ĐẠI HỌC QUỐC GIA THÀNH PHỐ HỒ CHÍ MINH
TRƯỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN
Nguyễn Thế Trường An
ƯỚC LƯỢNG XÁC SUẤT HIỆN DIỆN CỦA CÁC LOÀI THUỘC BỘ
GALLIFORMES Ở TRUNG TRƯỜNG SƠN, VIỆT NAM
LUẬN VĂN THẠC SĨ SINH THÁI HỌC
Thành phố Hồ Chí Minh - 2018
ĐẠI HỌC QUỐC GIA THÀNH PHỐ HỒ CHÍ MINH
TRƯỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN
Nguyễn Thế Trường An
ƯỚC LƯỢNG XÁC SUẤT HIỆN DIỆN CỦA CÁC LOÀI THUỘC BỘ
GALLIFORMES Ở TRUNG TRƯỜNG SƠN, VIỆT NAM
Chuyên ngành: Sinh thái học
Mã số chuyên ngành:
LUẬN VĂN THẠC SĨ SINH THÁI HỌC
NGƯỜI HƯỚNG DẪN KHOA HỌC:
1. TS. Trần Thị Anh Đào
2. TS. Andreas Wilting
Thành phố Hồ Chí Minh - 2018
i
LỜI CẢM ƠN
Tôi xin cảm ơn Viện nghiên cứu Động vật hoang dã Leibniz đã hỗ trợ về
kinh phí, kỹ thuật và hậu cần; tổ chức WWF – Việt Nam, tổ chức WWF – Lào, ban
quản lý và các cán bộ dự án CarBi, Vườn quốc gia Bạch Mã, Khu bảo tồn Sao la
Quảng Nam, Khu bảo tồn Sao la Huế đã hỗ trợ cho các đội khảo sát thực địa; Bộ
Giáo dục và Khoa học của Cộng Hòa Liên Bang Đức đã hỗ trợ kinh phí và kỹ thuật
cho nghiên cứu này (BMBF FKZ: 01LN1301A); Point Defiance Zoo & Aquarium,
Safari Club International, và Critical Ecosystem Partnership Fund đã tài trợ kinh phí
cho dự án nghiên cứu.
Tôi chân thành cảm ơn TS. Andreas Wilting, TS. Trần Thị Anh Đào, TS.
Rahel Sollmann, Andrew Tilker, TS. Jesse Abrams, TS. Jürgen Niedballa, và Tejas
Bhagwat đã hỗ trợ về kỹ thuật, cố vấn về khoa học; hỗ trợ về phân tích dữ liệu cũng
như góp ý hoàn thiện luận văn; và tất cả các thành viên đội khảo sát, bao gồm Đặng
Công Viên, Võ Văn Sáng, Nguyễn Đăng Trung, các cán bộ kiểm lâm và người địa
phương ở năm khu vực nghiên cứu đã tham gia và làm việc trong điều kiện thực địa
rất khó khăn.
ii
TÓM TẮT
Cảnh quan Trung Trường Sơn là một khu vực có mức độ đa dạng và đặc hữu đặc
biệt về nhóm chim. Sự đa dạng các loài chim ở Trung Trường Sơn đã và đang chịu
ảnh hưởng tiêu cực từ việc mất sinh cảnh và khai thác quá mức. Tình trạng săn bắt
là một trong những mối đe dọa phổ biến nhất đối với quần xã các loài chim: các loài
chim thuộc bộ Sẻ bị bắt để bán làm cảnh, và các loài thuộc bộ Gà đang bị suy giảm
do tình trạng sử dụng bẫy dây phanh với quy mô lớn. Mục tiêu trước tiên của
nghiên cứu này là đánh giá hiện trạng của các loài chim kiếm ăn ở mặt đất ở khu
vực Trung Trường Sơn, và mục tiêu thứ hai là tìm hiểu các yếu tố ảnh hưởng đến sự
phân bố của các loài này ở mức độ cảnh quan. Dữ liệu về quần xã chim được thu
thập bằng phương pháp bẫy ảnh theo hệ thống ở năm khu vực nghiên cứu thuộc
Việt Nam và Lào. Để đánh giá các yếu tố ảnh hưởng đến sự phân bố của các loài
chim, mô hình xác suất hiện diện của quần xã được xây dựng cho các loài chim
kiếm ăn ở mặt đất với sự kết hợp của các yếu tố con người và tự nhiên. Các biến
liên quan đến con người gồm có khoảng cách đến đường gần nhất và nỗ lực tháo gỡ
bẫy dây phanh. Các biến tự nhiên bao gồm độ cao và một chỉ số thể hiện chất lượng
rừng được trích xuất từ hình ảnh vệ tinh có chất lượng cao RapidEye®. Hơn nữa,
các tham số được ước lượng từ mô hình xác suất hiện diện quần xã được sử dụng để
dự đoán sự phân bố của từng loài và mức độ giàu loài cho toàn bộ khu vực nghiên
cứu. Với tổng cộng 17042 đêm bẫy ảnh tại 132 vị trí khảo sát, ít nhất 21 loài chim
được ghi nhận và trong đó có 12 loài chim kiếm ăn ở mặt đất được đưa vào mô hình
xác suất hiện diện quần xã. Trong bốn biến được đưa vào mô hình, độ cao có ảnh
hưởng mạnh nhất đối với sự hiện diện của phần lớn các loài trong 12 loài. Ba loài
cho thấy chúng xuất hiện nhiều hơn ở khu vực đất thấp, và hai loài ưu thích khu vực
cao hơn. Loài Trĩ sao Rheinardia ocellata, một loài chim sống dưới đất có kích
thước lớn và được biết đến là loài nhạy cảm với tình trạng bẫy bắt bằng dây phanh,
có phản ứng tích cực và mạnh đối với các khu vực có nỗ lực gỡ bẫy dây phanh cao.
Ngoài loài Trĩ sao, nghiên cứu này đã thất bại trong việc ghi nhận bốn loài chim trĩ
có kích thước lớn mà trước kia từng phân bố trong vực nghiên cứu, trong đó có loài
iii
Gà lôi lam mào trắng Lophura edwardsi, một loài đặc hữu và cực kỳ nguy cấp. Sự
thất bại trong việc ghi nhận các loài này phản ánh quần thể của chúng đã tuyệt
chủng cục bộ hoặc tuyệt chủng về mặt chức năng. Kết quả này cho thấy nếu không
có các nỗ lực gỡ bẫy dây phanh một cách hiệu quả thì loài Trĩ sao cũng sẽ tuyệt
chủng cục bộ như các loài chim có kích thước lớn khác thuộc bộ Galliformes trong
cảnh quan Trung Trường Sơn. Thêm nữa, kết quả của nghiên cứu còn cho thấy
nhóm chim đuôi cụt có khả năng bị ảnh hướng gián tiếp từ việc săn bắt bằng bẫy
dây phanh thông qua hiện tượng “mesopredator release” – sự gia tăng quần thể của
các loài săn mồi bậc thấp. Kết quả của nghiên cứu này giúp cập nhật thông tin cho
các loài chim kiếm ăn ở mặt đất ở khu vực Trung Trường Sơn. Bản đồ về độ giàu
loài và bản đồ phân bố của từng loài ở các khu vực nghiên cứu cung cấp thông tin
một cách trực quan cho các hoạt động ngăn chặn săn bắt trái phép và cung cấp dữ
liệu nền ở mức độ quần xã cho hoạt động giám sát biến động quần thể của các loài
chim kiếm ăn ở mặt đất trong tương lai.
ABSTRACT
The central Annamites landscape is an area of exceptional avian richness and
endemism. Avian diversity in the Annamites has been negatively impacted by both
habitat loss and overharvesting. Poaching is the most pervasive threat to the bird
community: songbirds are caught to sell in local markets, and galliforms have been
decimated through industrial snaring. The objectives of this study are to first assess
the status of the ground-foraging bird community in the central Annamites, and
second, to understand the factors influencing their distribution at the landscapescale. Data on the bird community was collected using systematic camera trapping
across five areas in Vietnam and Laos. To assess factors that influence avian
distribution, a community occupancy model was built for ground-foraging birds,
incorporating both anthropogenic and environmental covariates. Anthropogenic
covariates included distance to nearest road and level of active snare removal
iv
efforts. Environmental covariates included elevation and a measure of habitat
quality derived from high-resolution RapidEye® satellite imagery. Furthermore, the
parameter estimates from the community occupancy model were used to predict
species-specific distributions and species richness across the study areas. In 17042
camera trapping nights across 136 stations, at least 21 bird species were recorded.
12 ground-foraging species were included in the community occupancy model. Of
the four covariates, elevation had the strongest influence on the occurrence of most
of the 12 species. Three species were found to occur more frequently in lowland
areas, and two species were associated with higher elevations. Crested argus
Rheinardia ocellata, a large ground-dwelling galliform known to be sensitive to
snaring, showed a strong positive response to areas with higher snare removal
efforts. Apart from the rare crested argus we failed to detect four other large
galliforms that historically occurred in this area, including the Critically Endangered
and endemic Edwards’s pheasant Lophura edwardsi. Failure to record these species
suggests their local extinction or at least functional extinction. Thus without
effective snare removal efforts, crested argus will follow other large galliforms in
the landscape to local extirpation. The results also suggest that pittas could
potentially be indirectly impacted by snaring through mesopredator release
mechanisms. Overall, this study provides an updated account of ground-foraging
avian diversity in the central Annamites. The avian species richness map for these
study sites provide a useful visualization to direct anti-poaching efforts and a
community-level baseline to monitor future population trends in the groundforaging avian community.
v
MỤC LỤC
LỜI CẢM ƠN ............................................................................................................ ii
TÓM TẮT ................................................................................................................. iii
ABSTRACT .............................................................................................................. iv
MỤC LỤC ................................................................................................................. vi
DANH MỤC CÁC KÝ HIỆU VÀ CHỮ VIẾT TẮT ............................................. viii
DANH MỤC CÁC HÌNH VẼ, ĐỒ THỊ ................................................................... ix
DANH MỤC CÁC BẢNG..........................................................................................x
MỞ ĐẦU .....................................................................................................................1
CHƯƠNG 1: TỔNG QUAN .......................................................................................4
1.1. Trung Trường Sơn và sự suy giảm hệ động vật ..............................................4
1.2. Đối tượng nghiên cứu ......................................................................................7
1.2.1. Các loài chim trĩ .......................................................................................7
1.2.2. Các loài chim đuôi cụt ..............................................................................8
1.2.3. Các loài chim khác kiếm ăn ở mặt đất .....................................................9
1.3. Khảo sát bẫy ảnh ............................................................................................14
1.4. Mô hình xác suất hiện diện ............................................................................15
1.4.1. Mô hình xác suất hiện diện đơn loài.......................................................17
1.4.2. Mô hình xác suất hiện diện quần xã / đa loài .........................................19
CHƯƠNG 2: PHƯƠNG PHÁP ................................................................................21
2.1. Thời gian thực hiện ........................................................................................21
2.2. Khu vực nghiên cứu .......................................................................................21
2.3. Dụng cụ nghiên cứu và phần mềm ................................................................23
2.4. Thiết kế nghiên cứu .......................................................................................24
2.5. Đặt bẫy ảnh ....................................................................................................25
2.6. Thu thập các biến ...........................................................................................26
2.7. Quản lý và định danh hình ảnh từ bẫy ảnh ....................................................27
2.8. Phân tích xác suất hiện diện quần xã .............................................................28
2.9. Giải đoán ........................................................................................................31
CHƯƠNG 3: KẾT QUẢ ...........................................................................................33
3.1. Danh lục loài và xác suất hiện diện của từng loài chim kiếm ăn ở mặt đất ..33
3.2. Ảnh hưởng của các biến đến các loài chim kiếm ăn ở mặt đất .....................37
vi
3.3. Các bản đồ dự đoán........................................................................................39
CHƯƠNG 4: THẢO LUẬN .....................................................................................44
4.1. Danh lục loài và hiện trạng của các loài ........................................................44
4.2. Các yếu tố ảnh hưởng đến sự phân bố của các loài chim kiếm ăn ở mặt đất ở
mức độ cảnh quan .................................................................................................49
4.3. Giải đoán ........................................................................................................52
CHƯƠNG 5: KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ ............................................................53
5.1. Kết luận ..........................................................................................................53
5.2. Kiến nghị ........................................................................................................54
TÀI LIỆU THAM KHẢO .........................................................................................56
PHỤ LỤC ..................................................................................................................67
vii
DANH MỤC CÁC KÝ HIỆU VÀ CHỮ VIẾT TẮT
BCI: Khoảng tin cậy Bayes
CarBi: Carbon và Đa dạng sinh học
CI: Khoảng tin cậy
CR: Cực kỳ nguy cấp
EN: Nguy cấp
GIS: Hệ thống thông tin địa lý toàn cầu
GPS: Hệ thống định vị toàn cầu
IUCN: Liên minh Bảo tồn Thiên nhiên Quốc tế
KBT: Khu bảo tồn thiên nhiên
KBTQG: Khu bảo tồn quốc gia
Lào: Cộng hoà Dân chủ Nhân dân Lào
LC: Ít quan tâm
Leibniz-IZW: Viện nghiên cứu Động vật hoang dã Leibniz
NT: Gần bị đe dọa
PAO: Phần trăm diện tích loài hiện diện
PFES: Dịch vụ chi trả môi trường rừng
Sách đỏ IUCN: Danh lục đỏ IUCN về các loài bị đe dọa
Việt Nam: Cộng hòa Xã hội Chủ nghĩa Việt Nam
VQG: Vườn quốc gia
VU: Dễ tổn thương
WWF: Quỹ Quốc tế Bảo vệ Thiên nhiên
viii
DANH MỤC CÁC HÌNH VẼ, ĐỒ THỊ
Hình 1.1: Số lượng các bài báo hằng năm cùng đề cập đến cụm từ “occupancy
model” và “camera-trap” trên Google Scholar kể từ năm 2002
Hình 2.1: Vị trí các điểm đặt bẫy ảnh trong năm khu vực nghiên cứu ở Trung
Trường Sơn
Hình 2.2: Các lớp biến được sử dụng để thực hiện giải đoán
Hình 3.1: Mối tương quan giữa xác suất hiện diện của từng loài với độ cao, chất
lượng rừng, khoảng cách đến đường, và mức độ bảo vệ
Hình 3.2: Bản đồ giải đoán phân bố và vị trí ghi nhận của từng loài: Gà so họng
hung, Gà so trung bộ, Gà so họng trắng, Gà rừng
Hình 3.3: Bản đồ giải đoán phân bố và vị trí ghi nhận của từng loài: Gà lôi trắng,
Trĩ sao, Đuôi cụt đầu xám, Đuôi cụt bụng vằn
Hình 3.4: Bản đồ giải đoán phân bố và vị trí ghi nhận của từng loài: Cu luồng, Hoét
vàng, Sáo đất, Hoét xanh
Hình 3.5: Bản đồ giải đoán độ giàu loài
ix
DANH MỤC CÁC BẢNG
Bảng 1.1: Các loài chim trĩ và chim đuôi cụt từng được ghi nhận / được cho là có
hiện diện ở Trung Trường Sơn
Bảng 1.2: Các loài chim không sống ở mặt đất nhưng được cho là loài kiếm ăn ở
mặt đất dựa trên kết quả từ khảo sát bẫy ảnh của nghiên cứu này
Bảng 2.1: Tóm tắt các biến được sử dụng trong mô hình xác suất hiện diện quần xã
và giải đoán phân bố
Bảng 3.1: Các loài chim ghi nhận được từ khảo sát bẫy ảnh trong nghiên cứu này
Bảng 3.2: Tóm tắt về các ghi nhận và ước lượng xác suất hiện diện hậu nghiệm của
từng loài chim kiếm ăn ở mặt đất
Bảng 3.3: Các loài chim trĩ và các loài chim đuôi cụt không ghi nhận được trong
nghiên cứu này – “các loài bị thiếu”
Bảng 3.4: Tóm tắt POA được giải đoán của từng loài
x
MỞ ĐẦU
Dãy Trường Sơn nằm dọc biên giới Việt Nam và Lào là nơi chứa đựng một
hệ động thực vật có mức độ đặc hữu đặc biệt cao [5], [95], [106]. Các khu rừng mưa
nhiệt đới ở vùng sinh thái (ecoregion) này có một quần xã chim sống ở mặt đất
(ground-dwelling birds) đa dạng, trong đó có các loài cần ưu tiên bảo tồn như Gà lôi
lam mào trắng Lophura edwardsi, Trĩ sao Rheinardia ocellata, và Công Pavo
muticus [104]. Tuy nhiên, động vật hoang dã trong toàn bộ vùng sinh thái Trường
Sơn đang bị suy thoái do mất sinh cảnh sống và tình trạng săn bắt quá mức. Trong
các thập kỷ trước, các khu rừng ở khu vực này đã bị tàn phá vì chiến tranh và vì
mục đích phục vụ cho phát triển nông nghiệp và các khu dân cư. Thêm vào đó, các
mạng lưới hạ tầng giao thông ngoài việc trực tiếp gây ra mất và chia cắt sinh cảnh
sống, chúng còn giúp tạo điều kiện để cho tình trạng săn bắt trái phép tăng mạnh
trong các khu bảo tồn nhằm đáp ứng cho nhu cầu sử dụng các sản phẩm từ động vật
hoang dã rất cao ở khu vực Đông Dương [7], [55]. Ở thời điểm hiện nay, mối đe
dọa chính đến sự tồn tại của các loài động vật sống ở mặt đất – bao gồm các loài
chim có kích thước lớn như Công và Gà lôi lam mào trắng – là săn bắt trái phép
bằng bẫy dây phanh [39], [55], [95], [106]. Mặc dù những thợ săn có thể không
nhắm vào các loài chim được nêu trên nhưng các loài này vẫn bị suy giảm do tình
trạng đặt bẫy dây phanh bừa bãi [31], [74]. Chính sức ép rất cao từ bẫy bắt bằng dây
phanh ở khu vực Trường Sơn đã tạo ra ngày càng nhiều “khu rừng trống" (empty
forest) [39], [86], [94] – nơi có điều kiện sinh thái phù hợp nhưng lại thiếu sự hiện
diện của nhiều loài động vật có xương sống do chúng đã bị tận diệt bởi săn bắt.
Để bảo vệ các loài động vật sống ở mặt đất, bao gồm các loài chim đang bị
đe dọa, giải pháp cấp bách là phải tăng cường hoạt động thực thi pháp luật, đặc biệt
là tháo gỡ bẫy dây phanh ở những nơi mà các loài sinh sống. Tuy nhiên, việc thiếu
các thông tin về phân bố của các loài được ưu tiên bảo tồn đang cản trở chúng ta
trong việc định hướng cho các đội gỡ bẫy dây phanh. Hơn nữa, mặc dù một số sáng
kiến bảo tồn đã được triển khai ở khu vực Trường Sơn – bao gồm thành lập các khu
bảo tồn loài, tăng cường thực thi pháp luật, và chương trình Chi trả dịch vị môi
1
trường rừng (PFES) – nhưng hiện tại vẫn chưa có công cụ hiệu quả nào để đánh giá
tác động của các hoạt động này đến sự đa dạng các loài động vật có xương sống
[34], [75], [82]. Để đánh giá sự hiệu quả của hoạt động bảo tồn, các chỉ số sinh học
– như độ đa dạng loài, độ phong phú, và độ giàu loài – nên được sử dụng. Tuy
nhiên, các thông số này có thể sẽ rất tốn kém hoặc không khả thi ngoài thực địa để
có thể thu thập trên một diện tích lớn [68], đặc biệt là ở trong các khu rừng nhiệt đới
ẩm thường xanh ở dãy Trường Sơn nơi mà phần lớn các loài có tập tính nhút nhát
và hiện diện với mật độ thấp. Để giải quyết được các thách thức về khảo sát thực
địa – cụ thể là ở rừng mưa nhiệt đới ẩm nơi mà các phương pháp quan sát trực tiếp
như khảo sát theo tuyến (line transects) hay đếm điểm (point counts) khó có thể
được thực hiện một các hiệu quả – các bẫy ảnh được sử dụng để nghiên cứu [1],
[80]. Một trong những ưu điểm chính của dữ liệu từ bẫy ảnh là chúng có thể được
phân tích trong khuôn khổ của phương pháp phân tích xác suất hiện diện (siteoccupancy). Phương pháp phân tích xác suất hiện diện được áp dụng cho dữ liệu ở
dạng ghi nhận được / không ghi nhận được (detection / non-detection) và cho phép
người nghiên cứu ước lượng được xác suất một loài có mặt ở trong một khu vực
trong khi có thể tính toán được sự khác biệt về xác suất phát hiện giữa các loài và
các khu vực [68].
