c loại c� to tr�n s�ng Mekong, vốn c�n tương đối trong sạch v� chưa � nhiễm, c� thể được nh�n như một dấu hiệu sớm sủa của c�c điều sẽ xảy đến.� Hơn nữa, c�c mệnh lệnh của quốc gia ưu ti�n h�a sự ph�t triển kinh tế tr�n sự bảo vệ m�i trường, được biểu thị bởi c�c kế hoạch c�c bậc thang đập nước dọc theo c�c con s�ng ch�nh trong v�ng, kh�ng khởi hứng cho sự tin tưởng rằng đường lối kh�n ngoan của sự quản trị d�i hạn cẩn trọng cho sự bảo tồn c�c loại c� s�ng sẽ thắng thế c�c sự cứu x�t ngắn hạn.

������ Một sự thẩm định rộng r�i hơn gi� trị của c�c loại c� s�ng (th� dụ, gi� trị của sự ti�u thụ ch�ng như thực phẩm) c� thể gi�p v�o việc bảo đảm sự bảo tồn ch�ng, bởi một khi sự cứu x�t rộng lớn hơn về vai tr� m� c�c con c� v� ngư nghiệp sẽ đ�ng giữ trong việc chống đỡ cho sự sinh nhai v� c�c kh� khăn về tiếp vận của việc thay thế vai tr� đ� bằng c�c nguồn kh�c của chất protein động vật.� Một sự nhận thức nhiều hơn về tầm quan trọng của c�c con c� như c�c th�nh tố của c�c hệ thống sinh th�i hoạt động một c�ch l�nh mạnh mang lại c�c dịch vụ �miễn ph� kh�ng thể thay thế được cho con người (th� dụ, nước sạch, ngọt) c� thể n�ng cao c�c nỗ lực để bảo tồn v� quản trị c�c loại c� s�ng, v� sự gi�o dục c�c c�ng d�n v� c�c nh� cấu tạo quyết định sẽ c� t�nh chất then chốt đối với c�c đề xuất như thế.� Sự x�c định c�c loại h�ng đầu (flafgship) c� thể l� một bước đầu ti�n để n�ng cao � thức của qu�n ch�ng về c�c loại c� s�ng, v� một chiều hướng như thế đ� được sử dụng cho loại c� tambaqui [?] Colossoma macropomum, một loại c� characid [giống như c� ch�p, c� m�u s�ng hơn, ch� của người dịch] đ� trở n�n một biểu tượng của nhu cầu bảo vệ c�c sinh cảnh đồng bằng dễ bị lụt s�ng Amazon (Araujo-Lima & Goulding, 1997), Như thể một loại c� thực phẩm quan trọng, c� C. macropomum l� hiện th�n cho c�c vấn đề cần được giải quyết hầu quản trị một c�ch bền vững to�n thể một ngư trường đa chủng loại tr�n s�ng Amazon.� Sự x�c định c�c loại c� ứng vi�n th�ch hợp từ Đ�ng Nam � kh�ng n�n qu� thử th�ch: th� dụ, c� khổng lồ P. gigas hay P. jullieni c� thể l� c�c loại c� h�ng đầu cho s�ng Mekong.� Đ�y sẽ chỉ l� một giai đoạn sơ khởi trong một tiến tr�nh trải rộng hơn nhiều, c� li�n can đến sự hợp t�c s�ng tạo bao gồm c�c nỗ lực của, th� dụ, c�c khoa học gia về ngư nghiệp, c�c tổ chức bảo tồn, c�c nh�m c�ng d�n v� những phần vụ phụ tr�ch việc quản trị c�c t�i nguy�n thi�n nhi�n trong c�c ch�nh phủ quốc gia.� N� cũng sẽ đ�i hỏi c�c nh� cấu tạo quyết định theo đuổi hoạt động quản trị một c�ch bền vững một t�i nguy�n thi�n nhi�n kh�ng thể thay thế được.� Một tr�ch nghiệm đặc biệt của c�c khoa học gia ngư nghiệp l� việc bảo đảm rằng sự nghi�n cứu m� họ thực hiện g�p phần về sự quản trị c�c c� giống dự trữ v� sự thu thập c�c dữ liệu cho ph�p sự x�c định c�c sự ph�ng chiếu về th�nh phần đ�nh bắt v� sự thay đổi d�n số c� sao cho tầm hữu hiệu của c�c biện ph�p quản trị c� thể được lượng định.� Nhiều điều nữa cần phải được thực hiện để x�c định v� tiến h�nh sự nghi�n cứu cần thiết để hỗ trợ c�c chiến lược quản trị, nhằm h�a giải sự sử dụng của con người c�c con s�ng Đ�ng Nam � với sự bảo vệ sự vẹn to�n của hệ thống sinh th�i v� sự duy tr� c�c giống c� dự trữ./-� ����

