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斯托里，R. G.， A.赖特-斯托，E.金，R.戴维斯-科利和R.斯托特。2016。志愿者溪流监测:数据质量和监测经验是否支持增加社区参与淡水决策?生态和社会21(4): 32。
https://doi.org/10.5751/ES-08934-210432
志愿者溪流监测:数据质量和监测经验是否支持增加社区参与淡水决策?
摘要
新西兰最近的淡水政策改革促进了社区更多地参与淡水决策和管理。让社区成员参与科学监测，既增加了他们的知识，也增加了他们与专业人员讨论这些知识的能力，潜在地增加了他们在决策过程中的影响力。然而，这种互动很少发生，特别是因为人们认为志愿者收集的数据不可靠。我们评估了志愿者(社区团体)和地方政府(地区委员会)在新西兰九个溪流站点的数据之间的一致性。在18个月的时间里，社区团体和区域议会工作人员同时监测了一套共同的水质指标、自然生境、周边生物和大型底栖无脊椎动物，这些指标是区域议会在法定环境状况报告中经常使用的。社区团体与地区委员会在温度、电导率、可视水质清晰度和大肠杆菌．对于溶解氧、硝酸盐和pH，相关性较弱(分别为0.2、0.53和0.4)。志愿人员对自然栖息地的评估与委员会的评估一样，在一段时间内保持一致。对于茂密的周围植物生长的视觉评估(河床覆盖度%)，志愿者获得了0.93的相关性和0.1%的相对于理事会的偏差。在反映水体和生境质量的大型无脊椎动物生物指数中，相关性为0.88，偏差< 5%，平均差值为指数得分的12%。志愿者对当地淡水的认识、对河流生态系统的理解以及对当地和国家淡水问题的关注都有所提高。大多数志愿者与他们社区的其他人分享了他们的知识和兴趣。大多数团体都与他们的地区委员会建立了关系，一些志愿者对参与淡水决策更感兴趣。如果有足够的专业支持，社区水监测可以提供足够可靠的数据，以补充专业收集的数据，并增加社区成员参与淡水决策的机会、信心和技能。介绍
在全球范围内，越来越多的人认识到，复杂环境问题的决策必须涉及社区利益攸关方，解决方案才能适当并被广泛接受(联合国1993年，Bradshaw 2003年，Wismer和Mitchell 2005年，土地和水论坛2012年)。与全球趋势一致，新西兰的淡水决策和管理越来越需要当地社区的积极参与，因为政府国家淡水管理政策声明(NPS-FM;MfE 2014)。
作为公民科学的一种形式，公众对生态监测的参与在过去二十年中在世界各地大幅增加(Silvertown 2009年，Dickinson等人2012年，Bonney等人2014年，Huddart等人2016年)，在新西兰广泛存在(Peters等人2015年)一个)．这种增长的原因之一是环境研究和管理需要更大的数据覆盖范围，以及志愿者收集的数据有可能比政府机构和专业研究人员收集的数据多得多(例如，Fore et al. 2001, Whitelaw et al. 2003, Sharpe and Conrad 2006, Morin 2009, Dickinson et al. 2012)。在新西兰，随着向协同淡水规划过程的转变，对空间详细数据的需求有所增加(G. sevick - jones, Environment Southland，个人沟通)．
在全球范围内，很少有政府机构定期将志愿者数据与专业数据一起用于官方报告和管理的例子(Hunsberger 2004年，Sharpe和Conrad 2006年，Dyer等人2014年，Buckland-Nicks 2015年;但注意Nerbonne和Vondracek 2003, Nerbonne等人2008,Latimore和Steen 2014)的例外情况。在新西兰，尽管大多数社区环境组织报告与政府或科学研究所的项目伙伴分享了他们的监测数据(Peters et al. 2015b)，缺乏使用志愿者数据的制度体系(Peters et al. 2015b)．缺乏整合是由几个因素造成的，特别是对志愿者收集数据可靠性的怀疑(Whitelaw等人2003年，Hunsberger 2004年，Gollan等人2012年，Bonney等人2014年)。在新西兰，决策者的这种疑虑导致委员会缺乏支持，无法最大化数据质量并为社区监测提供可信度，而志愿者的疑虑则降低了他们继续收集数据的动机(Peters等，2015年)b)．因此，提供证据证明以社区为基础的监测数据是可靠的，将解决成功地将以社区为基础的监测纳入决策的一个关键障碍。
之前的一些研究评估了志愿者与专业人员之间的水流监测的可靠性(Reynoldson等人1986年，Penrose和Call 1995年，Au等人2000年，Fore等人2001年，Engel和Voshell 2002年，Nicholson等人2002年，Nerbonne和Vondracek 2003年，Sharpe和Conrad 2006年，Gowan等人2007年，Loperfido等人2010年，Shelton 2013年，Coates 2013年，Moffett和Neale 2015年)。大多数人的结论是，有了适当的资源和健全的协议，志愿者数据与用于政府报告和决策的专业数据足够接近。然而，以往的研究往往专注于一个狭窄的监测变量范围，特别是大型无脊椎动物，和/或对现有数据进行事后分析，因此无法分析志愿者和专业测量之间的两两差异。很少有人使用包括周围植物、物理栖息地或粪便指示细菌的并行监测设计大肠杆菌，这些是与公众价值观紧密相关的核心报告变量，如适合康乐、美学和自然特性。