Mục tiêu chính của nghiên cứu này là ước lượng xác suất hiện diện quần xã
chim kiếm ăn ở mặt đất (trong đó có các loài hoạt động ở mặt đất) và tìm hiểu các
yếu tố ảnh hưởng đến sự hiện diện của các loài ở mức độ cảnh quan ở Trung
Trường Sơn. Kết quả của nghiên cứu này cung cấp các thông tin quan trọng về hiện
trạng của các loài quan tâm cũng như là thông tin về các yếu tố về con người và tự
nhiên ảnh hưởng sự phân bố của các loài. Thông tin về sự liên hệ giữa loài và yếu tố
môi trường (tương quan) được sử dụng để giải đoán phân bố của các loài trong toàn
bộ khu vực nghiên cứu. Các kết quả giải đoán này được dùng đễ hỗ trợ cho các hoạt
động quản lý bảo tồn ở cảnh quan Trung Trường, cụ thể là định hướng các hoạt
động tuần tra chống săn bắt động vật trái phép. Nghiên cứu này còn cung cấp một
bộ dữ liệu nền đầu tiên về quần xã chim kiếm ăn ở mặt đất mà có thể được sử dụng
2
để đánh giá các nỗ lực bảo tồn ở khu vực nghiên cứu. Các nội dung nghiên cứu cụ
thể của luận văn này gồm:
(1) Tìm hiểu sự phân bố và hiện trạng của các loài chim kiếm ăn ở mặt đất ở
năm khu vực nghiên cứu thuộc cảnh quan Trung Trường Sơn dựa trên dữ
liệu thu được từ khảo sát bẫy ảnh có hệ thống.
(2) Tìm hiểu sự ảnh hưởng của các yếu tố con người và tự nhiên đến quần xã
chim sống ở mặt đất.
(3) Giải đoán phân bố của từng loài và độ giàu loài ở mức độ cảnh quan.
3
CHƯƠNG 1: TỔNG QUAN
1.1. Trung Trường Sơn và sự suy giảm hệ động vật
Các khu rừng ẩm thường xanh của Trung Trường Sơn, một phần của dãy
Trường Sơn, có mức độ đa dạng và đặc hữu cao. Đáng chú ý là một số loài đặc hữu
được miêu tả gần đây như Sao la Pseudoryx nghetinhensis, Mang lớn Muntiacus
vuquangensis, và Thỏ vằn Nesolagus timminsi [102], [104]. Nơi này còn là nơi sống
của nhiều loài chim đặc hữu và quý hiếm như Gà lôi lam mào trắng, một loài đặc
hữu và cực kỳ nguy cấp [31], [104]. Trong hai thập kỷ gần đây, các nỗ lực bảo tồn
và khảo sát đa dạng sinh học được thực hiện nhằm nghiên cứu và bảo vệ giá trị đa
dạng sinh học ở nơi đây. Tuy nhiên, giống như nhiều nơi khác ở khắp Đông Nam Á,
đa dạng sinh học ở Trung Trường Sơn đang phải đối mặt với cuộc khủng hoảng
tuyệt chủng gây ra bởi tình trạng phá rừng và săn bắt trái phép trên diện rộng.
Nhiều nghiên cứu đã nêu bật đặc điểm đa dạng sinh học đặc biệt của Trung
Trường Sơn và các mối đe dọa mà khu vực này đang đối mặt [50], [51], [53], [66],
[104]. Diện tích rừng ở cảnh quan này đã bị suy giảm nhanh chóng trong vòng 50
năm trở lại đây do bị tàn phá bởi chất độc hóa học trong chiến tranh; khai thác gỗ,
mở rộng đất nông nghiệp và các khu dân cưu vào những năm 1980 và 1990; và tình
trạng phá rừng trái phép thời điểm hiện tại [62], [110]. Kết quả là rừng nguyên sinh
của chỉ còn lại 0.8% trên tổng diện tích rừng của Việt Nam [46]. Ở phía bên kia
biên giới, một số khu rừng có diện tích lớn của Lào vẫn chưa bị khai thác hay ít bị
tác động của con người nhưng các khu rừng này đang đối mặt với tình trạng phá
rừng và khai thác khoáng sản ngày càng tăng, và nếu như không có các biện pháp
bảo vệ, trong tương lai gần, thì rừng ở Lào cũng sẽ bị suy giảm tới mức như ở Việt
Nam [50], [90], [100]. Trong vòng 10 năm trở lại đây, diện tích che phủ rừng ở Việt
Nam có tăng nhờ quyết định đóng cửa rừng của Chính phủ Việt Nam và việc cải
thiện thực thi pháp luật đối với các vi phạm liên quan đến phá rừng trái phép [71].
Tuy nhiên, cần phải lưu ý rằng một phần đáng kể độ che phủ rừng tăng lên đến từ
4
việc trồng đơn canh một số loại cây chứ không phải là sự gia tăng diện tích rừng tự
nhiên [71].
Mối đe dọa lớn nhất trong thời điểm hiện tại đối với các loài động vật trên
cạn có kích thước lớn ở Trường Sơn là săn bắt để cung cấp cho thị trường buôn bán
động vật hoang dã trái phép [55]. Hoạt động săn bắt trái phép đã gây ra sự tuyệt
chủng cho ít nhất 12 loài động vật có xương sống ở Việt Nam [91]. Các loài đã
tuyệt chủng hoặc tuyệt chủng về mặt chức năng ở Trường Sơn gồm có: Sao la, Hổ
Panthera tigris, Báo Panthera pardus, Báo gấm Neofelis nebulosa, Hươu vàng Axis
porcinus, và Tê giác một sừng Rhinoceros sondaicus [51] – đây chỉ là một số loài
tiêu biểu. Bẫy bắt bằng dây phanh là một trong những phương thức săn bắt phổ biến
nhất [51]. Các bẫy dây phanh có giá rẻ và dễ dàng được cài đặt. Hơn nữa, hầu như
không có các quy định pháp luật nào hạn chế việc mua bán và sử dụng dây phanh
nên những thợ săn có thể mua và mang vật liệu này vào trong rừng mà không sợ bị
xử phạt nặng. Việc bẫy bắt bằng dây phanh hiện tại đang ở mức độ khó có thể chấp
nhận: ở trong hai khu bảo tồn thiên nhiên được xem là được bảo vệ tốt nhất ở Trung
Trường Sơn, hơn 75,000 cái bẫy dây phanh đã được tháo gỡ trong khoảng thời gian
năm từ 2012 đến 2017 [51] – và con số này mới chỉ phản ánh một phần của toàn bộ
bẫy dây phanh trong rừng. Kết quả của tình trạng bẫy bắt quá mức là nhiều khu
rừng ở Trung Trường Sơn nói riêng và Việt Nam nói chung đang hứng chịu “hội
chứng rừng trống” [86], nơi có hệ sinh thái phù hợp nhưng không có nhiều loài
động vật trên cạn sinh sống do chúng đã biến mất bởi tình trạng săn bắn quá mức. Ở
Việt Nam, các khu bảo tồn ở Trung Trường Sơn có sự khác nhau về mức độ thực thi
pháp luật và nỗ lực gỡ bẫy dây phanh – nhưng thậm chí ở những khu vực được bảo
vệ tốt nhất thì tình trạng sử dụng bẫy dây phanh tràn lan vẫn diễn ra. Ở Lào, mặc dù
dân số nhìn chung là thấp (so với Việt Nam) và có nhiều khu bảo tồn có diện tích
lớn nhưng bẫy bắt bằng dây phanh cũng dần trở nên phổ biến. Bẫy bắt bằng dây
phanh ở các khu bảo tồn của Lào đang tăng trong những năm gần đây, cụ thể là tại
các khu rừng nằm liền kề với biên giới Việt Nam ngày càng cạn kiệt động vật hoang
dã [100]. Hơn nữa, với việc thiếu các hoạt động thực thi pháp luật hiệu quả, các khu
5
rừng biên giới của Lào có thể sẽ phải đối mặt với tình trạng “rừng trống” như nhiều
khu rừng ở Việt Nam.
Mặc dù đã có nhiều báo cáo về tác động tiêu cực của bẫy bắt bằng dây phanh
đến các loài thú trên cạn nhưng phương pháp săn bắt này cũng gây hại cho các loài
chim sống ở mặt đất [31], [53], [95]. Loài Công được cho là đã tiệt chủng cục bộ ở
Trung Trường Sơn [97], và loài Gà lôi lam mào trắng đặc hữu cũng đã không được
ghi nhận từ năm 2000 [8] và được cho là tuyệt chủng trong tự nhiên [49]. Không
giống như các loài chim thuộc bộ Passeriformes (song birds) là những loài bị bắt
với mục đích buôn bán làm chim cảnh ở Lào và Việt Nam, các loài chim sống ở mặt
đất vô tình bị mắc trong các bẫy dây phanh được đặt trong rừng với mục đích là để
bẫy các loài thú lớn sống ở mặt đất, đặc biệt là các loài thú có giá trị cao trên thị
trường buôn bán động vật hoang dã trái phép [31], [49]. Một số sáng kiến bảo tồn
đã và đang được thực hiện nhằm cố gắng ngăn chặn các ảnh hưởng tiêu cực từ bẫy
dây phanh ở khu vực Trung Trường Sơn. Các giải pháp có thể kể đến gồm có thành
lập mới hai khu bảo tồn (KBT Sao la Huế và KBT Sao la Quảng Nam) và mở rộng
diện tích VQG Bạch Mã. Thêm vào đó, các đội chuyên trách gỡ bẫy dây phanh trên
diện rộng ở KBTQG Xe Sap và hai khu bảo tồn Sao la đã được triển khai như là
một phần của một dự án hợp tác lớn của KfW và WWF – Dự án Carbon và Đa dạng
sinh học hay còn được gọi tắt là CarBi [6]. Cũng trong dự án này, chương trình Chi
trả dịch vụ môi trường rừng (PFES) cũng đã được thực hiện đễ hỗ trợ các cộng
đồng quanh các khu bảo tồn và cung cấp kinh phí cho các hoạt động bảo tồn [6].
Tuy nhiên, do thiếu một bộ dữ liệu cơ sở về hiện trạng bảo tồn của các loài và
không có bất cứ một khảo sát có hệ thống nào được thực hiện trước đó, hiệu quả của
các sáng kiến bảo tồn trên đối với các loài chim kiếm ăn ở mặt đất vẫn còn chưa
được biết rõ. Một bộ dữ liệu cơ sở là rất cần thiết để có thể đánh giá một cách toàn
diện các tác động của các hoạt động bảo tồn đến biến động quần thể của các loài
trong khuôn khổ quản lý có điều chỉnh (adaptive management). Do dó, mặc dù
trong luận văn này tôi chỉ có thể so sánh kết quả giữa các khu vực có mức độ khác
nhau về nỗ lực gỡ bẫy dây phanh, nhưng dựa trên kết quả của nghiên cứu này, các
6
khảo sát có hệ thống trong tương lai ở cảnh quan Trung Trường Sơn có thể sẽ giúp
đánh giá chính xác hơn hiệu quả của các sáng kiến bảo tồn ở vùng cảnh quan này
bao gồm hoạt cả các nỗ lực gỡ bẫy dây phanh.
1.2. Đối tượng nghiên cứu
Đối tượng nghiên cứu của luận văn này là các loài chim kiếm ăn ở mặt đất
(ground-foraging birds). Các loài kiếm ăn ở mặt đất được định nghĩa là các loài
chim sống ở mặt đất (ground-dwelling birds) và không sống ở mặt đất (nonterrestrial birds) có sử dụng một phần đáng kể thời gian để kiếm ăn ở mặt đất hoặc
gần mặt đất. Các loài sống ở mặt đất được tìm thấy ở tầng thấp nhất của các hệ sinh
thái rừng – nền rừng (forest floor strata) và dành phần lớn thời gian để di chuyển,
kiếm ăn và trong một vài trường hợp là làm tổ ở mặt đất. Trong rừng thường xa lá
rộng của Trung Trường Sơn, phần lớn các loài chim sống ở mặt đất là các loài chim
trĩ (các loài trong bộ Bộ Galliformes) và các loài chim đuôi cụt (các loài trong Họ
Pittidae – Bộ Passeriformes). Các loài không sống ở mặt đất nhưng vẫn thuộc nhóm
kiếm ăn ở mặt đất gồm nhiều loài thuộc nhiều họ và bộ khác nhau.
Các loài chim kiếm ăn ở mặt đất đóng vai trò quan trọng trong các hệ sinh
thái rừng nhiệt đới. Chúng là nguồn thức ăn của các loài động vật ăn thịt lớn hơn, là
các loài phát tán hạt giống quan trọng, và có thể giúp kiểm soát các loài gây hại nhất
định [72]. Sự tuyệt chủng của các loài chim này sẽ chắc chắn phần nào ảnh hưởng
tiêu cực đến cấu trúc và chức năng của các hệ sinh thái. Đối với loài đặc hữu như
Gà lôi lam mào trắng, sự tuyệt chủng cục bộ ở Trung Trường Sơn đồng nghĩa với sự
tuyệt chủng trong tự nhiên trên toàn thế giới. Để bảo vệ các loài chim này thì việc
hiểu rõ hiện trạng quần thể, phân bố và các yếu ảnh hưởng đến sự phân bố của
chúng là rất quan trọng.
1.2.1. Các loài chim trĩ
Bộ Galliformes được xem là một trong những bộ đang bị đe dọa cao nhất của
lớp Aves. Khoảng 25% số loài của bộ này đang đối mặt với nguy cơ tuyệt chủng
7
[31], [74]. Ở Việt Nam, chỉ có một họ thuộc Bộ Galliformes, Họ Pheasanidae – Họ
Trĩ, với ít nhất 20 loài [31]. Khu vực Trung Trường Sơn là nơi sống của ít nhất của
13 loài chim trĩ (Bảng 1.1), và được xem là một trong những nơi có mức độ đa dạng
các loài chim trĩ cao nhất ở Đông Nam Á [31], [49]. Tuy nhiên, Trung Trường Sơn
cũng được đưa vào danh sách những nơi mà các loài chim trĩ có nguy cơ tuyệt
chủng cao nhất ở Đông Nam Á [49]. Ví dụ, trong vòng 10 năm trở lại đây, chưa có
bất cứ ghi nhận đáng tin cậy (loài được quan sát trực tiếp bởi người có chuyên môn,
được chụp ảnh, và được tìm thấy nhờ các bằng chứng về di truyền) về loài Gà lôi
lam mào trắng và Công [8], [97] ở Trung Trường Sơn. Ngoài ra, gần như chắc chắn
là một số loài chim trĩ khác cũng đang bị biến mất khỏi khu vực này [31].
Ở những nơi không có tình trạng bẫy bắt bằng dây phanh, các loài chim trĩ có
thể sống ở nhiều dạng sinh cảnh khác nhau từ rừng trên núi cao xuống tới các khu
rừng lá rộng thường xanh nhiệt đới đất thấp [31], [95] và thậm chí có thể thích nghi
với các hệ sinh thái bị suy thoái hoặc bị tác động bởi con người [31]. Tại những nơi
có bẫy dây phanh, không phải tất cả loài trĩ đều bị ảnh hưởng bởi của hình chức săn
bắt này như nhau. Các loài chim trĩ có kích thước nhỏ, như các loài gà so
Arborophila spp., có thể không bị đe dọa trực tiếp bởi phương thức săn bắt này và
như vậy chúng có thể chịu được phần nào áp lực từ tình trạng bẫy bắt bằng dây
phanh quá mức ở Trung Trường Sơn.
1.2.2. Các loài chim đuôi cụt
Họ Pittidae là nhóm chim sống ở mặt đất có kích thước nhỏ với các đặc điểm
đặc trưng là đuôi ngắn và có bộ lông sặc sỡ [44]. Ở Việt Nam, có ít nhất chín loài
chim đuôi cụt và chúng có vùng phân bố rộng trên cả nước [56], [87]. Chúng sống ở
nhiều dạng sinh cảnh khác nhau từ rừng nguyên sinh đến cả rừng trồng, và chúng
cũng được ghi nhận ở rừng khô bán rụng lá, rừng ẩm thường xanh và rừng trên núi
cao [87]. Mặc dù phần lớn các loài chim đuôi cụt làm tổ trên cây nhưng nơi kiếm ăn
chính của chúng là ở mặt đất. Giun đất chiếm tỉ lệ cao trong thức ăn của các loài
đuôi cụt [48], [58], [60]. Có ít nhất bảy loài đuôi cụt được cho là hiện diện ở khu
vực Trung Trường Sơn (Bảng 1.1), và vùng sinh thái này là một trong những nơi
8
phân bố quan trọng của nhóm đuôi cụt. Ngoài các ghi nhận rời rạc từ các khảo sát
nhanh đa dạng sinh học ở trong khu vực này trong hai thập kỷ gần đây [50], [64],
[66], [105], thì hầu như không có bất cứ nhiên cứu nào về hiện trạng quần thể và
phân bố của các loài chim đuôi cụt ở Trung Trường Sơn.
Các loài chim đuôi cụt có kích thước cơ thể nhỏ, khoảng 16-25 cm, và chúng
có thể không bị ảnh hưởng trực tiếp bởi tình trạng bẫy bắt bằng dây phanh trong
khu vực này. Ngoài ra, cũng không có bất cứ bằng chứng nào cho thấy các loài này
là mục tiêu bị bắt để làm cảnh [42], [43]. Do đó phần lớn các lài đuôi cụt được cho
là phổ biến hoặc tương đối phổ biến và không bị đe dọa, trừ loài Đuôi cụt bụng đỏ
Pitta nympha được xếp vào nhóm Vulnerable của Sách đỏ IUCN [9], [87]. Trong
nghiên cứu này, dữ liệu từ khảo sát bẫy ảnh được sử dụng để tìm hiểu về phân bố và
hiện trạng của các loài đuôi cụt và như vậy sẽ kiểm tra được giả thuyết các loài này
không bị ảnh hưởng mạnh bởi tình trạng bẫy bắt bằng dây phanh quá mức.
1.2.3. Các loài chim khác kiếm ăn ở mặt đất
Ngoài các loài chim sống ở mặt đất, một số loài chim thuộc nhiều bộ khác
nhau cũng xuống mặt đất để kiếm ăn. So sánh với các loài chim trĩ và đuôi cụt, các
loài này có thời gian ở nền rừng thấp hơn. Tuy nhiên chúng vẫn sử dụng một phần
đáng kể thời gian của chúng để kiếm ăn ở mặt đất. Ở khu vực Trung Trường Sơn,
thông tin về sinh thái của các loài chim kiếm ăn ở mặt đất này là rất ít nên dữ liệu từ
nghiên cứu này có thể bổ sung thêm thông tin hữu ích. Khả năng phát hiện được các
loài chim sống dựa vào ổ sinh thái ở nền rừng của bẫy ảnh vẫn chưa được hiểu rõ
[79], và có khả năng hướng tiếp cận phân tích bằng mô hình xác suất hiện diện sẽ
ước lượng thấp hơn so với mức độ hiện diện thực tế của các loài này. Để giảm thiểu
vấn đề này, nghiên cứu này sử dụng ngưỡng tối thiểu là tám ghi nhận (ngưỡng dưới
của 95% CI của các ghi nhận từ các loài chim trĩ và các loài chim đuôi cụt) cho các
loài được xem là chim kiếm ăn ở mặt đất. Loài có số ghi nhận vượt qua ngưỡng này
được đưa vào mô hình phân tích, bao gồm Cu luồng Chalcophaps indica, Hoét vàng
9
Geokichla citrina, Hoét xanh Myophonus caeruleus, và Sáo đất Zoothera dauma
(Bảng 1.2).