 

T�i Liệu Tham Khảo

 

Allan, J. D., Abell, R., Hogan, Z., Revenga, C., Taylor, B. W., Welcomme, R. L. & Winemiller, K. 2005. Overfishing of inland waters. BioScience 55, 1041�1051.

 

Agostinho, A. A., Gomes, L. C., Fernandez, D. R. & Suzuki, H. I. 2002. Efficiency of fish ladders for neotropical ichthyofauna. River Research and Applications 8, 299�306.

 

Allison, E. H., Perry, L., Badjeck, M. C., Adger, N. W., Brown, K., Conway, D., Halls, A. S., Pilling, G. M., Reynolds, J. D., Andrew, N. L. & Dulvy, N. K. (2009). Vulnerability of national economies to the impacts of climate change on fisheries. Fish and Fisheries 10, 173�196.

 

AraujoLima, C. & Goulding, M. (1997). So Fruitful a Fish: Ecology, Conservation, and Aquaculture of the Amazon�s Tambaqui. New York, NY: Columbia University Press

 

Baird, I. G. (2006a). Strength in diversity: Fish sanctuaries and deepwater pools in Laos. Fisheries Management and Ecology 13, 1�8.

 

Baird, I. G. (2006b). Probarbus jullieni and Probarbus labeamajor: The management and conservation of two of the largest fish species in the Mekong River in southern Laos. Aquatic Conservation: Freshwater and Marine Ecosystems 16, 517�532.

 

Baird, I. G. (2011). The Don Sahong Dam: Potential impacts on regional fish migrations, livelihoods and human health. Critical Asian Studies 43, 211�235.

 

Baird, I. G. & Flaherty, M. S. (2004). Beyond national borders: Important Mekong River medium sized migratory carps (Cyprinidae) and fisheries in Laos and Cambodia. Asian Fisheries Science 17, 279�298.

 

Baird, I. G., Hogan, Z., Phylaivanh, B. & Moyle, P. (2001). A communal fishery for the migratory catfish Pangasius macronema in the Mekong River. Asian Fisheries Science 14, 25�41.

 

Baird, I. G., Flaherty, M. S. & Phylavanh, B. (2003). Rhythms of the river: Lunar phases and migrations of small carps (Cyprinidae) in the Mekong River. Natural History Bulletin of the Siam Society 51, 5�36.

 

Baird, I. G., Flaherty, M. S. & Phylavanh, B. (2004). Mekong River Pangasiidae catfish migrations and the Khone Falls wing trap fishery in southern Laos. Natural History Bulletin of the Siam Society 52, 81�109.

 

Baran, E., Baird, I. G. & Cans, G. (2005). Fisheries Bioecology in the Khone Falls area (Mekong River, Southern Laos). Penang: WorldFish Center.

 

Bezuijen, M. R. (2011). Wetland Biodiversity and Climate Change Briefing Paper: Rapid Assessment of the Impacts of Climate Change to Wetland Biodiversity in the Lower Mekong Basin. Hanoi: International Centre for Environmental Management (ICEM).

 

Blake, B. & Barr, J. (2005). Fourth Output to Purpose Review Report (December 2005). Dhaka: Rural Livelihoods Evaluation Partnership.

 

Bush, S. R. (2004). Scales and sales: Changing social and spatial fish trading networks in the Siphandone fishery, Lao PDR. Singapore Journal of Tropical Geography 25, 32�50.

 

Coates, D. 2002. Inland Capture Fishery Statistics of Southeast Asia: Current Status and Information Needs. Publication No. 2002/11. Bangkok: AsiaPacific Fishery Commission.

 

Craig, J. F., Halls, A. S., Barr, J. J. F & Bean, C. W. (2004). The Bangladesh floodplain fisheries. Fisheries Research 66, 271�286.

 

Cronin, R. (2009). Mekong dams and the perils of peace. Survival 51, 147�160.

 

Daconto, G. (Ed.) (2001). Siphandone Wetlands. Bergamo: Environmental Projection and Community Development in Siphandone Wetland Project CESVI.

 

Deap, L., Degen, P. & van Zalinge, N. (2003) Fishing Gears of the Cambodian Mekong Inland Fisheries. Phom Penh: Inland Fisheries Research and Development Institute of Cambodia.

 

De Silva, S. S. & FungeSmith, S. (2005). A Review of the Stock Enhancement Practices in the Inland Water Fisheries of Asia. Bangkok: FAO.

 

De Silva, S. & Phuong, N. (2011) Striped catfish farming in the Mekong Delta, Vietnam: A tumultuous path to a global success. Reviews in Aquaculture 3, 45�73.

 

DoF (Department of Fisheries) (2012). National Fish Week 2012 Compendium. Bangladesh: Department of Fisheries, Ministry of Fisheries and Livestock (in Bengali).

 

Dudgeon, D. (1992). Endangered ecosystems: A review of the conservation status of tropical Asian rivers. Hydrobiologia 248, 167�191.

 

Dudgeon, D. (2011). Asian river fishes in the Anthropocene: Threats and conservation challenges in an era of rapid environmental change. Journal of Fish Biology 79, 1487�1524.

 

Dudgeon, D (2012). Threats to freshwater biodiversity globally and in the IndoBurma Biodiversity Hotspot. In The Status and Distribution of Freshwater Biodiversity in IndoBurma (Allen, D.J., Smith, K.G. & Darwall, W.R.T., eds). Cambridge and Gland: IUCN.

 

FAO (1995). Review of the state of the world fishery resources: inland capture fisheries. FAO Fisheries and Aquaculture Circular 885.

 

FAO (2003). Myanmar Aquaculture and Inland Fisheries. Bangkok: FAO.

 

Halls, A. S. & Kshatriya, M. (2009) Modelling the cumulative barrier and passage effects of mainstream hydropower dams on migratory fish populations in the Lower Mekong Basin. MRC Technical Paper No. 25. Vientiane: Mekong River Commission.

 

Halls, A. S. & Paxton, B. R. (2014). The stationary trawl (dai) fishery of the tonle sapgreat lake system, Cambodia. In Inland Fisheries Evolution and Management � Case Studies from Four Continents, (Welcomme, R., ValboJorgensen, J. & Halls, A. S., eds), pp. 33�47.

 

FAO Fisheries and Aquaculture Technical Paper 579.

 

Halls, A. S., Hoggarth, D. D. & Debnath, D. (1999). Impacts of hydraulic engineering on the dynamics and production potential of floodplain fish populations in Bangladesh. Fisheries Management and Ecology 6, 261�285.

 

Halls, A. S., Payne, A. I., Alam, S. S. & Barman, S. K. (2008). Impacts of flood control schemes on inland fisheries in Bangladesh: Guidelines for mitigation. Hydrobiologia 69, 45�58.

 

Halls, A. S., Paxton, B. R., Hall, N., Peng Bun, N., Lieng, S., Pengby, N. & So, N. (2013a). The Stationary Trawl (Dai) Fishery of the Tonle SapGreat Lake, Cambodia. Phnom Penh, Cambodia: Mekong River Commission.

 

Halls, A. S., Conlan, I., Wisesjindawat, W., Phouthavongs, K., Viravong, S., Chan, S. & Vu, V. A. (2013b). Atlas of deep pools in the Lower Mekong River and some of its tributaries. MRC Technical Paper No. 31. Phnom Penh, Cambodia: Mekong River Commission.

 

Halls, A. S., Paxton, B. R., Hall, N., Hortle, K. G., So, N., Chea, T., Chheng, P., Putrea, S., Lieng, S., Peng Bun, N., Pengby, N., Chan, S., Vu, V. A., Nguyen Nguyen, D., Doan, V. T., Sinthavong, V., Douangkham, S., Vannaxay, S., Renu, S., Suntornratana, U., Tiwarat, T. & Boonsong, S. (2013c). Integrated analysis of data from MRC fisheries monitoring programmes in the lower Mekong Basin. MRC Technical Paper No. 33. Phnom Penh, Cambodia: Mekong River Commission.