Giống như các loài đuôi cụt, phần lớn các loài nêu trên đều có kích thước cơ
thể nhỏ và cũng có khả năng không bị ảnh hưởng trực tiếp từ bẫy dây phanh. Cũng
không có bằng chứng đủ chắc chắn cho thấy chúng là đối tượng của hoạt động buôn
bán động vật hoang dã [43]. Tuy nhiên, có một khả năng là tình trạng bẫy bắt bằng
dây phanh gián tiếp ảnh hưởng thông qua hiện tượng “mesopredator release”–hiện
tượng tăng mạnh quần thể các loài săn mồi bậc thấp đặc biệt các loài thú ăn thịt nhỏ
và gặm nhấm kiếm ăn bằng cách săn các loài chim ở mặt đất và trứng của chúng
[37], [48], [81]. Do không có dữ liệu cơ sở từ trước nên cũng sẽ rất khó chứng minh
được giả thuyết này. Với kết quả được cung cấp từ nghiên cứu này thì có thể nghiên
cứu được hiện tượng thay đổi cấu trúc bậc dinh dưỡng phức tạp này trong hệ sinh
thái trong tương lai.
10
Bảng 1.1: Các loài chim trĩ và chim đuôi cụt từng được ghi nhận / được cho là có hiện diện ở Trung Trường Sơn
Tên khoa học
Tên thông thường
Sách đỏ
IUCN
Trọng lượng
(g)
Độ cao (m)
1
Francolinus pintadeanus
Đa đa
LC
284 – 310
2
Coturnix japonica
Cay nhật bản
NT
3
Synoicus chinensis
Cay trung quốc
4
Arborophila rufogularis
5
Sinh cảnh **
Tham khảo
0 – 1800
GL
[10], [66], [70], [104]
90
0 – 500
GL
[11], [66], [70], [104]
LC
35 – 41
0 – 1300
GL
[12], [57], [70], [104]
Gà so họng hung
LC
261 – 430
1000 – 2590
EF
[13], [66], [70], [104]
Arborophila brunneopectus
Gà so họng trắng
LC
268 – 317
500 – 1800
EF
[14], [66], [70], [104]
6
Arborophila merlini*
Gà so trung bộ
LC
250 – 290
0 – 600
EF
[66], [70], [104]
7
Gallus gallus
Gà rừng
LC
485 – 1450
0 – 2000
EF, SF, DF, BF, GL
[15], [57], [66], [104]
8
Lophura nycthemera
Gà lôi trắng
LC
1150 – 1725
500 – 2200
EF, SF
[16], [66], [70], [104]
9
Lophura edwardsi
Gà lôi lam mào trắng
CR
1050 – 1115
0 – 300
EF
[8], [66], [70], [104]
10
Lophura diardi
Gà lôi hông tía
LC
680 – 1420
0 – 1150
EF, SF, DF
[17], [66], [70], [104]
11
Polyplectron bicalcaratum
Gà tiền mặt vàng
LC
460 – 910
0 – 2320
EF
[18], [70], [104]
12
Rheinardia ocellata
Trĩ sao
NT
na
0 – 1900
EF
[19], [66], [70], [104]
13
Pavo muticus
Công
EN
1060 – 5000
0 – 2100
EF, SF, DF, GL
[20], [66], [70], [104]
14
Hydrornis phayrei
Đuôi cụt nâu
LC
na
0 – 1500
EF, SF, DF
[21], [87]
11
15
Hydrornis soror
Đuôi cụt đầu xám
LC
102 –120
0 – 1700
16
Hydrornis oatesi
Đuôi cụt đầu hung
LC
117 –124
380 – 2565
17
Hydrornis cyaneus
Đuôi cụt xanh
LC
99 – 120
18
Hydrornis elliotii
Đuôi cụt bụng vằn
LC
19
Pitta nympha
Đuôi cụt bụng đỏ
20
Pitta moluccensis
Đuôi cụt cánh xanh
EF, SF, DF
[22], [87]
EF
[23], [87]
0 – 1890
EF, SF
[24], [87]
85 – 97
0 – 800
EF, BF
[25], [87]
VU
67 – 155
0 – 1000
EF
[9], [87]
LC
54 – 146
0 – 800
EF, SF, MG
[26], [87]
* Phân loại học của loài này vẫn chưa rõ ràng và hiện tại được xem là một phân loài của loài Arborophila chloropus [31], [57]
** EF = rừng thường xanh, SF = rừng bán thường xanh, DF = rừng khộp, BF = rừng lồ ô – tre nứa, GL = trảng cỏ, MG = rừng ngập mặn
12
Bảng 1.2: Các loài chim không sống ở mặt đất nhưng được cho là loài kiếm ăn ở mặt đất dựa trên kết quả từ khảo sát bẫy ảnh
của nghiên cứu này
Tên khoa học
Tên thông
thường
Sách đỏ
IUCN
Trọng lượng
(g)
Độ cao (m)
Sinh cảnh *
Tham khảo
1
Chalcophaps indica
Cu luồng
LC
89 – 171
0 – 1500
EF, SF, DF, BF, GL
[27], [56], [87]
2
Geokichla citrina
Hoét vàng
LC
47 – 67
250 – 2300
EF
[28], [56], [87]
3
Myophonus caeruleus
Hoét xanh
LC
136 – 231
1000 – 4000
EF
[29], [56], [87]
4
Zoothera dauma
Sáo đất
LC
88 – 130
1000 – 2590
EF, CF
[30], [56], [87]
* EF = rừng thường xanh, SF = rừng bán thường xanh, DF = rừng khộp, BF = rừng lồ ô – tre nứa, GL = trảng cỏ, CF = rừng lá kim
13
1.3. Khảo sát bẫy ảnh
Khảo sát bẫy ảnh là phương pháp khảo sát không gây hại cho động vật được
sử dụng rộng rãi trong nghiên cứu. Phương pháp này đặc biệt thích hợp để phát hiện
các loài quý hiếm, khó phát hiện và khó nghiên cứu bằng các phương pháp quan sát
trực tiếp [1], [2], [4], [36], [80], [98]. Khảo sát bẫy ảnh có lợi thế với khả năng tích
lũy lượng lớn dữ liệu với nỗ lực tối thiểu từ người nghiên cứu, và thích hợp cho các
khảo sát ở các khu vực xa xôi [2]. Kết quả từ nhiều nghiên cứu khác nhau có sử
dụng bẫy ảnh đã cho thấy phương pháp này có thể cung cấp thông tin về phân bố,
tập tính và tương quan giữa loài với các yếu tố con người và tự nhiên [80], [92]. Dữ
liệu từ khảo sát bẫy ảnh còn có thể được sử dụng để tính toán nhiều thông số khác
nhau của quần thể và quần xã, và do đó phương pháp này cũng giúp ích cho các
nghiên cứu về biến động quần thể [79].
Khảo sát bẫy ảnh đã được phát triển trong một thời gian dài để nghiên cứu
các loài thú có kích thước trung bình và lớn [1], [36]. Đa số khảo sát sử dụng bẫy
ảnh đều tập trung vào các loài thú có tính biểu tượng như Hổ [79] hoặc được thiết
kế để nghiên cứu quần xã các loài thú nói chung [93], [98]. Tuy nhiên, gần đây một
số nghiên cứu đã cho thấy bẫy ảnh cũng có thể được sử dụng để thu thập thông tin
về các loài chim, đặc biệt là các loài sống ở các mặt đất [72], [79], [108]. Bẫy ảnh
có khả năng ghi nhận nhiều loài chim, từ các loài trĩ và chim ăn thịt cho đến các loài
chim chích và đớp ruồi [36], [79]. Mặc dù các loài này có thể được điều tra bằng
phương pháp đếm điểm và khảo sát theo tuyến truyền thống, nhưng bẫy ảnh lại có
lợi thế rất lớn khi có thể thu thập được nhiều dữ liệu trong khoảng thời gian dài.
Như vậy, dữ liệu về chim từ khảo sát bẫy ảnh không chỉ cung cấp thông tin theo
không gian mà còn theo thời gian.
Trong 20 năm qua, bẫy ảnh đã được sử dụng trong các cuộc điều tra thú ở
Trung Trường Sơn. Do các hạn chế kỹ thuật liên quan đến các loại bẫy ảnh truyền
thống trước đây, lúc đầu chỉ có một số ít máy ảnh được sử dụng trong các nghiên
cứu và do đó chỉ tập trung khảo sát ở các khu vực nhỏ. Các nghiên cứu này thường
14
chỉ cung cấp dữ liệu về sự hiện diện hoặc vắng mặt của các loài thú lớn – thường là
các loài “flagship” [95], [100], [109]. Trong thời gian gần đây, những hạn chế về
công nghệ đã được khắc phục và các nhà nghiên cứu có thể mua được những bẫy
ảnh đủ tin cậy để hoạt động trong thời gian dài trong các diều kiện thực địa khắc
nghiệt. Các loại bẫy ảnh hiện đại này đã được sử dụng chụp ảnh một trong những
loài thú hiếm nhất, loài Sao la (được xếp vào nhóm Critically Endangered của Sách
đỏ IUCN) đặc hữu ở dãy Trường Sơn, vào năm 2013 [103].
Trong nghiên cứu luận văn thạc sĩ này, khảo sát bẫy ảnh được thiết kết theo
một thống dạng lưới để cung cấp dữ liệu sao cho các dữ liệu này có thể được phân
tích bằng mô hình xác suất hiện diện. Các bẫy ảnh được đặt thấp hơn nhiều so với
các nghiên cứu trước đó để đảm bảo rằng các loài chim và thú nhỏ có thể được ghi
nhận. Nghiên cứu này là một phần của một dự án lớn hơn được thực hiện bởi Viện
Nghiên cứu Động vật hoang dã Leibniz (Leibniz-IZW) phối hợp với Quỹ Quốc tế
Bảo vệ Thiên nhiên – Chương trình Việt Nam (WWF-VN) và Quỹ Quốc tế Bảo vệ
Thiên nhiên – Chương trình Lào (WWF-Laos). Khảo sát được tiến hành trên năm
khu vực thuộc cảnh quan Trung Trường Sơn từ năm 2014 đến 2016. Dự án này đã
cung cấp một trong những bộ dữ liệu lớn nhất từng được thu thập về các loài chim
và thú sống ờ mặt đất ở Trung Trường Sơn.
1.4. Mô hình xác suất hiện diện
Một trong những câu hỏi cơ bản nhất trong sinh thái học là sự tương quan
giữa phân bố loài và điều kiện môi trường. Để trả lời câu hỏi này, một phương pháp
tiếp cận bằng mô hình thống kê tương đối mới, với lợi thế hơn hẳn các mô hình
thống kê truyền thống khác khi nó có thể tính toán khả năng phát hiện loài không
hoàn hảo (imperfect detection), được gọi là mô xác suất hiện diện đang được sử
dụng phổ biến [1], [59], [67]. Đối với hầu hết các đối tượng nghiên cứu, khả năng
phát hiện ra chúng không bao giờ đạt tới sự hoàn hảo (perfect detection – nếu loài
có hiện diện tại nơi khảo sát thì xác suất phát hiện được loài là 100%) và do đó xảy
15
ra các tình huống mà loài có mặt ở nơi khảo sát nhưng không được ghi nhận trong
một đợt khảo sát [59], [67]. Trường hợp “không có giả” (false absence) này làm cho
xác suất hiện diện được ước lượng thấp hơn mức độ hiện thực tế của loài hay còn
gọi là sai số âm (negative bias) [59], [68], [69]. Mô hình xác suất hiện diện giúp hạn
chết vấn đề nêu trên.
Xác suất hiện diện được định nghĩa là xác suất mà loài có mặt trong khu vực
nghiên cứu [69], [79]. Một trong những lợi thế chính của mô hình xác suất hiện diện
là cho phép các nhà nghiên cứu có thể tách biệt xác suất hiện diện của loài và xác
suất phát hiện loài (xác suất ghi nhận loài) thành hai quá trình thành phần dựa trên
các ghi nhận dạng nhị phân và có thể mô hình hóa hai quá trình này như là những
phương trình của các biến. Kết quả đầu ra của các mô hình là các ước lượng về xác
suất hiện diện và xác suất phát hiện loài dựa trên các mô hình phù hợp nhất.
Giống như phần lớn các mô hình thống kê khác, mô hình xác suất hiện diện
cũng có các giả định, và những giả định này phải được đáp ứng (hoặc gần như có
thể đáp ứng được) để kết quả được phân tích và diễn giải trong khuôn khổ của
hướng tiếp cận này [67], [68]. Năm giả định của mô hình xác suất hiện diện gồm
có:
(1) trạng thái của xác suất hiện diện phải “đóng” (closed);
(2) điểm khảo sát và các lần thu mẫu lă ̣p la ̣i phải độc lập;
(3) không có “dương tính giả” (false-positives) trong dữ liệu;
(4) không có khác biệt về xác suất hiện diện mà không giải thích được;
(5) không có khác biệt về xác suất phát hiện mà không giải thích được.
Mô hình xác suất hiện diện đã được áp dụng cho nhiều nghiên cứu cho nhiều
taxa khác nhau. Đối với khảo sát bẫy ảnh, có ít nhất 2.189 bài báo cùng đề cập đến
cụm
từ
“occupancy
model”
và
“camera
trap”
trong
Google
Scholar
(scholar.google.com) kể từ năm 2002 (Hình 1.1). Tuy nhiên có rất ít nghiên cứu ở
Việt Nam và Lào sử dụng mô hình thống kê này. Ở Trung Trường Sơn, nghiên cứu
16
đầu tiên sử dụng mô hình xác suất hiện diện là một chương trình giám sát vượn
Nomascus sp. và Trĩ sao dựa trên ghi nhận về âm thanh [53]. Phương pháp phân
tích số liệu này cũng đã được sử dụng để nghiên cứu các loài thú ở Khu bảo tồn
quốc gia Xe Sap của Lào [101]. Cả hai nghiên cứu này điều đã cung cấp những
thông tin quan trọng về phản ứng của các loài động vật đối với các yếu tố tự nhiên
và con người ở khu vực Trung Trường Sơn. Hơn nữa, các nghiên cứu này đã cung
Số bài báo
cấp dữ liệu cơ sở để có thể được kết hợp vào các chương trình giám sát dài hạn.
Năm
Hình 1.1: Số lượng các bài báo hằng năm cùng đề cập đến cụm từ “occupancy
model” và “camera-trap” trên Google Scholar kể từ năm 2002
Để có thể hiểu rõ hơn phương pháp phân tích này tôi giới thiệu ở dưới đây là
mô hình xác suất hiện diện đơn loài cơ bản và mô hình mở rộng của nó–mô hình
xác suất hiện diện quần xã / đa loài.
1.4.1. Mô hình xác suất hiện diện đơn loài
Để ước tính xác suất mà một loài có hiện diện ở nơi khảo sát (hoặc vị trí thu
mẫu) và xác suất phát hiện loài phải tiến hành thu mẫu lă ̣p la ̣i [59], [68], [69]. Lấy
ví dụ một nghiên cứu với năm lần thu mẫu lặp lại (sampling occasions) tại điểm A,
trong đó loài được phát hiện ở lần thu mẫu thứ nhất và lần thu mẫu thứ tư, xác suất
của số liệu quan sát được mô tả trong công thức dưới đây:
17
Pr(hA = 10010) = 𝜓𝑝1 (1 − 𝑝2 )(1 − 𝑝3 )𝑝4 (1 − 𝑝5 )
Trong đó:
- ψ là xác suất hiện diện của một loài
- pi là các xác suất phát hiện được loài ở các lần thu mẫu i
Trong trường hợp không ghi nhận được loài ở cả năm lần lấy mẫu, có hai khả
năng xảy ra: (1) loài không hiện diện ở nơi thu mẫu, và (2) loài có hiện diện tại nơi
thu mẫu nhưng phương pháp thực địa không phát hiện được loài (trường hợp
“không có giả”). Cả hai khả năng trên được đưa vào trong công thức dưới đây:
Pr(hB = 00000) = (1 − ψ) + 𝜓 ∏5𝑖=1(1 − 𝑝𝑖 )
Trong hai công thức trên, các tham số cần được ước tính là ψ, và pi. Có hai
phương pháp để ước tính các tham số này: (1) ước lượng hợp lý cực đại (MLE–
Maximum likelihood estimation), và (2) thống kê Bayes (Bayesian inference) [15],
[78] [59], [68].
Các biến số môi trường có thể được đưa vào mô hình xác suất hiện diện bằng
cách sử dụng hồi quy tuyến tính logit (linear logit regression) [59], [67]:
𝑙𝑜𝑔𝑖𝑡(𝜃𝑖 ) = 𝛽0 + 𝛽1 𝑥𝑖1 + 𝛽2 𝑥𝑖2 +. . . +𝛽𝑈 𝑥𝑖𝑈
Trong đó:
- 𝜃𝑖 là các tham số cần ước tính (𝜓 hoặc p) tại lần thu mẫu i
- 𝑥𝑖1 , 𝑥𝑖2 , ... ,𝑥𝑖𝑈 là các giá trị của các biến U tại các lần thu mẫu i
- 𝛽1 , 𝛽2 , ... , 𝛽𝑈 là các hệ số tương quan thể hiện sự ảnh hưởng của các
biến môi trường đối với các tham số 𝜃𝑖 ;
- 𝛽0 là hệ số chặn (intercept)
Có hai loại biến số có thể được đưa vào mô hình xác suất hiện diện: (1) các
biến của vị trí thu mẫu, trong đó các giá trị của biến khác nhau giữa các vị trí thu
mẫu và (2) biến của các lần thu mẫu, trong đó các giá trị của biến khác nhau giữa
các lần thu mẫu. Xác suất hiện diện ψ chỉ có một loại biến là biến của vị trí thu mẫu,
18
trong khi xác suất phát hiện p có thể có cả hai loại biến nên trên. Sau khi xây dựng
các mô hình xác suất diện với các biến, các mô hình tối ưu nhất có thể được chọn
dựa trên chỉ số AIC (Akaike information criterion) đối với phương pháp ước lượng
hợp lý cực đại, và DIC (deviance information criterion) cho phương pháp ước lượng
bằng thống kê Bayes [35], [41], [59], [68]. Kết quả đầu ra của mô hình là các tham
số được ước lượng bao gồm xác suất hiện diện 𝜓, xác suất phát hiện p, và hệ số
tương quan βi dựa trên các mô hình tối ưu nhất.
Bước cuối cùng trong quá trình phân tích mô hình xác suất hiện diện là
chuyển các kết quả đầu ra của mô hình thành một sản phẩm trực quan thể hiện phân
bố của loài mà có thể hỗ trợ cho các hoạt động bảo tồn ngoài hiện trường [54], [88].
Dữ liệu của các biến dùng để dự đoán có thể được thu thập ở thực địa – biến in-situ
[1]. Tuy nhiên, để thu các biến in-situ thì cần phải có thêm các đợt khảo sát thực địa
(chỉ thu số liệu của các biến) ở những vị trí chưa khảo sát và đây là một thách thức
về mặt hậu cần và kinh phí [78], hoặc là không khả thi nếu người nghiên cứu đặt
mục tiêu là các bản đồ giải đoán phân bố có độ phân giải cao. Rất may là thời điểm
hiện tại các mô hình thống kê đang được hưởng lợi từ sự phát triển của hệ thống
thông tinh địa lý toàn cầu (geographic information systems – GIS) [1], [78]. Một số
biến môi trường hiện tại có thể được trích xuất từ các lớp GIS cho một khu vực
rộng lớn – biến ex-situ [1], [78] và giúp vượt qua các thách thức mà việc thu thập
các biến in-situ gặp phải. Mô hình xác suất hiện diện khi được kết hợp với các biến
ex-situ thì có thể dễ dàng tạo ra các bản đồ dự đoán phân bố cho thấy khả năng xuất
hiện của các loài quan tâm cho toàn bộ khu vực nghiên cứu.
1.4.2. Mô hình xác suất hiện diện quần xã / đa loài
Mặc dù có một số ưu điểm nhất định nhưng mô hình xác suất hiện diện đơn
loài không thể ước tính được xác suất hiện diện của các loài quý hiếm có ít ghi
nhận. Không may là nhiều loài trong nghiên cứu này ở Trung Trường Sơn thuộc
trường hợp này. Để khắc phục vấn đề này, mô hình xác suất hiện diện quần xã
(hoặc còn gọi là mô hình xác suất hiện diện đa loài) – một dạng mở rộng của mô
19
hình xác suất hiện đơn loài – có thể được áp dụng. Mô hình xác suất hiện diện quần
xã lần đầu tiên được sử dụng bởi Dorazio và Royle (2005) [41] và sau đó được sử
dụng rộng rãi cho nhiều taxa khác nhau [33]. Trong mô hình xác suất hiện diện
quần xã, các tham số ước lượng của từng loài trong quần xã được liên kết bằng cách
giả định rằng các tham số này đến từ một phân phối chuẩn (normal distribution) của
một siêu tham số (hyperparameter) của quần xã [93] (Xem chi tiết ở các phương
trình trong chương 2). Bằng cách "mượn" thông tin từ siêu tham số, thông tin từ các
loài có nhiều dữ liệu có thể được sử dụng để ước tính chính xác hơn các tham số
của các loài quý hiếm hoặc ít dữ liệu.