 

Hasan M. R. & Talukder, M. M. R. (2004). Development of management strategies for culture based fisheries in Oxbow lakes in Bangladesh. Bangladesh Journal of Fisheries (Special issue) 27, 57�58.

 

Hickling, C. L. (1961). Tropical Inland Fisheries. London: Longmans.

 

Hill, M. T. (1995). Fisheries ecology of the lower Mekong River: Myanmar to Tonl� Sap River. Natural History Bulletin of the Siam Society 43, 263�288.

 

Hogan, Z., Baird, I. G., Radtke, R. M & Vander Zanden, M. J. (2007). Long distance migration and marine habitation in the Asian catfish, Pangasius krempfi. Journal of Fish Biology 71, 818�832.

 

Hoanh, C. T., Jirayoot, K., Lacombe, G. & Srinetr, V. (2010). Impacts of climate change and development on Mekong flow regime. First assessment � 2009. MRC Technical Paper No. 29. Vientiane: Mekong River Commission.

 

Hogan, Z. S., Pengbun, N. & van Zalinge, N. (2001). Status and conservation of two endangered fish species, the Mekong giant catfish Pangasianodon gigas and the giant carp Catlocarpio siamensis, in Cambodia�s Tonle Sap River. Natural History Bulletin of the Siam Society 49, 269�282.

 

Hortle, K. G. (2007). Consumption and the yield of fish and other aquatic animals from the Lower Mekong Basin. MRC Technical Paper No. 16. Vientiane: Mekong River Commission.

 

Hortle, K. G., Troeung, R. & Lieng, S. (2008) Yield and value of the wild fishery of rice fields in battambang province, near the Tonle Sap Lake, Cambodia. MRC Technical Paper No. 18. Vientiane: Mekong River Commission.

 

Junk, W. J., Bayley, P. B. & Sparks, R. E. (1989). The flood pulse concept in riverfloodplain systems. In Proceedings of the International Large Rivers Symposium (Dodge, D. P., ed.), pp. 110�127. Canadian Journal Fisheries and Aquatic Sciences Special Publication 106.

 

Kottelat, M., Baird, I. G., Kullander, S. O., Ng, H. H., Parenti, L. R., Rainboth, W. J. & Vidthayanon, C. (2012). The status and distribution of freshwater fishes of IndoBurma. In The Status and Distribution of Freshwater Biodiversity in IndoBurma (Allen, D.J., Smith, K.G. & Darwall, W. R. T., eds), pp. 36�65. Cambridge and Gland: IUCN.

 

Kummu, M., Tes, S., Yin, S., Adamson, P., J�zsa, J., Koponen, J., Richey, J. & Sarkkula, J. (2014). Water balance analysis for the Tonle Sap Lake�floodplain system. Hydrological Processes 28, 1722�1733 doi:10.1002/hyp.9718.

 

Lamberts, D. (2006). The Tonle Sap Lake as a productive ecosystem. International Journal of Water Resources Development 22, 481�495.

 

Lamberts, D. (2008a). Little impact, much damage: The consequences of Mekong River flow alterations for the Tonle Sap ecosystem. In Modern Myths of the Mekong � a Critical Review of Water and Development Concepts, Principles and Policies (Kummu, M., Keskinen, M. & Varis, O., eds), pp. 3�18. Helsinki: Water & Development Publications, Helsinki University of Technology.

 

Lamberts, D. (2008b). The unintended role of the local private sector in biodiversity conservation in the Tonle Sap Biosphere Reserve, Cambodia. Local Environment 13, 43�54.

 

Lamberts, D. & Koponen, J. (2008). Flood pulse alterations and productivity of the Tonle Sap ecosystem: A model for impact assessment. Ambio 37, 178�184.

 

Lieng, S., Yim, C. & Van Zalinge, N. P. (1995). Fisheries of the Tonic Sap River Cambodia, I: The Bagnet (Dai) fishery. Asian Fisheries Science 8, 258�265.