Ngoài việc được sử dụng để tìm hiểu ảnh hưởng của các yếu tố mô trường
đến các quần xã, mô hình xác suất hiện diện quần xã còn có thể được sử dụng để
giải đoán độ giàu loài theo không gian ở các quy mô khác nhau [1], [93]. Đối với
quản lý và bảo tồn đa dạng sinh học, mức độ giàu loài là một trong những chỉ số
quan trọng, và thường được ưu tiên sử dụng như một chỉ số để đánh giá sự hiệu quả
của các nỗ lực bảo tồn [1]. Thông thường các loài không phân bố đồng đều trong
một khu vực lớn và một số khu vực có nhiều loài hơn so với những khu vực khác
tùy thuộc vào các điều kiện môi trường. Độ giàu loài cổ điển thường được tính toán
cho toàn bộ khu vực nghiên cứu và ít khi được tính toán dựa trên các ảnh hưởng của
các yếu môi trường và do đó nó có hạn chế trong việc ứng dụng vào các hoạt động
bảo tồn [1]. Để khắc phục vấn đề này, mô hình xác suất hiện diện quần xã là một
hướng tiếp cận tiềm năng.
Mặc dù là một mô hình thống kê rất mạnh nhưng mô hình xác suất hiện quần
xã không được sử dụng phổ biết như mô hình xác suất hiện diện đơn loài vì cần xây
dựng các phương trình và thực hiện các tính toán phức tạp. Vì vậy có rất ít nghiên
cứu sử dụng phương pháp tiếp cận này ở Đông Nam Á, và chưa nghiên cứu nào ở
Lào hoặc Việt Nam. Ba nghiên cứu đáng chú ý trong khu Đông Nam Á là các
nghiên cứu về quần xã các loài thú Malaysia Borneo [32], [40], [93]. Luận văn này
này trình bày nghiên cứu đầu tiên bằng bẫy ảnh ở Đông Nam Á áp dụng mô hình
xác suất hiện diện đa loài cho quần xã chim kiếm ăn ở mặt đất.
20
CHƯƠNG 2: PHƯƠNG PHÁP
2.1. Thời gian thực hiện
Công việc thực địa và phân tích dữ liệu cho nghiên cứu này được thực hiện
trong khoảng thời gian từ năm 2014 đến năm 2018. Chi tiết thời gian thực hiện
được nêu dưới đây:
• Các đợt khảo sát thực địa được thực hiện từ 11/2014 đến 5/2016
-
Khảo sát bẫy ảnh ở phần phía bắc của Vườn quốc gia Bạch Mã (VQG
Bạch Mã) từ 11/2014 đến 2/2015.
-
Khảo sát bẫy ảnh ở phần phía nam của VQG Bạch Mã, Khu bảo tồn
Sao la Huế (KBT Sao la Huế), và Khu bảo tồn Sao la Quảng Nam
(KBT Sao la Quảng Nam) từ 7/2015 đến 11/2015
-
Khảo sát bẫy ảnh ở phần phía tây của Khu bảo tồn quốc gia Xe Sap
(KBTQG Xe Sap) và khu vực Ban-Pale tiếp giáp phía nam của
KBTQG Xe Sap từ 12/2015 đến 3/2016
• Xử lý số liệu và hoàn thành bài viết từ 1/2018 đến 8/2018
2.2. Khu vực nghiên cứu
Khảo sát được thực hiện ở bốn khu bảo tồn và một khu vực không được bảo
vệ ở Trung Trường Sơn: ba khu vực nghiên cứu nằm ở Việt Nam, gồm có VQG
Bạch Mã, KBT Sao la Huế và KBT Sao la Quảng Nam; và hai khu vực nghiên cứu
ở Lào, gồm có phần phía đông của KBTQG Xe Sap và khu vực Ban-Pale (Hình
2.1). Khu vực này được đặc trưng bởi lượng mưa trung bình hằng năm hơn 3000
mm và địa hình hiểm trở [50], [95], [104]. Tại năm khu vực nghiên cứu này, địa
hình có độ cao trung bình là 746 m và độ dốc trung bình là 20.24o. Sinh cảnh ở đây
đa dạng từ rừng nhiệt đới thường xanh đất thấp cho đến rừng trên núi cao [50], [95],
[104].
21
VQG Bạch Mã có diện tích khoảng 375 km2 và có nhiều dạng cảnh sinh cảnh
khác nhau, từ rừng thường xanh đất thấp đến rừng trên núi cao (độ cao trên 1300m)
[104]. Tác động của con người trong quá khứ (khai thác gỗ, tàn phá bởi chất độc
hóa học) đã làm mất hầu hết diện tích rừng nguyên sinh, và hiện tại rừng ở đây chủ
yếu là rừng thứ sinh và một phần nhỏ là dạng rừng bị suy thoái [104], [110]. Theo
số liệu thống kê, đã có tổng cộng 365 loài chim được ghi nhận, trong đó có ba loài
được ưu tiên bảo tồn: Đuôi cụt bụng đỏ, Gà lôi lam mào trắng và Công [76].
KBT Sao la Quảng Nam và KBT Sao la Huế là các khu bảo tồn trực thuộc
địa phương liền kề nhau được thành lập lần lượt vào năm 2011 và 2013 để bảo vệ
sinh cảnh sống của loài Sao la. Tổng diện tích cộng lại của hai KBT là 320 km2.
Điều kiện tự nhiên ở hai KBT này tương tự như ở VQG Bạch Mã với địa hình hiểm
trở, lượng mưa hàng năm cao và có nhiều dạng sinh cảnh khác nhau. Các điều tra đa
dạng sinh học trước đây đã cho thấy đây là nơi có mức độ đa dạng các loài chim và
thú cao, bao gồm các loài thú lớn như Bò tót Bos gaurus, Gấu chó Helarctos
malayanus, và Gấu ngựa Ursus thibetanus, cũng như một số loài có giá trị bảo tồn
cao như Sao la, Mang lớn, và Trĩ sao [66], [104], [107]. Vào năm 2011, WWF-VN
đã thành lập các đội bảo vệ rừng nhằm tiến hành tuần tra thường xuyên để gỡ bỏ các
bẫy dây phanh ở hai KBT Sao la như là một phần của dự án CarBi [109].
KBTQG Xe Sap nằm ở Lào, có diện tích trên 1300 km2 với độ cao từ 400 m
đến 2000 m [50]. Độ ẩm tăng dần từ tây sang đông tạo nên sự đa dạng về sinh cảnh
từ rừng bán rụng lá đến rừng ẩm thường xanh [50]. Khu vực khảo sát được thực
hiện ở phần phía đông của KBTQG Xe Sap, nơi có sinh cảnh và các điều kiện khí
hậu tương tự như các khu rừng liền kề thuộc KBT Sao la Huế và KBT Sao la Quảng
Nam. Khu vực khảo sát ở KBTQG Xe Sap có diện tích khoảng 110 km2 và người
dân có thể dễ dàng tiếp cận từ cả hai tỉnh Huế và Quảng Nam, và do đó, động vật
hoang dã ở đây có thể bị ảnh hưởng do bẫy bắt bằng dây phanh trong những năm
gần đây. Giống như hai KBT Sao la ở Việt Nam, các đội gỡ bẫy dây phanh do dự án
CarBi tài trợ đã được thành lập và hoạt động trong khu vực này trong thời điểm
khảo sát bẫy ảnh (các đội này hiện tại đã không còn hoạt động).
22
Khu vực Ban-Pale là một trong những khu vực ít bị tác động ở Trung Trường
Sơn. Khí hậu và sinh cảnh ở đây cũng tương tự như các khu vực nghiên cứu khác.
Tổng diện tích được khảo sát ở Ban-Pale là 190 km2. Khu vực này được đặc trưng
bởi độ cao lớn (có một số đỉnh núi cao trên 2000 m), địa hình rất dốc với nhiều
thung lũng hẹp [50]. Phần lớn khu vực được bao phủ bởi rừng ẩm thường xanh, và
một số ít diện tích gần với các bản làng địa phương là đất canh tác và sinh cảnh bị
suy thoái. Dù có rất ít khảo sát đa dạng sinh học được tiến hành ở đây nhưng khu
vực này được cho là một trong những nơi ưu tiên để bảo tồn các loài thú lớn [50].
Tuy nhiên, cần lưu ý rằng khu vực này không phải là một khu bảo tồn, và do đó
hiện tại hầu như không có bất cứ nỗ lực bảo tồn nào được thực hiện tại nơi này.
Ngoài ra, khu vực Ban-Pale chịu áp lực cao từ việc săn bắn trái phép và khai thác
vàng, phần lớn trong số đó đến từ người Việt Nam ở phía bên kia biên giới [100].
2.3. Dụng cụ nghiên cứu và phần mềm
- Máy định vị GPS Garmin 62sc, la bàn
- Bẫy ảnh Reconyx HP850
- Bảng ghi số liệu
- Phần mềm R version 3.4.4
- package camtrapR version 0.99.9 để quản lý dữ liệu hình ảnh
- Phần mềm JAGS version 4.3.0 để phân tích các mô hình đa bậc bằng thống
kê Bayesian sử dụng thuật toán Markov Chain Monte Carlo; package rjags
version 4-6 để có thể chạy phần mền JAGS trên R
- Các package khác chạy trên R: gdistance version 1.2-1, raster version 2.6-7,
ggplot2 version 3.0.0, unmarked version 0.12-2
- Phần mềm QGIS version 3.0.1 để tạo các bản đồ
23
2.4. Thiết kế nghiên cứu
Hình 2.1: Vị trí các điểm đặt bẫy ảnh trong năm khu vực nghiên cứu ở Trung
Trường Sơn. Chú thích: national boundary = biên giới quốc gia, study site = khu vực nghiên
cứu, camera-trap station = điểm đặt bẫy ảnh, road = đường giao thông, Bạch Mã NP = VQG
Bạch Mã, Hue SNR = KBT Sao la Huế, Qung Nam SNR = KBT Sao la Quảng Nam, Xe Sap
NPA = KBTQG Xe Sap, Ban-Pale area = khu vực Ban-Pale
Nghiên cứu này được thiết kế để đáp ứng các giả định cần thiết của mô hình
xác suất hiện diện. Để thỏa mãn giả định các địa điểm thu mẫu độc lập về không
gian, các điểm bẫy ảnh phải được thiết lập để tránh trường hợp tự tương quan theo
không gian (spatial autocorrelation) về khả năng phát hiện loài giữa các vị trí. Do
đó, khoảng cách tối thiểu giữa các điểm bẫy ảnh phải lớn hơn phạm vi di chuyển
của một cá thể của loài quan tâm. Loài chim trĩ lớn nhất là Công có phạm vi sinh
24
sống trong mùa không sinh sản là 1.77 km2 [96]. Các loài chim đuôi cụt có phạm vi
sinh sống nhỏ hơn 0.01 km2 [48]. Vì có rất ít thông tin về phạm vi sống của các loài
chim kiếm ăn ở mặt đất khác nên phạm vi sống của cu luồng Chalcophaps indica,
nhỏ hơn 0.25 km2 [65], được sử dụng để tham khảo. Như vậy việc thiết kế các điểm
theo hệ thống lưới với khoảng cách 2.5 km giữa các vị trí bẫy ảnh đáp ứng được giả
định của mô hình xác suất hiện diện.
Trong nghiên cứu này bẫy ảnh được để trong rừng từ 60 ngày đến 120 ngày
nhằm cân bằng giữa việc đảm bảo giả định “đóng” về thời gian của xác suất hiện
diện và tăng thời gian cần thiết để tối đa hóa xác suất phát hiện loài. Do điều kiện
sinh thái phần lớn là đồng đều, và ít có biến động theo mùa ở Trung Trường Sơn
nên tôi giả định rằng không có sự di chuyển theo mùa nào đáng kể của các loài
chim không di cư trong khu vực nghiên cứu. Như vậy, trạng thái “đóng” theo thời
gian của xác suất hiện diện trong nghiên cứu này có thể thỏa mãn giả định của mô
hình xác suất hiện diện.
2.5. Đặt bẫy ảnh
Mặc dù các vị trí bẫy ảnh được lên kế hoạch trước với khoảng cách 2.5 km,
nhưng với điều kiện thức tế thì việc đặt đúng ngay vị trí dự kiến thường không khả
thi về mặt hậu cần cho các đội khảo sát. Vì vậy thiết kế thí nghiệm cho phép dao
động trong vòng 500 m từ các vị trí dự kiến, với khoảng cách tối thiểu giữa các vị
trí là 2 km. Tổng cộng có 143 vị trí bẫy ảnh đã được thiết lập trên diện tích hơn 900
km2 trên toàn bộ năm khu vực nghiên cứu. Để tăng khả năng phát hiện loài, bẫy ảnh
được đặt tại các địa điểm có dấu hiệu động vật như nơi có dấu chân, đường đi của
động vật và các bãi khoáng. Để tăng thêm khả năng phát hiện, hai bẫy ảnh hoạt
động độc lập hướng về các hướng khác nhau được đặt tại mỗi vị trí. Hai bẫy ảnh
này được đặt cách nhau tối đa 20 m.
Các bẫy ảnh được đặt cách mặt đất từ 20 cm đến 40 cm để đảm bảo rằng
thiết bị có thể phát hiện được các loài động vật nhỏ di chuyển ở gần hoặc sát mặt
25
đất. Cây cỏ phía trước máy ảnh được phát dọn. Các bẫy ảnh được lập trình để chụp
ba ảnh mỗi lần kích hoạt và không có thời gian nghỉ giữa các lần chụp ảnh. Tất cả
các bẫy ảnh đều hoạt động 24 giờ mỗi ngày.
2.6. Thu thập các biến
Để đánh giá các yếu tố ảnh hưởng đến sự phân bố của các loài chim, một mô
hình xác suất hiện diện quần xã của chim kiếm ăn ở mặt đất có sự kết hợp giữa các
yếu tố con người và yếu tố tự nhiên được xây dựng (Bảng 2.1). Các biến của yếu tố
tự nhiên được đưa vào mô hình gồm độ cao (đo tại các vị trí) và chỉ số thể hiện chất
lượng rừng. Các biến của yếu tố con người gồm có khoảng cách từ vị trí bẫy ảnh
đến đường gần nhất và mức độ bảo vệ tại mỗi vị trí. Chỉ số chất lượng rừng được
trích xuất từ hình ảnh vệ tinh RapidEye® có độ phân giải cao. Mỗi điểm ảnh 5x5 m
được phân cấp thành một trong bốn loại: đất canh tác, đất trống, rừng bị suy thoái
và rừng. Điểm chất lượng rừng sau đó được tính toán bằng cách sử dụng trọng số
trung bình (weighted average) cho khu vực có bán kính 50m xung quanh các vị trí
bẫy ảnh với các trọng số (weights) lần lượt như sau: đất trống và đất canh tác = 0,
rừng bị suy thoái = 1 và rừng = 2. Trong cách phân loại này, điểm số cao hơn tương
đương với chất lượng rừng tốt hơn. Bán kính 50 m đã được chứng minh là thích hợp
nhất cho việc phân tích xác suất hiện diện của các loài có kích thước nhỏ [78]. Mức
độ bảo vệ đại diện cho nỗ lực tháo gỡ bẫy dây phanh ở năm khu vực nghiên cứu.
KBT Sao la Huế, KBT Sao la Quảng Nam và KBTQG Xe Sap có các đội chuyên
trách gỡ bẫy dây phanh, trong khi đó VQG Bạch Mã và khu vực Ban-Pale thì không
có các đội này. Mức độ bảo vệ được chuyển sang dạng nhị phân: nỗ lực gỡ bẫy dây
phanh cao = 1, và nỗ lực gỡ bẫy dây phanh thấp hoặc không có = 0. Khoảng cách từ
vị trí bẫy ảnh đến đường giao thông gần nhất được tính toán dựa trên dữ liệu GIS
bằng package gDistance [45] chạy trên phần mềm R [85]. Trước khi đưa vào mô
hình thống kê, các biến liên tục được chuyển đổi để có giá trị trung bình = 0 và SD
= 1. Thêm vào đó, để kiểm tra sự tương quan giữa các biến, hệ số tương quan
26
Spearman được tính toán và kết quả cho thấy tất cả các cặp biến đều có hệ số tương
quan thấp hơn 0.7 và do đó không có tương quan đáng kể [93].
Bảng 2.1: Tóm tắt các biến được sử dụng trong mô hình xác suất hiện diện quần xã
và giải đoán phân bố
Mô hình
xác suất
hiện diện
quần xã
Biến
Trung
bình
SD
Biên độ
Độ cao (m)
721
332
59 – 1787
Chất lượng
rừng
1.901
0.198
1.000 – 2.000
Khoảng
cách đến
đường (m)
3346
2111
33.7 – 8532.4
Ghi chú
Độ cao tại vị trí bẫy ảnh
được ghi nhận bằng máy
GPS
Chỉ số chất lượng rừng
được tính toán từ ảnh vệ
tinh trong bán kính 50 m từ
vị trí bẫy ảnh
Khoảng cách từ bẫy ảnh
đến đường giao thông
Mức độ gỡ bẫy dây phanh ở các khu vực nghiên cứu. Nỗ lực
gỡ bẫy dây phanh cao = 1; nỗ lực gỡ bẫy dây phanh thấp hoặc
không có = 0
Độ cao được trích xuất từ
mô hình số độ cao STRM
Độ cao (m)
746
328
18 – 1988
với độ phân giải 100 x 100
m
Chỉ số chất lượng rừng
Chất lượng
1.907 0.193 1.000 – 2.000 được tính toán từ ảnh vệ
rừng
tinh cho từng ô 100 x 100 m
Khoảng
Khoảng các từ từng ô 100 x
cách đến
3326 2069
33.7 – 9084 100 m đến đường giao
đường (m)
thông gần nhất
Mức độ gỡ bẫy dây phanh ở từng ô 100 x 100 m. Nỗ lực gỡ
Mức độ
bẫy dây phanh cao = 1; nỗ lực gỡ bẫy dây phanh thấp hoặc
bảo vệ
không có = 0
Mức độ
bảo vệ
Giải đoán
phân bố
2.7. Quản lý và định danh hình ảnh từ bẫy ảnh
Hình ảnh các loài chim có được từ các bẫy ảnh được định danh dựa trên cuốn
“A Field Guide to the Birds of Southeast Asia” [87]. Để giảm thiểu dương tính giả,
tất cả các bức ảnh không có các đặc điểm quan trọng để xác định loài chính xác bị
27
loại ra. Package camtrapR [77] được sử dụng để quản lý ảnh và chuẩn bị dữ liệu.
Các ghi nhận của loài được xem là độc lập nếu ảnh của cùng một loài tại cùng một
vị trí được chụp cách nhau tối thiểu 60 phút. Thời gian hoạt động của mỗi bẫy ảnh
được chia thành các lần thu mẫu lặp lại. Mỗi lần thu mẫu có chiều dài là 15 ngày.
Con số 15 ngày được chọn để tránh trường hợp có quá nhiều số không (zeroinflation) trong các ma trận số liệu [102]. Kết quả đầu ra của camtrapR là những ma
trận về các ghi nhận của các loài được sử dụng làm dữ liệu đầu vào để phân tích mô
hình xác suất hiện diện.
2.8. Phân tích xác suất hiện diện quần xã
Như đã nêu ở phần trên, dữ liệu đầu vào của các mô hình xác suất hiện diện
là những ma trận về các ghi nhận của các loài quan tâm. Những ma trận này là bảng
dữ liệu dạng ghi nhận hoặc không ghi nhận được (detection/non-detection), với 0 =
không có ghi nhận, và 1 = có ít nhất một lần ghi nhận trong một lần thu mẫu lặp lại
có độ dài 15 ngày. Nguyên cứu này sử dụng mô hình xác suất hiện diện quần xã để
phân tích số liệu. Phương trình xác suất hiện diện quần xã được xây dựng chi tiết
như sau:
𝑧𝑖𝑗 ~𝐵𝑒𝑟𝑛𝑜𝑢𝑙𝑙𝑖(𝜓𝑖𝑗 )
𝑙𝑜𝑔𝑖𝑡(𝜓𝑖𝑗 ) = 𝛼𝑖 + 𝛽1𝑖 Elevation𝑗 + 𝛽2𝑖 DistRoad𝑗 + 𝛽3𝑖 ForestScore𝑗
+ 𝛽4𝑖 ProtectionStatus𝑗
𝛼𝑖 ~𝑁𝑜𝑟𝑚𝑎𝑙(𝜇𝛼 , 𝜎𝛼 )
𝛽1𝑖 ~𝑁𝑜𝑟𝑚𝑎𝑙(𝜇𝛽1 , 𝜎𝛽1 )
𝛽2𝑖 ~𝑁𝑜𝑟𝑚𝑎𝑙(𝜇𝛽2 , 𝜎𝛽2 )
𝛽3𝑖 ~𝑁𝑜𝑟𝑚𝑎𝑙(𝜇𝛽3 , 𝜎𝛽3 )
𝛽3𝑖 ~𝑁𝑜𝑟𝑚𝑎𝑙(𝜇𝛽4 , 𝜎𝛽4 )
28
Trong đó:
- zij sự hiện diện thực tế (0 hoặc 1) của loài i tại vị trí j
- ψij là xác suất hiện diện của loài i tại vị trí j
- αi là các hệ số chặn của phương trình tương quan tuyến tính logit của xác
suất hiện diện của loài i. Hệ số chặn của từng loài cụ thể được lấy ra từ
phân phối chuẩn của quần xã có trung bình μα, và độ lệch chuẩn σα
- β1- β4 là các hệ số tương quan tương ứng cho độ cao, khoảng cách đến
đường gần nhất, chất lượng rừng, và mức độ bảo vệ. Các hệ số tương quan
của từng loài cụ thể được lấy ra từ phân phối chuẩn của quần xã có các
trung bình μβ1 - μβ4 và độ lệch chuẩn σβ1 - σβ4
- Elevationj, là các giá trị của biến độ cao ở vị trí j, DistRoadj, là các giá trị
của biến khoảng cách đến đường ở vị trí j, ForestScorej, là các giá trị của
biến chất lượng rừng ở vị trí j, và ProtectionStatusj, là các giá trị của biến
mức độ bảo vệ ở vị trí j
Trong mô hình xác suất hiện diện quần xã, nỗ lực khảo sát bẫy ảnh - được
định nghĩa là tổng số ngày đêm máy ảnh hoạt động trong mỗi lần thu mẫu lặp lại ở
từng vị trí bẫy ảnh – được đưa vào mô hình như là một biến của lần thu mẫu.
Phương trình xác suất phát hiện của quần xã được xây dựng chi tiết như sau:
𝑦𝑖𝑗𝑘 ~𝐵𝑒𝑟𝑛𝑜𝑢𝑙𝑙𝑖(𝑝𝑖𝑗𝑘 )
𝑙𝑜𝑔𝑖𝑡(𝑝𝑖𝑗𝑘 ) = 𝛼. 𝑝𝑖 + 𝛽. 𝑒 Effort𝑗𝑘
𝛼. 𝑝𝑖 ~𝑁𝑜𝑟𝑚𝑎𝑙(𝜇. 𝑝𝛼.𝑝 , 𝜎. 𝑝𝛼.𝑝 )
Trong đó:
- yijk là các kết quả quan sát được (0 hoặc 1) của loài i tại vị trí j ở lần thu
mẫu k
- pijk là các xác suất phát hiện loài i tại vị trí j ở lần thu mẫu k
29
- α.pi là các hệ số chặn của phương trình tương quan tuyến tính logit của
xác suất phát hiện loài i. Hệ số chặn của từng loài cụ thể được lấy ra từ
phân phối chuẩn của quần xã có trung bình μ.pα.p và độ lệch chuẩn σ.pα.p
- β.e là hệ tương quan thể hiện ảnh hưởng của số ngày khảo sát tại mỗi vị trí
trong các lần thu mẫu lặp lại với xác suất phát hiện loài
- Effortjk, là số ngày khảo sát tại vị trí j trong lần thu mẫu k
Các tham số của mô hình xác suất hiện quần xã được ước tính bằng cách sử
dụng thống kê Bayes. Phân tích được thực hiện bằng ngôn ngữ BUGS chạy trên
phần mềm JAGS [83] thông qua phần mềm R bằng package rjags [84]. Ba chuỗi
Markov được chạy song song với 250000 lần lă ̣p la ̣i thuật toán (iteration) cho mỗi
chuỗi, trong đó 50000 lần lă ̣p la ̣i thuật toán ban đầu được bỏ đi hay còn gọi là
“burn-in”, và các lần lă ̣p la ̣i thuật toán còn lại được làm thưa bớt bằng cách lấy một
lần lă ̣p la ̣i mỗi 20 lần. Để đánh giá xem các chuỗi Markov có hội tụ hay không thì
chỉ số Gelman-Rubin được tính toán và nếu giá trị này gần 1 thì có nghĩa là các
chuỗi đã hội tụ [3].
Để kiểm tra kết quả ước lượng đầu ra của mô hình – còn được gọi là tham số
hậu nghiệm – có phù hợp với số liệu ghi nhận thì Bayesian p-value được tính toán
bằng cách tính chỉ số phần dư Freeman-Tukey (Freeman-Tukey residuals) [47]. Nếu
như mô hình phù hợp với bộ số liệu thì kết quả sẽ cho thấy Bayesian p-value gần
bằng 0.5 [47], [93].
Chỉ số phần dư Freeman-Tukey: 𝑅 (𝑦, 𝜃) = ∑(√𝑦 − √𝐸(𝑦))2
Trong đó:
- y là số liệu dạng nhị phân của dữ liệu
- θ là toàn bộ các tham số của mô hình xác suất hiện diện quần xã
30
- E(y) là giá trị kỳ vọng của y, trong trường hợp này là các xác suất hiện
diện cụ thể của từng loài tại từng vị trí và các xác suất phát hiện của từng
loài tại từng vị trí trong từng lần thu mẫu
- R là chỉ số phần dư Freeman-Tukey. Giá trị này được tình bằng cách cộng
lại toàn bộ loài ở toàn bộ vị trí trong toàn bộ số lần thu mẫu
2.9. Giải đoán
Mối tương quan của từng loài cụ thể đối với các biến cho phép chúng ta có
thể giải đoán/dự đoán khả năng hiện diện của loài ở mức độ cảnh quan. Quan trọng
hơn, việc giải đoán này có thể được thực hiện cho cả các vị trí chưa được khảo sát.
Để giải đoán sự phân bố của các loài và độ giàu loài, các giá trị của các biến được
lấy từ các lớp dữ liệu GIS cho mỗi ô 100x100 m (tương đương với vòng tròn có bán
kính 50 m) trên toàn bộ khu năm khu vực nghiên cứu (Hình 2.2). Điểm chất lượng
rừng, mức độ bảo vệ, và khoảng cách đến đường gần nhất được trích xuất cùng một
phương pháp đã được sử dụng cho các biến trong mô hình (Bảng 2.1). Độ cao được
lấy từ mô hình số độ cao SRTM có độ phân giải 30m (Bảng 2.1).
Sử dụng ước lượng hậu nghiệm của thống kê Bayes (kết quả đầu ra của mô
hình), các bản đồ dự đoán phân bố cho từng loài cụ thể và bản đồ dự đoán độ giàu
loài trên toàn bộ diện tích khu vực nghiên cứu được tạo ra. Để thực hiện giải đoán,
cứ mỗi 20 mẫu hậu nghiệm của các tham số trong chuỗi Markov thì lấy một mẫu để
tính xác suất hiện diện cho từng loài trong mỗi ô 100x100 m. Tổng cộng có 1500
mẫu được sử dụng cho mỗi tham số hậu nghiệm của mỗi loài để dự đoán cho tổng
số 96574 ô mẫu ở mức độ cảnh quan. Sau đó, kết quả giải đoán được sử dụng để
tính toán tỷ lệ phần trăm diện tích hiện diện (PAO) của mỗi loài trên toàn bộ khu
vực nghiên cứu. Kết quả được trình bày bằng giá trị trung bình PAO cũng như độ
lệch chuẩn, mode, và khoảng tin cậy 95% cho từng loài.
31
Hình 2.2: Các lớp biến được sử dụng để thực hiện giải đoán. Độ cao (phía trên
bên trái), khoảng cách đến đường (phía trên bên phải), chất lượng rừng (phía dưới
bên trái), và mức độ bảo vệ (phía dưới bên phải).
32
CHƯƠNG 3: KẾT QUẢ
3.1. Danh lục loài và xác suất hiện diện của từng loài chim kiếm ăn ở mặt đất
Tổng cộng có 143 vị trí bẫy ảnh được thiết lập trên toàn bộ diện tích của năm
khu vực nghiên cứu. Bảy vị trí đã bị loại khỏi phân tích vì các máy ảnh đã bị đánh
cắp hoặc bị hỏng và do đó những vị trí này không có dữ liệu. Kết quả tại 136 vị trí
bẫy ảnh với nỗ lực là 17042 ngày đêm bẫy ảnh ghi nhận được 21 loài chim thuộc
chín họ và bốn bộ (Bảng 3.1). Sáu loài chim trĩ và hai loài chim đuôi cụt được đưa
vào mô hình xác suất hiện diện do chúng là các loài sống ở mặt đất (Bảng 3.2).
Ngoài ra, như đã đề cập ở phần trên, bốn loài chim có hơn tám ghi nhận và được
xem là chim kiếm ăn ở mặt đất cũng được đưa vào phân tích (Bảng 3.2).
Trong tổng số 21 loài chim được ghi nhận, chỉ có loài Trĩ sao và Giẻ cùi
vàng Urocissa xanthomelana được liệt kê vào nhóm gần bị đe dọa trong Sách đỏ
IUCN (Bảng 3.1). Các loài còn lại được liệt kê vào nhóm ít được quan tâm. Nghiên
cứu này đã không ghi nhận được bốn loài chim trĩ có kích thước lớn và năm loài
đuôi cụt đã từng hiện diện hoặc được cho là có hiện diện trong khu vực Trung
Trường Sơn, trong đó có loài Gà lôi lam trắng đặc hữu và cực kỳ nguy cấp (Bảng
3.3).
Đối với mô hình xác suất hiện diện quần xã, tất cả các giá trị Gelman-Rubin
đều gần bằng 1.0, có nghĩa là tất cả các chuỗi Markov đã hội tụ. Giá trị Bayesian pvalue bằng 0.6, có nghĩa mô hình thống kê đã phù hợp với số liệu [93]. Các ước
lượng xác suất hiện diện của từng loài được trình bày với giá trị trung bình, độ lệch
chuẩn và khoảng tin cậy Bayes 95% (Bảng 3.2).
33
Bảng 3.1: Các loài chim ghi nhận được từ khảo sát bẫy ảnh trong nghiên cứu này
1
2
3
4
5
6
Tên khoa học
GALLIFORMES
Phasianidae
Arborophila merlini
Arborophila rufogularis
Arborophila brunneopectus
Gallus gallus
Lophura nycthemera
Rheinardia ocellata
7
COLUMBIFORMES
Columbidae
Chalcophaps indica
Cu luồng
8
ACCIPITRIFORMES
Accipitridae
Spilornis cheela
STT
9
10
11
12
13
PASSERIFORMES
Pittidae
Hydrornis soror
Hydrornis elliotii
Corvidae
Urocissa whiteheadi
Cissa hypoleuca
Turdidae
Myophonus caeruleus
Tên thông thường
Khu vực* Sách đỏ IUCN Số vị trí Số ghi nhận
Gà so trung bộ
Gà so họng hung
Gà so họng trắng
Gà rừng
Gà lôi trắng
Trĩ sao
1,2,3
1,3,5
2,3,4,5
1,2
1,3,5
1,2,3,4
LC
LC
LC
LC
NT
13
8
5
5
5
7
25
13
7
7
6
13
1,2,3,5
LC
20
60
Diều hoa miến điện
1,5
LC
3
3
Đuôi cụt đầu xám
Đuôi cụt bụng vằn
1,4,5
1,2
7
6
10
25
Giẻ cùi vàng
Giẻ cùi xanh
1,2,3,4,5
5
LC
LC
LC
NT
LC
4
1
6
1
Hoét xanh
1,2
LC
7
11
34
14
15
Geokichla citrina
Hoét vàng
1,2,3,5
LC
18
Zoothera dauma
Sáo đất
1,2,3
LC
5
Muscicapidae
16
Copsychus malabaricus
Chích chòe lửa
2
LC
1
Timaliidae
17
Garrulax monileger
Khướu khoang cổ
1
LC
1
18
Garrulax leucolophus
Bồ chao
LC
19
Garrulax milleti
Khướu đầu đen
1,2,5
LC
3
20
Pomatorhinus hypoleucos
Họa mi đất mỏ dài
2,3,4
LC
4
21
Alcippe rufogularis
Lách tách họng hung
1
LC
1
* 1 = VQG Bạch Mã, 2 = KBT Sao la Huế, 3 = KBT Sao la Quảng Nam, 4= KBTQG Xe Sap, 5 = Khu vực Ban-Pale
35
47
25
1
1
4
5
1
Bảng 3.2: Tóm tắt về các ghi nhận và ước lượng xác suất hiện diện hậu nghiệm của từng loài chim kiếm ăn ở mặt đất
Trung bình
SD
95% BCI
13
Tỷ lệ các vị
trí ghi nhận
*
0.059
0.123
0.036
[0.074 0.213]
5
13
7
25
0.037
0.096
0.116
0.148
0.062
0.035
[0.044 0.279]
[0.103 0.235]
Số vị
trí
Số ghi
nhận
Gà so họng hung
8
Arborophila brunneopectus Gà so họng trắng
Arborophila merlini
Gà so trung bộ
Tên khoa học
Arborophila rufogularis
Tên thông thường
Xác suất hiện diện ước lượng
Gallus gallus
Lophura nycthemera
Gà rừng
Gà lôi trắng
5
5
9
6
0.037
0.037
0.090
0.061
0.046
0.038
[0.037 0.213]
[0.022 0.162]
Rheinardia ocellata
Hydrornis soror
Trĩ sao
Đuôi cụt đầu xám
7
7
13
10
0.051
0.051
0.085
0.101
0.028
0.040
[0.051 0.154]
[0.051 0.199]
Hydrornis elliotii
Chalcophaps indica
Đuôi cụt bụng vằn
Cu luồng
6
20
25
60
0.044
0.147
0.070
0.202
0.024
0.032
[0.044 0.132]
[0.154 0.279]
Geokichla citrina
Zoothera dauma
Hoét vàng
Hoét xanh
18
5
47
25
0.132
0.037
0.172
0.079
0.030
0.037
[0.132 0.243]
[0.037 0.176]
Myophonus caeruleus
Sáo đất
7
11
0.051
* Tỷ lệ các vị trí ghi nhận được loài = số lượng vị trí ghi nhận ÷ tổng số vị trí
0.085
0.026
[0.051 0.147]
36
Bảng 3.3: Các loài chim trĩ và các loài chim đuôi cụt không ghi nhận được trong
nghiên cứu này – “các loài bị thiếu”
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
Tên khoa học
Francolinus pintadeanus
Coturnix japonica
Synoicus chinensis
Lophura edwardsi
Lophura diardi
Polyplectron bicalcaratum
Pavo muticus
Hydrornis phayrei
Hydrornis oatesi
Hydrornis cyaneus
Pitta nympha
Pitta moluccensis
Tên thông thường
Đa đa
Cay nhật bản,
Cay trung quốc
Gà lôi lam mào trắng
Gà lôi hông tía
Gà tiền mặt vàng
Công
Đuôi cụt nâu
Đuôi cụt đầu hung
Đuôi cụt xanh
Đuôi cụt bụng đỏ
Đuôi cụt cánh xanh
Sách đỏ IUCN
LC
NT
LC
CR
LC
LC
EN
LC
LC
LC
VU
LC
3.2. Ảnh hưởng của các biến đến các loài chim kiếm ăn ở mặt đất
Trong bốn yếu tố môi trường được đưa vào mô hình xác suất hiện diện, độ
cao có ảnh hưởng mạnh nhất đến sự hiện diện của 12 loài. Ba loài hiện diện chủ yếu
ở các khu vực thấp, và hai loài ưu thích khu vực có độ cao lớn (Hình 3.1 và Phụ lục
1). Các yếu tố khác không có ảnh hưởng mạnh hoặc đáng kể đến sự hiện diện của
các loài. Xác suất hiện diện của loài Trĩ sao, một trong những loài chim trĩ có kích
thước lớn nhất, có sự tương quan thuận nhưng không có ý nghĩa thống kê (0.81 ±
0.72) với mức độ bảo vệ – nỗ lực gỡ bẫy dây phanh. Chi tiết về các hệ số tương
quan được thể hiện trong Phụ lục 1.
37
Hình 3.1: Mối tương quan giữa xác suất hiện diện của từng loài với độ cao, chất
lượng rừng, khoảng cách đến đường, và mức độ bảo vệ. Chú thích: Đường màu xanh là
tham số trung bình của quần xã. Tương quan có ý nghĩa về thống kế – có các khoảng tin cậy
không chồng lên giá trị 0 – được đánh dấu bằng màu đỏ. Elevation = độ cao, Forest score = chất
lượng rừng, Distance to road = khoảng cách đến đường, Protection status = mức độ bảo vệ, Effect
size = mức độ tương quan, Bar backed partridge = Gà so họng trắng, Scaly thrush = Sáo đất, Bar
bellied pitta = Đuôi cụt bụng vằn, Blue rump pitta = Đuôi cụt đầu xám, Rufous throated partridge
= Gà so họng hung, Crested argus = Trĩ sao, Blue whistling thrush = Hoét xanh, Emerald dove =
Cu luồng, Red junglefowl = Gà rừng, Silver pheasant = Gà lôi trắng, Orange headed thrush =
Hoét cam, Annam partridge = Gà so trung bộ
38
3.3. Các bản đồ dự đoán
Việc giải đoán khả năng hiện diện cho từng loài cụ thể được thực hiện cho
12 loài chim kiếm ăn ở mặt đất (Hình 3.2, 3.3 và 3.4). Tỷ lệ phần trăm diện tích
hiện diện POA cho mỗi loài có giá trị từ 0.029 ± 0.025 đối với Gà lôi trắng Lophura
nycthemera đến 0.144 ± 0.048 đối với Cu luồng (Bảng 3.4). Bản đồ thể hiện độ giàu
loài được giải đoán cho thấy số lượng loài tại mỗi ô dao động từ 0 đến tối đa 3 loài
(Hình 3.5). Nhìn chung, độ giàu loài cao ở khu vực có độ cao lớn so với ở khu vực
có độ cao thấp, có thể thấy rõ điều này ở khu vực Ban-Pale.