 

Lymer, D., FungeSmith, S., Khemakorn, P., Naruepon, S. & Ubolratana, S. (2008a). A review and synthesis of capture fisheries data in Thailand � Large versus smallscale fisheries. RAP Publication 2008/17. Bangkok: FAO Regional Office for Asia and the Pacific,

 

Lymer, D., FungeSmith, S. J., Clausen, J. & Weimin, M. (2008b). Status and potential of fisheries and aquaculture in Asia and the Pacific. RAP Publication 2008/15. Bangkok: FAO Regional Office for Asia and the Pacific.

 

Miao, W., Silva, S. D. & Davy, B. (Eds) (2010). Inland fisheries enhancement and conservation in Asia, Bangkok, Thailand. RAP Publication 2010/22. Bangkok: FAO Regional Office for Asia and the Pacific.

 

Mustafa, M. G. (2009). Fishery resources trends and communitybased management approaches adopted in the river Titas in Bangladesh. International Journal of River Basin Management 7, 135�145.

 

Mustafa, M. G. & Brooks, A. C. (2009). A comparative study of two seasonal floodplain aquaculture systems in Bangladesh. Water Policy 11 (Suppl.1), 69�79.

 

Natarajan, A. V. (1989). Environmental impact of Ganga Basin development on genepool and fisheries of the Ganga River system. Canadian Special Publications in Fisheries and Aquatic Sciences 106, 545�560.

 

Payne, A. I. Sinha, R., Singh, H. R. & Huq, S. (2004) A review of the Ganges basin: Its fish and fisheries. In Proceedings of the Second International Symposium on the Management of Large Rivers for Fisheries, Vol. I, (Welcomme, R. & Petr, T., eds), pp. 229�251. Bangkok: FAO.

 

Phen, C., Nam, S., Peng Bun, N. & Thuok, N. (2012). Record fish catch on Tonle Sap River. Catch & Culture 18, 4�5.

 

Poulsen, A., Poeu, O., Viravong, S., Suntornratana, U. & Tung, N. T. (2002a). Deep pools as dry season fish habitats in the Mekong Basin. MRC Technical Paper No. 4. Phnom Penh: Mekong River Commission.

 

Poulsen, A. F., Poeu, O., Viravong, S., Suntornratana, U. & Tung, N. T. (2002b). Fish migrations of the Lower Mekong River Basin: implications for development, planning and environmental management. MRC Technical Paper No. 8. Phnom Penh: Mekong River Commission.

 

Rahman, A. K. A. (1989). Freshwater Fishes of Bangladesh. Dhaka: Zoological Society of Bangladesh.

 

Roberts, T. R. (1993). Artisanal fisheries and fish ecology below the great waterfalls in the Mekong River in southern Laos. Natural History Bulletin of the Siam Society 41, 31�62.

 

Roberts, T. R. & Baird, I. G. (1995). Traditional fisheries and fish ecology on the Mekong River at Khone Waterfalls in Southern Laos. Natural History Bulletin of the Siam Society 43, 219�262.

 

Schipper, L., Liu, W., Krawanchid, D. & Chanthy, S. (2010) Review of climate change adaptation methods and tools. MRC Technical Paper No. 34. Vientiane: Mekong River Commission.

 

Shankar, B., Halls, A. S. & Barr, J. (2005). The effects of surface water abstraction for rice irrigation on floodplain fish production in Bangladesh. International Journal of Water 3, 61�68.

 

So, N., Eng, T., Souen, N. & Hortle, K. G. (2005) Use of freshwater low value fish for aquaculture development in the Cambodia�s Mekong basin. Regional Workshop on Low Value and �Trash Fish� in the Asia Pacific Region, 7�9 June 2005. Hanoi: Asia-Pacific Fishery Commission.

 

Sultana, P. & Thompson, P. M. (1997). Effects of flood control and drainage on fisheries in Bangladesh and the design of mitigating measures. Regulated Rivers: Research & Management 13, 43�55.

 

Syvitski, J. P. M., Kettner, A. J., Overeem, I., Hutton, E. W. H., Hannon, M. T., Brakenridge, G. R., Day, J., V�r�smarty, C., Saito, Y., Giosan, L. & Nicholls, R. J. (2009). Sinking deltas due to human activities. Nature Geoscience 2, 681�686.