Bảng 3.4: Tóm tắt POA được giải đoán của từng loài
Loài
Trung bình
SD
Mode
2.5%
97.5%
Gà so họng hung
0.116
0.216
0.017
0.000
0.917
Gà so họng trắng
0.066
0.107
0.024
0.004
0.181
Gà so trung bộ
0.101
0.122
0.097
0.002
0.453
Gà rừng
0.044
0.048
0.067
0.002
0.177
Gà lôi trắng
0.029
0.025
0.036
0.002
0.087
Trĩ sao
0.056
0.030
0.048
0.005
0.113
Đuôi cụt đầu xám
0.056
0.034
0.064
0.012
0.128
Đuôi cụt bụng vằn
0.041
0.048
0.054
0.001
0.175
Cu luồng
0.144
0.048
0.112
0.058
0.237
Hoét vàng
0.117
0.050
0.169
0.030
0.213
Sáo đất
0.048
0.023
0.040
0.004
0.090
Hoét xanh
0.055
0.040
0.067
0.003
0.142
39
Xác suất hiện diện
Xác suất hiện diện
b
a
Số ghi nhận
Số ghi nhận
Xác suất hiện diện
Xác suất hiện diện
c
d
Số ghi nhận
Số ghi nhận
Hình 3.2: Bản đồ giải đoán phân bố và vị trí ghi nhận của từng loài: (a) Gà so họng hung, (b) Gà so trung bộ, (c) Gà so họng
trắng, (d) Gà rừng
40
Xác suất hiện diện
Xác suất hiện diện
b
a
Số ghi nhận
Số ghi nhận
Xác suất hiện diện
Xác suất hiện diện
c
d
Số ghi nhận
Số ghi nhận
Hình 3.3: Bản đồ giải đoán phân bố và vị trí ghi nhận của từng loài: (a) Gà lôi trắng, (b) Trĩ sao, (c) Đuôi cụt đầu xám, (d) Đuôi
cụt bụng vằn
41
Xác suất hiện diện
Xác suất hiện diện
b
a
Số ghi nhận
Số ghi nhận
Xác suất hiện diện
Xác suất hiện diện
c
d
Số ghi nhận
Số ghi nhận
Hình 3.4: Bản đồ giải đoán phân bố và vị trí ghi nhận của từng loài: (a) Cu luồng, (b) Hoét vàng, (c) Sáo đất, (d) Hoét xanh
42
Hình 3.5: Bản đồ giải đoán độ giàu loài
43
CHƯƠNG 4: THẢO LUẬN
4.1. Danh lục loài và hiện trạng của các loài
Trong nghiên cứu này, số lượng các loài được ghi nhận thấp hơn so với số
liệu trước đây trong các khu vực nghiên cứu. Mặc dù nỗ lực khảo sát là rất lớn
(17042 đêm bẫy ảnh) nhưng có tới 12 loài chim trĩ và đuôi cụt đã từng được ghi
nhận hoặc được cho là có hiện diện ở Trung Trường Sơn trong quá khứ không được
ghi nhận lại (Bảng 3.3). Vì bẫy ảnh đã được chứng minh là phương pháp hiệu quả
để phát hiện các loài chim sống ở mặt đất [36], [79], [99] nên sự thất bại trong việc
ghi nhận các loài trên có khả năng là sự phản ánh thực tế rằng các loài này thật sự
biến mất hoặc quần thể của chúng hiện tại còn rất nhỏ. Tuy nhiên, sự thất bại này
cũng có thể liên quan đến việc sử dụng sinh cảnh sống chuyên biệt của một số loài
và dẫn đến việc không thể ghi nhận được chúng do nghiên cứu này được thiết kế để
khảo sát cùng lúc nhiều loài nhằm đánh giá chung về quần xã động vật. Do có quá ít
thông tin về sinh thái của “các loài bị thiếu” (“missing species”) nên khó có thể loại
trừ khả năng trên. Tuy nhiên, việc không phát hiện nhiều loài chim ở mặt đất cùng
với việc không phát hiện nhiều loài thú đã từng được ghi nhận trước đây như Hổ,
Báo, Bò tót, Voi, Sao la, trong khu vực đã hỗ trợ thêm cho giả thuyết các loài này
hiện nay đã tuyệt chủng hoặc đã trở nên rất hiếm.
Trong số các loài chim trĩ, sự vắng mặt của loài Đa đa Francolinus
pintadeanus, Cay trung quốc Synoicus chinensis và Cay nhật bản Coturnix japonica
đúng như kỳ vọng trước khi thực hiện khảo sát vì các loài này ưu thích những trảng
cỏ và các khu vực trống trãi [70], [87], đây là các dạng sinh cảnh gần như không có
hoặc chiếm diện tích rất nhỏ trong các khu vực nghiên cứu. Điểm chất lượng rừng
tương đối cao (1.907±0.193, Bảng 2.1) cho thấy được ưu thế của rừng thường xanh
so với sinh cảnh trảng cỏ và đất trống. Các loài chim trĩ “bị thiếu” còn lại là các loài
có kích thước trung bình và lớn, bao gồm Gà lôi hông tía Lophura diardi, Gà lôi
lam mào trắng, Gà tiền mặt vàng Polyplectron bicalcaratum, và Công.
44
Mặc dù Gà lôi hông tía là một loài thích nghi rộng – được biết đến là có thể
sống ở nhiều sinh cảnh khác nhau từ rừng khô cho đến rừng thường xanh và được
xem là loài phổ biến trong khu vực phân bố chúng – đã không được ghi nhận qua
khảo sát bẫy ảnh này. Bởi vì nghiên cứu đã thực hiện khảo sát ở các độ cao và sinh
cảnh phù hợp với loài khi xét về mặt sinh thái học thuần túy, [17], [56], [70], nên sự
vắng mặt của loài này khả năng cao là kết quả của tình trạng bẫy bắt bằng dây
phanh quá mức ở trong khu vực nghiên cứu. Trong thời gian khảo sát thực địa, một
cá thể gà lôi hông tía đã được tìm thấy (dựa vào hình ảnh được chụp lại) đã chết do
bị mắc bẫy dây phanh ở VQG Bạch Mã. Loài này cũng được quan sát trực tiếp ít
nhất một lần trong quá trình khảo sát bẫy ảnh ở VQG Bạch Mã. Các bằng chứng
trên cho thấy loài vẫn còn tồn tại ở cảnh quan Trung Trường Sơn nhưng ở mật độ
rất thấp và chỉ có ở một số ít nơi. Quần thể còn lại của loài hiện tại đang bị đe dọa
bởi bẫy bắt bằng dây phanh và sẽ biến mất trong tương lai gần.
Gà tiền mặt vàng và Gà lôi lam mào trắng là những loài phân bố hạn chế ở
rừng thường xanh đất thấp. Gà tiền mặt vàng là loài có vùng phân bố rất rộng trên
khắp đất liền Đông Nam Á, trong khi Gà lôi lam mào trắng là loài đặc hữu của
Trung Trường Sơn và là một trong những loài có nguy cơ tuyệt chủng trong tự
nhiên cao nhất thế giới. Trong khuôn khổ hiểu biết của tôi, trong vòng năm năm trở
lại đây, chưa có bất kỳ hình ảnh bẫy ảnh hay bất cứ ghi nhận tin cậy nào về hai loài
này trong năm khu vực nghiên cứu. Một dự án khảo sát bẫy ảnh khác tập trung tìm
kiếm loài Gà lôi lam mào trắng cũng đã được thực hiện trong cùng khoảng thời gian
với nghiên cứu này nhưng họ cũng thất bại trong việc ghi nhận cả hai loài [63]. Các
khu rừng thường xanh đất thấp ở Trung Trường Sơn đã bị suy thoái nghiêm trọng
do các tác động của con người [31] và hiện tại chỉ còn những mảnh rừng nhỏ nằm
rãi rác trong các khu bảo tồn. Hơn nữa, các khu rừng ở vùng đất thấp là những nơi
mà người dân địa phương dễ dàng tiếp cận nhất và đây là những khu rừng đầu tiên
bị ảnh hưởng bởi “hội chứng rừng trống” do hiện tượng săn bắt. Sự kết hợp của cả
hai mối đe dọa nêu trên có thể là lý giải cho sự vắng mặt của Gà tiền mặt vàng và
Gà lôi lam mào trắng trong các khu vực nghiên cứu. Đối với gà lôi lam mào trắng,
45
sự tuyệt chủng cục bộ ở Trung Trường Sơn tương đương với sự tuyệt chủng trong
tự nhiên ở mức độ toàn cầu. Đối với loài Gà tiền mặt vàng, tuyệt chủng cục bộ ở
khu vực này có thể sẽ đồng nghĩa với sự tuyệt chủng về chức năng của phân loài
Polyplectron bicalcaratum ghigii.
Giống như hai loài nêu ở phía trên và với những thông tin đã biết, loài Công
có khả năng cao là đã tuyệt chủng ở cảnh quan Trung Trường Sơn. Loài này hiện tại
được cho là chỉ còn hai quần thể khả thi ở Việt Nam, một quần thể VQG Yok Đôn
và một quẩn thể ở VQG Cát Tiên [97]. Không ghi nhận được loài này ở Trung
Trường Sơn là điều đã được dự đoán trước.
Các loài chim trĩ có kích thước trung bình và lớn khác bao gồm Gà rừng
Gallus gallus, Gà lôi trắng và Trĩ sao đã được ghi nhận nhưng xác suất hiện diện
của chúng tương đối thấp so với các loài gà so có kích thước nhỏ hơn. Mặc dù các
loài này không phải là đối tượng mà thợ săn nhắm tới nhưng quần thể của chúng
hiện tại vẫn đang bị suy giảm do tình trạng bẫy dây phanh tràn lan trong khu vực.
Các loài chim đuôi cụt là những loài sống ở mặt đất có kích thước nhỏ và có
vùng phân bố rộng. Giống như các loài chim sống ở rừng khác, quần thể của chúng
cũng bị ảnh hưởng bởi mất sinh cảnh sống. Ở tất cả các khu vực nghiên cứu, đặc
biệt là ba khu bảo tồn ở Việt Nam, tình trạng phá rừng đang được kiểm soát tốt nên
vẫn còn một diện tích lớn sinh cảnh phù hợp với loài các loài đuôi cụt. Do kích
thước cơ thể nhỏ nên loài này cũng ít có khả năng bị mắc bẫy dây phanh. Hơn nữa,
các cuộc khảo sát về buôn bán chim được thực hiện vào năm 2011 và năm 2017 ở
Việt Nam đã không ghi nhận được bất kỳ loài đuôi cụt nào [42], [43], cho thấy rằng
nhu cầu buôn bán các loài đuôi cụt cho mục đích làm cảnh là không cao. Tập tính di
cư có thể là giải thích hợp lý nhất cho sự vắng mặt của loài Đuôi cụt bụng đỏ và loài
Đuôi cụt cánh xanh Pitta moluccensis vì các đợt khảo sát bẫy ảnh được thực hiện có
thể không nằm trong cao điểm mùa di cư của chúng. Tuy nhiên sự vắng mặt của ba
loài pitta còn lại là điều không mong đợi của khảo sát này vì chúng không phải là
các loài di cư. Đối với sự vắng mặt của các loài này, áp lực săn mồi có thể là một
46
giải thích hợp lý [60]. Hiện tượng bị săn/phá tổ của ba loài chim đuôi cụt – bao gồm
Đuôi cụt bụng vằn Hydrornis elliotii, Đuôi cụt đầu xám Hydrornis soror , và Đuôi
cụt cánh xanh – đã được nghiên cứu ở VQG Cát Tiên [48]. Các loài săn/phá tổ được
ghi nhận gồm có loài Nhen/Đồi, các loài sóc, chuột, và Khỉ đuôi lợn Macaca
leonina [48]. Ba taxa đầu tiên là các loài thú nhỏ và khó bị mắc bẫy dây phanh. Mặc
dù loài Khỉ đuôi lợn đôi khi vẫn dính phải bẫy dây phanh nhưng với tập tích vừa
sống trên cây vừa sống ở mặt đất (semi-arboreal behavior) đã giúp chúng ít bị ảnh
hưởng từ bẫy dây phanh hơn các loài chỉ thuần ở mặt đất, và kết quả là chúng hiện
diện ở hầu hết khu vực được khảo sát. Kết quả khảo sát bẫy ảnh trong nghiên cứu
này đã cho thấy các loài thú nêu trên tương đối phổ biến và còn nhiều (Tilker et al.,
2018, số liệu chưa công bố). Ngoại trừ một ít cá thể Gấu, các loài thú ăn thịt có kích
thước lớn trong khu vực nghiên cứu gần như đã biến mất, và nếu còn thì các loài
này cũng đang đứng trước tình trạng tuyệt chủng cục bộ [52]. Sự vắng mặt của
những loài săn mồi đứng đầu chuỗi thức ăn như các loài mèo lớn và những loài chó
có thể dẫn đến sự gia tăng các loài săn mồi bậc thấp (mesopredators) có kích thước
nhỏ hơn và có biên độ sinh thái rộng (generalists) [7]. Như đã biết thì các loài đuôi
cụt có thể bị đe dọa bởi áp lực từ động vật săn mồi [48], [58], [60], và nguyên nhân
có thể là do mất sự kiểm soát các loài săn mồi bậc thấp theo hướng từ trên xuống
dưới (top-down regulation). Như vậy, rất có khả năng tình trạng bẫy bắt bằng dây
phanh đã ảnh hưởng đến hiện trạng quần thể của các loài đuôi cụt một cách gián
tiếp thông qua hiệu ứng dây chuyền trong chuỗi thức ăn của hệ sinh thái. Mặc dù
việc chứng minh được giả thuyết “mesopredator release” – sự gia tăng quần thể của
các loài săn mồi bậc thấp – là rất khó nhưng nhóm nghiên cứu đang tìm cách thực
hiện các nghiên cứu trong tương lai để chứng minh giả thuyết này một cách chặc
chẽ hơn.
Trong các loài đuôi cụt ở Trung Trường Sơn, chỉ có loài Đuôi cụt bụng đỏ
được xếp vào nhóm Vulnerable của Sách đỏ IUCN, trong khi sáu loài còn lại được
xếp vào nhóm ít được quan tâm vì chúng được cho là phổ biến hoặc rất phổ biến
(Bảng 1.1). Tuy nhiên, kết quả của nghiên cứu này (chỉ ghi nhận được hai loài) thì
47
lại không cho thấy được điều này. Các nghiên cứu trong tương lai nhằm so sánh các
phương pháp khảo sát chim truyền thống – như đếm điểm hoặc khảo sát theo tuyến
– với phương pháp khảo sát bằng bẫy ảnh để có thể xác định xem việc không ghi
nhận được các loài đuôi cụt có phải thật sự là do mật độ của chúng quá thấp hoặc
thậm chí biến mất cục bộ hay đơn giản chỉ là do phương pháp khảo sát. Vẫn có khả
năng phương pháp bẫy ảnh ít phù hợp với khảo sát các loài chim đuôi cụt so với
những mong đợi ban đầu. Tuy nhiên, nếu như khảo sát thêm bằng các phương pháp
truyền thống trong tương lai cũng cho kết quả tương tự với nghiên cứu bằng bẫy
ảnh thì hiện trạng của tất cả các loài đuôi cụt cần thiết phải được đánh giá lại.
Ngược lại với các loài chim đuôi cụt, tất cả ba loài gà so đã được ghi nhận
trong khảo sát này đúng như mong đợi ban đầu. Giống với các loài đuôi cụt, các
loài gà so đều là các loài kiếm ăn ở mặt đất có kích thước nhỏ và có thể ít bị mắc
bẫy bằng dây phanh. Kết quả còn cho thấy chúng thuộc nhóm chim sống ở mặt đất
có xác suất hiện cao nhất trong nghiên cứu này. Nếu như một số loài đuôi cụt không
ghi nhận được là do sự tăng lên của nhóm động vật ăn săn mồi bậc thấp thì câu hỏi
ở đây là tại sao các loài gà so không bị tình trạng suy giảm tương tự. Một lý do có
thể giải thích cho trường hợp này là các loài gà so thường được ghi nhận từ hai cá
thể trở lên/theo nhóm (chiếm 30-43% số lần ghi nhận), trong khi đó các loài đuôi
cụt sống hoàn toàn đơn độc, và theo như các nghiên cứu về sinh thái học thì việc
“sống theo nhóm/đàn” có thể giúp gia tăng khả năng phát hiện và như vậy tránh
được động vật săn mồi [61].
Rất ít thông tin về sinh thái của bốn loài chim kiếm ăn ở mặt đất – Cu luồng,
Hoét vàng, Hoét xanh, và Sáo đất – được đưa vào phân tích này. Tất cả đều được
xếp vào nhóm ít được quan tâm được cho là phổ biến trong khu vực chúng phân bố
Không có loài nào là đối tượng chính của thị trường buôn bán chim ở Việt Nam
[42], [43]. Vì không có loài nào trong số này nhận được sự quan tâm để nghiên cứu
hoặc bảo tồn, các ước lượng về xác suất hiện diện của chúng trong nghiên cứu này
sẽ cung cấp dữ liệu cơ sở cho các nghiên cứu giám sát nhằm đánh giá biến động
quần thể của chúng ở khu vực Trung Trường Sơn trong tương lai.
48
4.2. Các yếu tố ảnh hưởng đến sự phân bố của các loài chim kiếm ăn ở mặt đất
ở mức độ cảnh quan
Dựa trên các tham số hậu nghiệm từ mô hình xác suất hiện diện quần xã, kết
quả cho thấy đối với nhiều loài thì độ cao đóng vai trò chính đến sự hiện diện của
chúng. Một số loài liên hệ chặc chẽ với khu vực có độ cao thấp trong khu vực
nghiên cứu, trong khi số khác thích những khu vực cao hơn. Nhìn chung, kết quả
này đã xác nhận lại thông tin về phân bố theo độ cao của phần lớn các loài. Những
loài sống ở vùng thấp gồm các loài Gà so trung bộ Arborophila merlini, Gà rừng,
Đuôi cụt bụng vằn đã được ghi nhận trước đây ở những khu vực từ 0 đến 800 m
[73], [87]. Ngược lại, Gà so họng trắng Arborophila brunneopectus và Gà so họng
hung Arborophila rufogulari được biết đến là các loài phân bố ở vùng cao hơn,
thậm chí Gà so họng trắng ưu thích sinh cảnh rừng trên núi cao [70], [87]. Trĩ sao,
Đuôi cụt đầu xám, và Cu luồng là những loài có biên độ phân bố theo độ cao rộng
(Bảng 1.1 và Bảng 1.2). Các tham số hậu nghiệm được ước lượng từ nghiên cứu
này đã xác nhận kết luận trên. Gà lôi trắng và Sáo đất Zoothera dauma được cho là
phân bố ở vùng cao (Bảng 1.1 và Bảng 1.2). Dữ liệu từ nghiên cứu này cũng xác
nhận điều đó nhưng kết quả phân tích không có ý nghĩa thống kê. Điều này có thể
được lý giải là do xác suất hiện diện của hai loài này rất thấp (0.061±0.038 và
0.079±0.037) và bằng cách “mượn” thông tin từ các loài khác trong mô hình xác
suất hiện diện quần xã nên các mối tương quan của loài với môi trường bị kéo dần
về giá trị trung bình của quần xã [59], [89]. Trong nghiên cứu này, chỉ có một loài
được ghi nhận theo độ cao trái ngược với các thông tin trước đây. Loài Hoét xanh
Myophonus caeruleus được xem là loài phân bố ở khu vực có độ cao từ 1000 m đến
3000 m [29], [87]. Trong nghiên cứu này, loài được ghi nhận từ 327 m đến 1380 m
và các tham số hậu nghiệm từ mô hình xác suất hiện diện không cho thấy loài này
thích phân bố ở nơi có độ cao lớn (Hình 3.1 và Phụ lục 1). Các nghiên cứu tiếp theo
ở trong khu vực phân bố của loài cần được thực hiện để đánh giá lại sự phân bố theo
độ cao của loài này.
49
Các kết quả phân tích cho thấy chất lượng rừng không ảnh hưởng nhiều đến
phân bố của các loài chim kiếm ăn ở mặt đất. Ở mức độ sinh cảnh, phần lớn diện
tích khu vực nghiên cứu được bao phủ bởi rừng thứ sinh. Diện tích rừng bị ảnh
hưởng bởi chất hóa học trong thời chiến tranh đã phục hồi trong vòng hơn 40 năm,
và việc khai thác gỗ có chọn lọc (hợp pháp) đã được chấm dứt hơn một thập kỷ ở
Việt Nam [38]. Như vậy, chất lượng rừng gần như là đồng nhất trong toàn bộ diện
tích khu vực nghiên cứu với những mảnh rừng bị suy thoái đơn lẻ nằm rãi rác. Do
đó, phân bố của các loài không tương quan với chất lượng rừng là kết quả phù hợp
với thực tế khi xét ở mức độ cảnh quan. Các phân tích chi tiết hơn về thảm thực vật
rừng có thể thu được từ dữ liệu vệ tinh LiDAR sẽ cần thiết để tìm hiểu mối tương
quan giữa quần xã các loài chim kiếm ăn ở mặt đất với sinh cảnh sống trong khu
vực nghiên cứu.
Trước khi thực hiện nghiên cứu, một giả thuyết được đưa ra là các loài chim
trĩ có kích thước lớn sẽ có xác suất hiện diện cao ở những khu vực xa và hiểm trở
do hoạt động bẫy bắt ít hơn. Kết quả phân tích không chứng minh được giả thuyết
này là đúng và khoảng cách từ vị trí bẫy ảnh đến đường giao thông (thể hiện mức
độ xa xôi của các vị trí thu mẫu) không ảnh hưởng đến mức độ hiện diện của các
loài chim trĩ có kích thước lớn (Hình 3.1 và Phụ lục 1). Kết quả này có thể được
giải thích là do trong thực tế thì các khu vực nghiên cứu không còn nơi nào thật sự
xa xôi đối với người dân địa phương. Để kiểm tra giả thuyết này, một mô hình xác
suất hiện diện đơn loài được xây dựng cho người dân địa phương (các ghi nhận từ
bẫy ảnh) với khoảng cách từ vị trí bẫy ảnh đến đường là biến duy nhất. Dựa trên
192 ghi nhận độc lập tại 34 vị trí bẫy ảnh, kết quả phân tích đã cho thấy sự tương
quan rất yếu và không có ý nghĩa thống kê (-0.06 ± 0.21, P = 0.78). Điều này đồng
nghĩa với mức độ hiện diện của người dân địa phương ở nơi gần đường không cao
hơn so với nơi xa đường và người dân dường như có thể tiếp cận mọi nơi trong khu
vực. Benítez-López et al. (2017) đã dự đoán rằng sự phát triển cơ sở hạ tầng giao
thông sẽ đe dọa và làm biến mất những nơi xa xôi của phần lớn các khu rừng nhiệt
50
đới trong tương lai gần. Không may là dự đoán này dường như đã trở thành sự thật
ở khu vực Trung Trường Sơn.
Biến cuối cùng được phân tích là mức độ bảo vệ. Từ năm 2011, các đội bảo
vệ rừng của WWF đã tiến hành gỡ bẫy dây phanh ở hai KBT Sao la và ở phần phía
đông của KBTQG Xe Sap. Giả thuyết ban đầu được đặt ra là các loài chim trĩ có
kích thước lớn sẽ có tương quan thuận với mức độ gỡ bẫy dây phanh. Mặc dù các
tham số hậu nghiệm từ mô hình xác suất hiện diện quần xã không cho thấy bất cứ
tương quan nào giữa mức độ gỡ bẫy và xác suất hiện diện của các loài có ý nghĩa
(các 95% BCI của từng loài đều chồng qua 0, Phụ lục 1) nhưng loài có kích thước
lớn nhất trong các đối tượng nghiên cứu, loài Trĩ sao, cho thấy có tương quan mạnh.
Do cấu trúc của mô hình hiện diện quần xã, kết quả ước lượng của từng loài được
lấy ra từ giá trị trung bình của quần xã và đôi khi làm mất thông tin của loài riêng lẻ
[93]. Để kiểm tra, một mô hình xác suất hiện diện đơn loài được xây dựng cho loài
Trĩ sao với một biến là mức độ gỡ bẫy dây phanh và kết quả cho thấy xác suất hiện
diện của Trĩ sao có tương quan thuận và có ý nghĩa thông kê (2.15 ± 1.10, p = 0.05).
Do không có số liệu cơ sở từ năm 2011 nên không thể loại bỏ khả năng xác suất
hiện diện của Trĩ sao ở hai KBT Sao la và KBTQG Xe Sap đã cao hơn sẵn trước khi
thực hiện chương trình gỡ bẫy dây phanh. Tuy nhiên, khi xét về sự tương quan về
đặc điểm rừng, khả năng tiếp cận của người dân, và độ cao cho thấy khả năng trên
là không cao, và tôi cho rằng kết quả này thể hiện hiệu quả của hoạt động gỡ bẫy
dây phanh đối với loài đang bị đe dọa này. Do các quan sát thực địa cho thấy hoạt
động gỡ bẫy dây phanh chưa thể ngăn chặn hoàn toàn tình trạng bẫy bắt bằng dây
phanh quá mức ở khu vực Trung Trường Sơn nên các khảo sát trong tương lai cần
phải được tiếp tục thực hiện để đánh giá tác động của hoạt động gỡ bẫy trong thời
gian dài (xem bẫy dây phanh chỉ giúp làm chậm tốc độ biến mất hay có thể giúp
loài phục hồi). Dãy Trường Sơn có thể vẫn còn là một trong những nơi phân bố
quan trọng của loài Trĩ sao và do đó cần phải có nhiều nỗ lực bảo tồn hơn nữa ở
mức độ cảnh quan để bảo vệ loài này – cũng như các loài chim trĩ có kích thước lớn
khác – trước sự tuyệt chủng cục bộ.
51
4.3. Giải đoán
Bởi vì kết quả đã chỉ ra sự phân chia rõ ràng về không gian giữa các loài
vùng thấp và các loài vùng cao trong khu vực nghiên cứu nên không có nơi nào là
có độ giàu loài thật sự cao. Giá trị cao nhất là ba loài trong một ô 100 x 100 m. Khu
vực Ban-Pale, là nơi có độ cao trung bình tương đối cao hơn các khu vực còn lại,
được dự đoán là nơi thích hợp các loài sống ở vùng cao (Hình 3.5). Ngược lại, VQG
Bạch Mã dường như là nơi phù hợp với các loài sống ở vùng thấp. Tuy nhiên xác
suất hiện diện của các loài ở vùng thấp tương đối thấp, có thể là do những nơi này
bị tác động quá mạnh của con người. Trong khi đó hai KBT Sao la và KBTQG Xe
Sap được dự đoán là nơi quan trọng cho loài Trĩ sao – loài đang bị đe dọa tuyệt
chủng (Hình 3.3b). Bản đồ phân bố còn thể hiện được các “điểm nóng” của loài này
– nơi được dự đoán là có xác suất hiện diện của loài cao (Hình 3.3b). Việc xác định
được những “điểm nóng” này có vai trò quan trọng trong việc định hướng cho các
hoạt động bảo tồn. Mặc dù vậy nếu như có thêm dữ liệu về các loài nhạy cảm với
bẫy dây phanh đặc biệt là các loài thú lớn sẽ bổ trợ thêm cho kết luận về phân bố
của Trĩ sao trong nghiên cứu này.
52
CHƯƠNG 5: KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ
5.1. Kết luận
Sự đa dạng các loài chim kiếm ăn ở mặt đất đang giảm ở mức độ cảnh quan
trên toàn bộ diện tích khu vực nghiên cứu. Một số loài, bao gồm cả các loài bảo tồn
có giá trị bảo tồn và các loài phổ biến, đã không được ghi nhận mặc dù đã có nỗ lực
khảo sát rất đáng kể. Có khả năng tình trạng bẫy bắt bằng dây phanh quá mức đã
trực tiếp dẫn đến sự biến mất của các loài trĩ có kích thước lớn đang bị đe dọa ở khu
vực cảnh quan Trung Trường Sơn. Sự vắng mặt của một số loài đuôi cụt và xác suất
hiện diện thấp của các loài còn lại là kết quả không được như mong đợi vì những
loài này có kích thước đủ nhỏ để không bị mắc trong bẫy dây phanh. Nhiều khả
năng sự tuyệt chủng của các loài thú ăn thịt lớn đã dẫn đến hiện tượng
“mesopredator release”, khi đó kích thước quá lớn của quần thể các loài săn mồi
bậc thấp và có biên độ sinh thái rộng đã tác động tiêu cực đến quần thể các loài
chim sống ở mặt đất có kích thước nhỏ.
Các loài có sự đáp ứng khác nhau với các yếu tố tự nhiên và con người. Sự
hiện diện của các loài thông thường, có kích thước nhỏ trong quần xã bị chi phối
bởi độ cao, một yếu tố tự nhiên. Tuy nhiên, sự hiện diện của loài lớn hơn như Trĩ
sao lại bị chi phối chủ yếu bởi nỗ lực gỡ bẫy dây phanh, một yếu tố con người. Yếu
tố thứ hai liên quan đến con người là khoảng cách từ các vị trí bẫy ảnh đến đường
giao thông đã không cho thấy sự liên quan đến mức độ săn bắt (bằng các phân tích
tương quan giữa khoảng các đến đường với sự hiện diện của người địa phương
được ghi nhận bằng bẫy ảnh). Kết quả này đã nhấn mạnh rằng phần lớn diện tích
cảnh quan Trung Trường Sơn có thể dễ dàng được tiếp cận bởi người dân địa
phương và như vậy không có nơi nào trong khu vực nghiên cứu là an toàn cho các
loài trước tình trạng bẫy bắt bằng dây phanh.
53
Các nỗ lực gỡ bẫy dây phanh có thể có tác động tích cực đến hiện trạng của
loài Trĩ sao, một loài nhạy cảm với tình trạng bẫy bắt bằng dây phanh, và có thể
phần nào làm chậm xu hướng suy giảm quần thể của loài. Để tránh kịch bản có
thêm những loài nhạy cảm với bẫy bắt bằng dây phanh bị tuyệt chủng cục bộ như
loài Gà lôi lam mào trắng và Công, bắt buộc phải thực hiện thêm các hoạt động và
sáng kiến bảo tồn khác.
5.2. Kiến nghị
Để bảo vệ quần thể còn lại của các loài chim kiếm ăn ở mặt đất mà nhạy cảm
với bẫy bắt bằng dây phanh thì cần phải duy trì các hoạt động gỡ bẫy dây phanh
hiện tại. Tuy nhiên, chỉ mình hoạt động tháo bẫy sẽ không bao giờ đủ để đảm bảo
rằng các loài không bị săn bắt. Do đó cần thiết phải tăng cường thực thi pháp luật
một các tích cực và hiệu quả. Cho đến nay, có rất ít hoặc không có nỗ lực từ cơ
quan chức năng trong việc bắt giữ và truy tố những người mua và mang bẫy dây
phanh vào trong các khu bảo tồn. Rõ ràng là vẫn còn một chặng đường dài để phía
trước để có thể đi đến được mục tiêu thực thi pháp luật hiệu quả ở Trung Trường
Sơn.
Tiến hành lă ̣p la ̣i khảo sát trong khuôn khổ của một chương trình giám sát
dài hạn là cần thiết để giám sát biến động quần thể của các loài, đặc biệt là loài Trĩ
sao, và để đánh giá mức độ hiệu quả của các nỗ lực bảo tồn đối với động vật hoang
dã.
Cần có thêm các nghiên cứu sâu hơn về sinh thái học để tìm hiểu những thay
đổi trong cấu trúc quần xã thú và chim, và rộng hơn là chức năng của hệ sinh thái
dưới tác động dây chuyền trong chuỗi thức ăn khi các loài động vật ăn thịt lớn bị
biến mất trong hệ sinh thái. Sự tuyệt chủng của động vật săn mồi bậc cao làm cho
Trung Trường Sơn trở thành một hệ sinh thái đặc biệt để nghiên cứu giả thuyết
“mesopredator release”, và những hiểu biết sâu hơn về hiện tượng sinh thái này sẽ
54
giúp các nhà quản lý và bảo tồn tìm ra các giải pháp để ngăn chặn sự tuyệt chủng
cục bộ của nhiều loài khác.
Mặc dù mô hình xác suất hiện diện đã trở thành phương pháp phân tích số
liệu phổ biến trên thế giới trong nghiên cứu sinh thái học và bảo tồn nhưng việc ứng
dụng phương pháp này vẫn còn hạn chế ở Việt Nam với chỉ duy nhất một nghiên
cứu được xuất bản trên tạp chí khoa học quốc tế [53]. Với ưu điểm có thể tính toán
được sự “vắng mặt giả”, áp dụng được cho nhiều đối tượng nghiên cứu khác nhau,
và áp dụng được cho nhiều phương pháp thu thập dữ liệu khác nhau nên phương
pháp phân tích bằng mô hình xác suất hiện diện nên được sử dụng rộng rãi hơn
trong nghiên cứu sinh thái và bảo tồn ở Việt Nam. Nghiên cứu này đã nêu rõ cách
phân tích để có thể thấy được sự ảnh hưởng của các yếu tố ảnh môi trường đến sự
hiện diện của các loài và cũng như cách kết hợp mô hình này với dữ liệu viễn
thám/GIS để giải đoán phân bố của các loài với mục đích định hướng các hoạt động
bảo tồn. Những bản đồ thể hiện độ giàu loài từ phương pháp này có thể được sử
dụng kết hợp với các chương trình PFES hiện đang được phát triển ở Việt Nam.
Một trong những thách thức của PFES ở Việt Nam là đánh giá giá trị đa dạng sinh
học của rừng. Hiện nay, giá trị đa dạng sinh học của các chương trình này được
đánh giá thông quá độ che phủ rừng [34], [82], nhưng ở Việt Nam độ che phủ cao
rừng không đồng nghĩa với giá trị bảo tồn và đa dạng sinh học cao, đặc biệt là hiện
nay nhiều khu rừng ở Việt Nam có thảm thực vật nguyên vẹn nhưng lại là những
“khu rừng trống” do kết quả của săn bắt quá mức. Bản đồ độ giàu loài được giải
đoán từ mô hình xác suất hiện diện sẽ giúp bổ sung cho lỗ hổng này bằng cách phản
ánh chính xác hơn giá trị đa dạng sinh học của các khu rừng của Việt Nam.
55
TÀI LIỆU THAM KHẢO
1.
Abrams J.F., Axtner J., Bhagwat T., Mohamed A., Nguyen A., Niedballa J.,
Sollmann R., Tilker A., and Wilting A. (2018), Studying terrestrial mammals
in tropical rainforests. A user’s guide for camera-trapping and environmental
DNA, Leibniz Institute for Zoo and Wildlife Research, Berlin.
2.
Ancrenaz M., Hearn A.J., Ross J., Sollman R., and Wilting A. (2012),
Handbook for wildlife monitoring using camera-traps, BBEC Publication,
Kota Kinabalu.
3.
Andrew Gelman and Shirley K. (2011). Inference from Simulations and
Monitoring Convergence. Handbook of markov chain monte carlo. 163–174.
4.
Anoop K.R. and Hussain S.A. (2004). Factors affecting habitat selection by
smooth-coated otters (Lutra perspicillata) in Kerala, India. Journal of
Zoology, 263(4), pp. 417–423.
5.
Baltzer M.C., Dao N.T., and Shore R. (2001), Towards a vision for the
biodiversity conservation in the forests of the lower Mekong ecoregion
complex. Summary of the biological assessment for the Ecoregion
Biodiversity Conservation Program in the Forests of the Lower Mekong
Ecoregion Complex, WWF Indochina/WWF-US, Hanoi and Washington
D.C.
6.
Bekker F. (2017), Six monthly technical progress report July 2016 –
December 2016, WWF Greater Mekong, Hanoi.
7.
Benítez-López A., Alkemade R., Schipper A.M., Ingram D.J., Verweij P.A.,
Eikelboom J.A.J., and Huijbregts M.A.J. (2017). The impact of hunting on
tropical mammal and bird populations. Science, 356(6334), pp. 180–183.
8.
BirdLife International (2016). Lophura edwardsi. The IUCN Red List of
Threatened Species.
9.
BirdLife International (2017). Pitta nympha. The IUCN Red List of
Threatened Species.
10.
BirdLife International (2016). Francolinus pintadeanus. The IUCN Red List of
56
Threatened Species.
11.
BirdLife International (2016). Coturnix japonica. The IUCN Red List of
Threatened Species.
12.
BirdLife International (2016). Synoicus chinensis. The IUCN Red List of
Threatened Species.
13.
BirdLife International (2016). Arborophila rufogularis. The IUCN Red List of
Threatened Species.
14.
BirdLife International (2016). Arborophila brunneopectus. The IUCN Red
List of Threatened Species.
15.
BirdLife International (2016). Gallus gallus. The IUCN Red List of
Threatened Species.
16.
BirdLife International (2016). Lophura nycthemera. The IUCN Red List of
Threatened Species.
17.
BirdLife International (2016). Lophura diardi. The IUCN Red List of
Threatened Species.
18.
BirdLife International (2016). Polyplectron bicalcaratum. The IUCN Red List
of Threatened Species.
19.
BirdLife International (2016). Rheinardia ocellata. The IUCN Red List of
Threatened Species.
20.
BirdLife International (2016). Pavo muticus. The IUCN Red List of
Threatened Species.
21.
BirdLife International (2016). Hydrornis phayrei. The IUCN Red List of
Threatened Species.
22.
BirdLife International (2016). Hydrornis soror. The IUCN Red List of
Threatened Species.
23.
BirdLife International (2016). Hydrornis oatesi. The IUCN Red List of
Threatened Species.
24.
BirdLife International (2016). Hydrornis cyaneus. The IUCN Red List of
Threatened Species.
57
25.
BirdLife International (2016). Hydrornis elliotii. The IUCN Red List of
Threatened Species.
26.
BirdLife International (2016). Pitta moluccensis. The IUCN Red List of
Threatened Species.
27.
BirdLife International (2016). Chalcophaps indica. The IUCN Red List of
Threatened Species.
28.
BirdLife International (2016). Geokichla citrina. The IUCN Red List of
Threatened Species.
29.
BirdLife International (2016). Myophonus caeruleus. The IUCN Red List of
Threatened Species.
30.
BirdLife International (2017). Zoothera dauma. The IUCN Red List of
Threatened Species.
31.
Brickle N.W., Duckworth J.W., Tordoff A.W., Poole C.M., Timmins R., and
McGowan P.J.K. (2008). The status and conservation of Galliformes in
Cambodia, Laos and Vietnam. Biodiversity and Conservation, 17(6), pp.
1393–1427.
32.
Brodie J.F., Giordano A.J., Zipkin E.F., Bernard H., Mohd-Azlan J., and
Ambu L. (2015). Correlation and persistence of hunting and logging impacts
on tropical rainforest mammals. Conservation Biology, 29(1), pp. 110–121.
33.
Broms K.M., Hooten M.B., and Fitzpatrick R.M. (2016). Model selection and
assessment for multi-species occupancy models. Ecology, 97(7), pp. 1759–
1770.
34.
Bui D.T., Tran H.T., and Tran V.G.P. (2014). Evaluation of the Impact of
Pilot Payments for Forest Environmental Services: Case study in Lam Dong
Province, Viet Nam. Climate Risks, Regional Integration, and Sustainability
in the Mekong Region. Perpustakaan Negara, Kuala Lumpur, 270–284.
35.
Burnham K.P. and Anderson D.R. (2002), Model Selection and Multimodel
Inference: A Practical Information-Theoretic Approach (2nd ed), Springer.
36.
Burton A.C., Neilson E., Moreira D., Ladle A., Steenweg R., Fisher J.T.,
58
Bayne E., and Boutin S. (2015). Wildlife camera trapping: A review and
recommendations for linking surveys to ecological processes. Journal of
Applied Ecology, 52(3), pp. 675–685.
37.
Chmel K., Riegert J., Paul L., Mulau M., Sam K., and Novotny V. (2018).
Predation on artificial and natural nests in the lowland rainforest of Papua
New Guinea. Bird Study, 65(1), pp. 114–122.
38.
Cochard R., Ngo D.T., Waeber P.O., and Kull C.A. (2017). Extent and causes
of forest cover changes in Vietnam ’ s provinces 1993-2013 : a review and
analysis of official data Extent and causes of forest cover changes in Vietnam
’ s provinces 1993 -2013 : a review and analysis of official data. (September
2016).
39.
Corlett R.T. (2007). The Impact of Hunting on the Mammalian Fauna of
Tropical Asian Forests. Biotropica, 39(3), pp. 292–303.
40.
Deere N.J., Guillera-Arroita G., Baking E.L., Bernard H., Pfeifer M.,
Reynolds G., Wearn O.R., Davies Z.G., and Struebig M.J. (2018). High
Carbon Stock forests provide co-benefits for tropical biodiversity. Journal of
Applied Ecology, 55(2), pp. 997–1008.
41.
Dorazio R.M. and Royle J.A. (2005). Estimating Size and Composition of
Biological Communities by Modeling the Occurrence of Species. Journal of
the American Statistical Association, 100(470), pp. 389–398.
42.
Eaton J.A., Nguyen M.D.T., Willemsen M., Lee J., and Chng S.C.L. (2017),
Caged in the city : An inventory of birds for sale in Ha Noi and Ho Chi Minh
City, Vietnam, TRAFFIC, Petaling Jaya.
43.
Edmunds K., Roberton S.I., Few R., Mahood S., Bui P.L., Hunter P.R., and
Bell D.J. (2011). Investigating Vietnam’s ornamental bird trade: Implications
for transmission of zoonoses. EcoHealth, 8(1), pp. 63–75.
44.
Erritzoe J. (2003). Order Passeriformes . Family Pittidae. Handbook of the
Birds of the World. Lynx Edicions, Barcelona, 106–161.