 

Warren, T. J., Chapman, G. C. & Singhanouvong, D. (2005). The wet season movements and general biology of some important fish species at the great fault line on the Lower Mekong River of the Lao P.D.R. Asian Fisheries Science 18, 225�240.

 

Warren, T. J., Chapman, G. C. & Singhanouvong, D. (1998). The upstream dryseason migrations of some important fish species in the Lower Mekong River in Laos. Asian Fisheries Science 11, 239�251.

 

Welcomme, R. L. (1999). A review of a model for qualitative evaluation of exploitation levels in multispecies fisheries. Fisheries Management and Ecology 6, 1�20.

 

Welcomme, R. & Vidthayonon, C. (2003). The impacts of introductions and stocking of exotic species in the Mekong Basin and policies for their control. MRC Technical Paper No. 9. Phnom Penh: Mekong River Commission.

 

Welcomme, R. L. & Halls A. (2004). Dependence of tropical river fisheries on flow. In Proceedings of the Second International Symposium on the Management of Large Rivers for Fisheries, Vols I and II, (Welcomme, R. L. & Petr, T., eds), pp. 267�284. Bangkok: FAO.

 

Welcomme, R. L., ValboJorgensen, J. & Halls, A. S. (Eds) (2012). Inland Fisheries Evolution and Management � Case Studies from Four Continents. Rome: FAO.

 

Xu, J., Grumbine, R. E., Shrestha, A., Eriksson, M., Yang, X., Wang, Y. & Wilkes, A. (2009). The melting Himalayas: Cascading effects of climate change on water, biodiversity, and livelihoods. Conservation Biology 23, 520�530.

 

Ziv, G., Baran, E., Nam, S., RodriguezIturbe, I. & Levina, S. A. (2012). Tradingoff fish biodiversity, food security, and hydropower in the Mekong River Basin. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America 109, 5609�5614.

 

 

C�c T�i Liệu Tham Khảo Tr�n Mạng Điện Tử

 

Compagno, L. J. V. & Cook, S. F. (2005). Himantura chaophraya. IUCN Red List of Threatened Species, Version 2010.4. Available at http://www.iucnredlist.org (last accessed 4 April 2011).

 

Halls, A. S. & Johns, M. (2013) Assessment of the Vulnerability of the Mekong Delta Pangasius Catfish Industry to Development and Climate Change in the Lower Mekong Basin. Report prepared for the Sustainable Fisheries Partnership, January 2013. Available at http://cmsdevelopment.sustainablefish.org.s3.amazonaws.com/2013/01/22/Pangasius%20Mekong%20Delta4b2036ad.pdf (last accessed 10 November 2013).

 

Mainuddin, M., Hoanh, C. T., Jirayoot, K., Halls, A. S., Kirby, M., Lacombe, G. & Srinetr, V. (2010). Adaptation Options to Reduce the Vulnerability of Mekong Water Resources, Food Security and the Environment to Impacts of Development and Climate Change. Available at https://publications.csiro.au/rpr/download?pid=csiro:EP103009&dsid=DS8

(last accessed 29 December 2014).

 

Mustafa, M. G. & Halls, A. S. (2006). Community Based Fisheries ManagementFisheries Yields and Sustainability. Policy Brief 2 (Dickson, M. & Brooks, A., eds). Dhaka: World Fish Center. Available at

http://www.worldfishcenter.org/resource_centre/Fisheries%20Yields%20and%20sustainabilities.pdf (last accessed 29 December 2014).

 

_____

Nguồn: Robin L. Welcomme, Ian G. Baird, David Dudgeon, Ashley Halls, Dirk Lamberts and Md Golam Mustafa, �Fisheries of the rivers of Southeast Asia�, �Freshwater Fisheries Ecology, First Edition. Edited by John F. Craig. � 2016 John Wiley & Sons, Ltd. Published 2016 by John Wiley & Sons, Ltd., c�c trang 363-376

 

 

 Ng� Bắc dịch v� phụ ch�

30.11.2015

 

http://www.gio-o.com/NgoBac.html

 

� gio-o.com 2015