45.
van Etten J. (2017). R Package gdistance : Distances and Routes on
59
Geographical Grids. Journal of Statistical Software, 76(13).
46.
Forest Science Insitute of Vietnam (FSIV) (2009), Vietnam Forestry Outlook
Study, FAO, Bangkok.
47.
Gelman A., Meng X.L., and Stern H. (1996). Posterior predictive assessment
of model fitness via realized discrepancies. Statistica Sinica, 6(4), pp. 733–
807.
48.
Gogoleva S.S. and Palko I.V. (2014). Breeding biology and life history traits
of three pitta species in southern Vietnam. 26th International Ornithological
Congress, Tokyo.
49.
Grainger M.J., Garson P.J., Browne S.J., McGowan P.J.K., and Savini T.
(2018). Conservation status of Phasianidae in Southeast Asia. Biological
Conservation, 220, pp. 60–66.
50.
Gray T.N.E., Calame T., Hayes B., Hurley M.J., Nielsen P.H., Lamaxay V.,
Timmins R.J., and Thongsamouth K. (2013), Biodiversity Surveys of Xe Sap
National Protected Area Lao PDR 2012, WWF Greater Mekong, Vientiane.
51.
Gray T.N.E., Hughes A.C., Laurance W.F., Long B., Lynam A.J., O’Kelly H.,
Ripple W.J., Seng T., Scotson L., and Wilkinson N.M. (2018). The wildlife
snaring crisis: an insidious and pervasive threat to biodiversity in Southeast
Asia. Biodiversity and Conservation, 27(4), pp. 1031–1037.
52.
Gray T.N.E., Lynam A., Seng T., Laurance W., Long B., Scotson L., and
Ripple W.J. (2017). Wildlife-snaring crisis in Asian forests. Science,
355(6322), pp. 255.2-256.
53.
Gray T.N.E., Nguyen Q.H.A., and Nguyen V.T. (2014). Bayesian occupancy
monitoring for Annamite endemic biodiversity in central Vietnam.
Biodiversity and Conservation, 23(6), pp. 1541–1550.
54.
Guisan A., Tingley R., Baumgartner J.B., Naujokaitis-Lewis I., Sutcliffe P.R.,
Tulloch A.I.T., Regan T.J., Brotons L., Mcdonald-Madden E., MantykaPringle C., Martin T.G., Rhodes J.R., Maggini R., Setterfield S.A., Elith J.,
Schwartz M.W., Wintle B.A., Broennimann O., Austin M., et al. (2013).
60
Predicting species distributions for conservation decisions. Ecology Letters,
16(12), pp. 1424–1435.
55.
Harrison R.D., Sreekar R., Brodie J.F., Brook S., Luskin M., O’Kelly H., Rao
M., Scheffers B., and Velho N. (2016). Impacts of hunting on tropical forests
in Southeast Asia. Conservation Biology, 30(5), pp. 972–981.
56.
Del Hoyo J., Collar N.J., Christie D.A., Elliot A., and Fishpool L.D.C. (2014),
Illustrated Checklist of the Birds of the World, Lynx Edicions, Barcelona.
57.
IUCN
(2017).
The
IUCN
Red
List
of
Threatened
Species.
<http://www.iucnredlist.org>.
58.
Jiang A., Yang G., Pagani-Núñez E., and Jiang D. (2017). Ecology of two
Pittas (Pitta soror and Pitta nympha) in limestone forests of South China.
Journal of Natural History, 51(31–32), pp. 1929–1941.
59.
Kéry M. and Royle J.A. (2016). Applied Hierarchical Modeling in Ecology
Analysis of distribution, abundance and species richness in R and BUGS.
Applied Hierarchical Modeling in Ecology. Elsevier.
60.
Kim E.M., Choi C.Y., and Kang C.W. (2013). Causes of injury and mortality
of fairy pitta pitta nympha on Jeju Island, Republic of Korea. Forktail, (29),
pp. 145–148.
61.
Krause J. and Ruxton G.D. (2002), Living in Groups, Oxford University
Press, New York.
62.
Lang C.R. (2001). Deforestation, in Vietnam, Laos, and Cambodia.
Deforestation, Environment, and Sustainable Development: A Comparative
Analysis. Praeger Publishers, Westport, 111–139.
63.
Le M. (2017), In search of Edwards’s Pheasant (Lophura edwardsi) in the
Annamese lowlands of Vietnam, CEPF Final Project Completion Report
Instructions, Critical Ecosystem Parnership Fund.
64.
Le T.T., Richardson W.J., Le V.C., Tran H.M., Tran Q.N., Nguyen V.S., and
Monastyrskii A.L. (1999), A feasibility study for the establishment of Phong
Dien (Thua Thien Hue Province) and Dakrong (Quang Tri Province) nature
61
reserves, Vietnam, BirdLife International Vietnam Programme and Forest
Inventory and Planning Institute, Hanoi.
65.
Lin Y. (2009). Home range of Chalcophaps indica Linnaeus 1758 (Aves:
Columbidae) in a semi-forested landscape. Malayan Nature Journal, 61(2),
pp. 209–212.
66.
Long B. (2005), Identification of Priority Areas for Integrated Conservation
Management in Quang Nam Province, Vietnam, University of Kent.
67.
MacKenzie D.I., Nichols J.D., Lachman G.B., Droege S., Royle A.A., and
Langtimm C.A. (2002). Estimating site occupancy rates when detection
probabilities are less than one. Ecology, 83(8), pp. 2248–2255.
68.
MacKenzie D.I., Nichols J.D., and Yoccoz N.G. (2006), Occupancy
Estimation and Modeling. Inferring patterns and dynamics of species
occurrence, Elsevier.
69.
Mackenzie D.I. and Royle J.A. (2005). Designing occupancy studies: General
advice and allocating survey effort. Journal of Applied Ecology, 42(6), pp.
1105–1114.
70.
Madge S. and McGowan P. (2002). Pheasants, Partridges, and Grouse. .
71.
Ministry of Natural Resources and Environment (2011), Vietnam National
Biodiversity Strategy to 2020, Vision to 2030, Hanoi.
72.
Murphy A.J., Farris Z.J., Karpanty S., Kelly M.J., Miles K.A., Ratelolahy F.,
Rahariniaina R.P., and Golden C.D. (2017). Using camera traps to examine
distribution and occupancy trends of ground-dwelling rainforest birds in
north-eastern Madagascar. Bird Conservation International, pp. 1–14.
73.
Nguyen-Phuc H., Fulton J.E., and Berres M.E. (2016). Genetic variation of
major histocompatibility complex (MHC) in wild Red Junglefowl (Gallus
gallus). Poultry Science, 95(2), pp. 400–411.
74.
Nguyen T.V., Ngoprasert D., Browne S., and Savini T. (2017). Status and
range decline of two galliform species in South-East Asia. Bird Conservation
International, pp. 1–16.
62
75.
Nguyen T.Y.L. (2013), Evaluating the pilot implementation of payment for
forest environmental service in Lam Dong, Vietnam, WorldFish (ICLARM),
Laguna.
76.
Nguyen V.L. (2015), Impact assessment of the pilot policy on benefit-sharing
mechanism in management , protection and sustainable development of
Special-Use Forests in Vietnam - Case study at Bach Ma National Park,
Ernst-Moritz-Arndt-Universität Greifswald.
77.
Niedballa J., Sollmann R., Courtiol A., and Wilting A. (2016). camtrapR: an
R package for efficient camera trap data management. Methods in Ecology
and Evolution, 7(12), pp. 1457–1462.
78.
Niedballa J., Sollmann R., Mohamed A. Bin, Bender J., and Wilting A.
(2015). Defining habitat covariates in camera-trap based occupancy studies.
Scientific Reports, 5, pp. 1–10.
79.
O’Brien T.G. and Kinnaird M.F. (2008). A picture is worth a thousand words:
the application of camera trapping to the study of birds. Bird Conservation
International, 18(S1), pp. S144–S162.
80.
O’Connell A.F., Nichols J.D., and Karanth K.U. (2011), Camera Traps in
Animal Ecology, Springer.
81.
Pangau-Adam M.Z., Waltert M., and Mühlenberg M. (2006). Nest predation
risk on ground and shrub nests in forest margin areas of Sulawesi, Indonesia.
Biodiversity and Conservation, 15(13), pp. 4143–4158.
82.
Pham T.T., Loft L., Bennett K., Phuong V.T., Dung L.N., and Brunner J.
(2015). Monitoring and evaluation of Payment for Forest Environmental
Services in Vietnam: From myth to reality. Ecosystem Services, 16, pp. 220–
229.
83.
Plummer M. (2003). JAGS: A program for analysis of Bayesian graphical
models using Gibbs sampling. Proceedings of the 3rd International Workshop
on Distributed Statistical Computing, pp. 1–10.
84.
Plummer M. (2016). rjags: Bayesian graphical models using MCMC. .
63
85.
R Core Team (2015). R: A Language and Environment for Statistical
Computing. 1–2630.
86.
Redford K.H. (1992). The Empty Forest. BioScience, 42(6), pp. 412–422.
87.
Robson C. (2011), A Field Guide to the Birds of South-East Asia, New
Holland Publisher, Chatswood.
88.
Rodríguez J.P., Brotons L., Bustamante J., and Seoane J. (2007). The
application of predictive modelling of species distribution to biodiversity
conservation. Diversity and Distributions, 13(3), pp. 243–251.
89.
Royle J.A., Nichols J.D., and Kéry M. (2005). Modelling occurrence and
abundance of species when detection is imperfect. Oikos, 110(2), pp. 353–
359.
90.
Smirnov D. (2015), Assessment of scope of illegal logging in Laos and
associated trans-boundary timber trade, (Unpublished report), WWF Greater
Mekong.
91.
Sodhi N. (2009). Causes and consequences of species extinctions. The
Princeton Guide to Ecology, pp. 514–520.
92.
Sollmann R., Gardner B., and Belant J.L. (2012). How does spatial study
design influence density estimates from spatial capture-recapture models?.
PLoS ONE, 7(4), pp. 1–8.
93.
Sollmann R., Mohamed A., Niedballa J., Bender J., Ambu L., Lagan P.,
Mannan S., Ong R.C., Langner A., Gardner B., and Wilting A. (2017).
Quantifying mammal biodiversity co-benefits in certified tropical forests.
Diversity and Distributions, 23(3), pp. 317–328.
94.
Sreekar R., Zhang K., Xu J., and Harrison R.D. (2015). Yet another empty
forest: Considering the conservation value of a recently established tropical
nature reserve. PLoS ONE, 10(2), pp. 1–18.
95.
Sterling E.J., Hurley M., and Le D.M. (2006), Vietnam: a natural history,
Yale University Press, New Haven.
96.
Sukumal N., Dowell S.D., and Savini T. (2017). Micro-habitat selection and
64
population recovery of the Endangered Green Peafowl Pavo muticus in
western Thailand: Implications for conservation guidance. Bird Conservation
International, 27(3), pp. 414–430.
97.
Sukumal N., McGowan P.J.K., and Savini T. (2015). Change in status of
green peafowl Pavo muticus (Family Phasianidae) in Southcentral Vietnam:
A comparison over 15years. Global Ecology and Conservation, 3, pp. 11–19.
98.
Sunarto, Sollmann R., Mohamed A., and Kelly M.J. (2013). Camera trapping
for the study and conservation of tropical carnivores. The Raffles Bulletin of
Zoology, (SUPPL.28), pp. 21–42.
99.
Thornton D.H., Branch L.C., and Sunquist M.E. (2012). Response of large
galliforms and tinamous (Cracidae, Phasianidae, Tinamidae) to habitat loss
and fragmentation in northern Guatemala. Oryx, 46(4), pp. 567–576.
100. Tilker A. (2014), A Survey of Eastern Areas of Xe Sap National Protected
Area , Lao PDR for Saola and Other Large Ungulates, Global Wildlife
Conservation, Saola Working Group, World Wildlife Fund Greater Mekong
Program.
101. Tilker A. (2014), Estimating Site Occupancy for Four Threatened Mammals
in Southeastern Laos, University of Texas.
102. Tilker A., Nguyen A., Abrams J.F., Bhagwat T., Le M., Nguyen T.V.,
Nguyen T.A., Niedballa J., Sollmann R., and Wilting A. (2018). Ecology,
occupancy, and local abundance for the little-known Annamite striped rabbit
Nesolagus timminsi in Vietnam and Laos. in preparation, pp. 1–28.
103. Timmins R.J., Hedges S., and Robichaud W. (2016). Pseudoryx
nghetinhensis,. The IUCN Red List of Threatened Species.
104. Tordoff A., Timmins R., Smith R., and Mai K.V. (2003), A Biological
Assessment of the Central Truong Son Landscape, WWF Indochina, Hanoi.
105. Tordoff A.W. (2000), A Feasibility Study for Establishment of Ngoc Linh
Nature Reserve, Quang Nam Province, Vietnam, BirdLife International
Vietnam Programme and Forest Inventory and Planning Institute, Hanoi.
65
106. Tordoff A.W., Bezuijen M.R., Duckworth J.W., Fellowes J.R., Koenig K.,
Pollard E.H.B., and Royo A.G. (2012), Ecosystem Profile: Indo-Burma
Biodiversity Hotspot Indochina Region, Critical Ecosystem Partnership Fund.
107. Van N.T., Vu N.T., Do T., Hoang M., Le T.D., Nguyen M.H., and Dickinson
C. (2006), An Assessment of the Mammal Fauna of the Green Corridor
Forest Landscape , Thua Thien Hue Province , Vietnam Green Corridor
Project : Technical Report No . 6, WWF Greater Mekong, Hanoi.
108. Winarni N., Carrol J., and O’Brien T. (2004). The application of camera traps
to the study of Galliformes in southern Sumatra, Indonesia. International
Galliformes Symposium 2004, pp. 109–121.
109. WWF (2013). The Saola’s Battle for Survival on The Ho Chi Minh Trail. .
110. Yen P., Ziegler S., Huettmann F., and Onyeahialam a. I. (2005). Change
Detection of Forest and Habitat Resources from 1973 to 2001 in Bach Ma
National Park, Vietnam, Using Remote Sensing Imagery. International
Forestry Review, 7(1), pp. 1–8.
66
PHỤ LỤC
Phụ lục 1: Tóm tắt các hệ số tương quan hậu nghiệm của các biến độ cao (β1), khoảng cách đến đường (β2), chất lượng rừng
(β3), mức độ bảo vệ (β4)
Độ cao
Khoảng cách đến đường
Chất lượng rừng
Mức độ bảo vệ
Loài
Mean
SD
Mean
SD
Mean
SD
Gà so họng hung
1.96
0.71
[0.78
3.57]
0.33
0.30
[-0.23
0.97]
0.36
0.52
[-0.49
Gà so họng trắng
1.19
0.81
[0.00
3.22]
0.07
0.32
[-0.59
0.68]
-0.21
0.44
Gà so trung bộ
-1.37
0.50
[-2.47
-0.52]
0.21
0.26
[-0.29
0.74]
-0.15
Gà rừng
-1.15
0.62
[-2.51
-0.13]
0.18
0.30
[-0.42
0.77]
0.49
0.55
[-0.51
1.63]
0.12
0.32
[-0.52
Trĩ sao
-0.18
0.40
[-0.98
0.59]
0.27
0.28
Đuôi cụt bụng vằn
-1.27
0.54
[-2.45
-0.33]
-0.01
Cu luồng
-0.12
0.29
[-0.70
0.45]
Hoét vàng
-0.37
0.32
[-1.01
Sáo đất
0.32
0.48
Hoét xanh
0.24
0.39
Gà lôi trắng
95% BCI
95% BCI
Mean
SD
1.56]
-1.16
0.89
[-3.14
0.30]
[-1.18
0.56]
-0.05
0.74
[-1.54
1.41]
0.26
[-0.68
0.35]
-0.03
0.62
[-1.24
1.21]
0.37
0.43
[-0.36
1.35]
-0.49
0.81
[-2.24
0.97]
0.74]
0.42
0.53
[-0.42
1.67]
-1.11
1.03
[-3.57
0.47]
[-0.27
0.84]
0.58
0.51
[-0.17
1.83]
0.81
0.72
[-0.43
2.36]
0.30
[-0.63
0.54]
0.14
0.33
[-0.46
0.84]
-0.25
0.71
[-1.71
1.13]
0.28
0.23
[-0.16
0.74]
-0.13
0.25
[-0.64
0.35]
0.53
0.53
[-0.46
1.60]
0.23]
-0.01
0.24
[-0.50
0.45]
0.30
0.31
[-0.24
0.97]
-0.31
0.54
[-1.43
0.72]
[-0.56
1.30]
0.16
0.29
[-0.42
0.73]
0.48
0.52
[-0.30
1.72]
0.41
0.71
[-0.87
1.91]
[-0.52
1.03]
0.30
0.28
[-0.23
0.88]
0.60
0.55
[-0.20
1.95]
-0.90
0.79
[-2.67
0.42]
67
95% BCI
95% BCI
Phụ lục 2: Tóm tắt các ước lượng hậu nghiệm của siêu tham số (hyperparameter)
của quần xã
Tham số
Xác suất phát hiện
μp
σp
β.eff
Xác suất hiện diện
μα
σα
μβ1
μβ2
μβ3
μβ4
σβ1
σβ2
σβ3
σβ4
Mean
SD
2.5%
50%
97.5%
-3.315
0.579
0.064
0.456
0.245
0.014
-4.265
0.229
0.037
-3.300
0.537
0.063
-3.315
0.579
0.092
-2.592
0.735
0.007
0.167
0.240
-0.284
1.166
0.327
0.502
0.971
0.345
0.327
0.390
0.165
0.248
0.434
0.402
0.120
0.248
0.461
-3.330
0.197
-0.754
-0.158
-0.179
-1.206
0.592
0.164
0.200
0.306
-2.574
0.695
-0.002
0.167
0.215
-0.263
1.100
0.303
0.446
0.899
-1.972
1.491
0.812
0.492
0.807
0.519
2.126
0.623
1.133
2.088
Phụ lục 3: Tóm tắt các hệ số chặn hậu nghiệm của xác suất phát hiện của từng loài
(α.p)
Loài
Gà so họng hung
Gà so họng trắng
Gà so trung bộ
Gà rừng
Gà lôi trắng
Trĩ sao
Đuôi cụt đầu xám
Đuôi cụt bụng vằn
Cu luồng
Hoét vàng
Sáo đất
Hoét xanh
Mean
-3.634
-3.917
-3.063
-3.655
-3.709
-3.063
-3.528
-2.888
-2.860
-2.899
-3.389
-3.187
SD
0.551
0.700
0.503
0.656
0.713
0.557
0.581
0.567
0.460
0.475
0.605
0.553
68
2.5%
-4.773
-5.414
-4.081
-5.049
-5.268
-4.187
-4.746
-4.010
-3.791
-3.862
-4.641
-4.314
50%
-3.615
-3.870
-3.055
-3.614
-3.660
-3.054
-3.495
-2.886
-2.849
-2.890
-3.366
-3.173
97.5%
-2.606
-2.679
-2.109
-2.479
-2.447
-2.002
-2.460
-1.778
-1.983
-1.995
-2.267
-2.130
Phụ lục 4: Tóm tắt các hệ số chặn hậu nghiệm của xác suất hiện diện của từng loài
(α)
Loài
Gà so họng hung
Gà so họng trắng
Gà so trung bộ
Gà rừng
Gà lôi trắng
Trĩ sao
Đuôi cụt đầu xám
Đuôi cụt bụng vằn
Cu luồng
Hoét vàng
Sáo đất
Hoét xanh
Mean
-2.767
-2.697
-2.474
-2.863
-2.857
-3.013
-2.239
-3.159
-1.832
-1.730
-2.985
-2.485
SD
0.619
0.639
0.470
0.624
0.622
0.579
0.504
0.618
0.385
0.394
0.600
0.467
69
2.5%
-4.135
-3.992
-3.449
-4.216
-4.168
-4.284
-3.188
-4.532
-2.576
-2.480
-4.284
-3.437
50%
-2.717
-2.676
-2.458
-2.825
-2.826
-2.963
-2.258
-3.102
-1.833
-1.734
-2.943
-2.475
97.5%
-1.679
-1.461
-1.590
-1.752
-1.710
-2.023
-1.167
-2.117
-1.075
-0.948
-1.939
-1.586