让社区成员参与监控不仅能提高他们贡献数据的能力，还能提高他们与专家讨论知识的能力(Carolan 2006年将其描述为“交互专业知识”)。参与环境监测的社区成员通常也表现出更高的科学素养，对当地生态系统和更广泛的环境问题的认识，更强大的社会网络，包括与当地政府的关系，以及对淡水规划更大的兴趣(Bliss et al. 2001, Savan et al. 2003, Overdevest et al. 2004, Pollock and Whitelaw 2005, Stepenuck and Green 2015, Peters et al. 2015b)．所有这些好处可能会使社区在淡水决策中更有效地参与政府。
我们的目的是(1)确定由志愿社区团体收集的溪流监测数据的可靠性，并将其与专业人员(地区当局)收集的数据进行比较，以一系列常见的法定环境状态(环境状况和随时间变化的趋势)报告变量;(2)确定收集和传递可靠数据所需的支持志愿者群体类型;(3)评估监测对改善公众参与淡水决策的一些相关益处。
方法
网站
在新西兰16个地区中的5个地区进行监测的9个社区团体，包括北岛的奥克兰、怀卡托、吉斯本和大惠灵顿以及南岛北部的纳尔逊。大多数社区小组在单一河流地点对所有变量进行了采样，但有两个小组对不同河流的水质进行了采样，以评估无脊椎动物和物理栖息地。这11个地点受人类活动影响的程度不同，其中4个受城市影响很大，5个主要位于农村集水区，2个主要排水于森林(表1)。溪流从二级到五级，排水于3至200平方公里的集水区。大多数河流的河床主要由砾石和鹅卵石组成，但奥克兰的两个地点有天然柔软的底部，主要由沙子、淤泥和/或粘土组成。
社区团体和地区理事会
在每个地点，与地区当局(以下称为区域委员会，在新西兰被称为区域委员会)并行抽样的社区团体或简称“委员会”。区域委员会是新西兰主要的淡水资源管理机构。5个区域委员会参与了调查(表1)。社区小组由3至10人组成，尽管大多数小组在每次抽样时都有3至4人出席。对于大多数小组来说，几乎每次采样都有一到两个核心成员出现，但有一个小组在研究过程中经历了成员的完全变化。这两个奥克兰小组隶属于Wai Care，这是奥克兰议会内一个支持志愿者溪流监测的有组织项目。http://www.waicare.org.nz)．这两组在每次采样时都有一位经验丰富的协调人在场。几乎所有志愿者的年龄都在40岁以上，60岁以上的志愿者比例很高。然而，一个小组有许多年轻的成员(20 - 40岁)，一个Wai Care小组由高中生(不满20岁)组成，由一个成人协调员领导。约三分之一的志愿者目前或以前从事过与科学相关的领域的工作。本研究中志愿者的年龄范围和之前的科学经验是我们所知道的新西兰溪流监测小组的典型特征。
场的方法
研究设计
水质和周边环境的平行采样要求社区团体和委员会在1-2小时内对同一地点进行采样，这样他们就可以对基本相同的水条件进行采样。在某些情况下，委员会与志愿者同时到现场，但通常不协助志愿者采样。平行的大型无脊椎动物采样要求社区团体和委员会在彼此1-2天内进行采样，假设它们之间没有发生高流量事件。大多数小组从2014年2月或3月开始采样，一直持续到2015年7月至8月，历时17-18个月。水质采样和周边生物评估每月进行一次，每个站点最多可提供17个数据点(表1、2)，而大型无脊椎动物采样和物理栖息地评估每6个月进行一次，每个站点最多可提供4个数据点。
现场数据收集:理事会协议
测量的变量是为环境状态(SoE)监测而测量的变量的一个子集，委员会根据新西兰资源管理法(1991)履行其义务而进行环境状态监测。委员会使用他们的常规SoE协议进行所有测量。这些包括使用专业质量的探头对温度、溶解氧、电导率(一种与总溶解固体有关的测量方法)和pH值进行现场测量，使用带水下观察器的黑色圆盘进行视觉清晰度测量(davis - colley和Smith 2001年)，并对水样中的硝酸盐和pH值进行实验室分析大肠杆菌细菌作为粪便污染的指标。周围植物以不同生长形式(丝状物、蓝藻席、其他厚席、薄膜、污泥、裸露区域)的覆盖率进行目视评估;Kilroy et al. 2013)在20 × 1米直径的圆上横跨河流的宽度。
大多数委员会采用Stark等人(2001)的C1议定书对底栖大型无脊椎动物进行采样，该议定书涉及在0.6至1.0平方米的总面积上踢河床沉积物，并用网收集移出的无脊椎动物。奥克兰的两个地点采用C2协议对软底溪流进行采样(Stark等，2001年)，该协议的不同之处在于将采样工作重点放在水生植物和木材上。鉴定达到了Stark和Maxted(2007)所描述的计算大型无脊椎动物群落指数得分的水平，该指数是大多数昆虫目的属，双翅目的科或亚科。更多细节见Storey等人。(在新闻)．理事会使用快速生境评估方法(Clapcott 2015年)评估物理栖息地。这种视觉评估方法包括以20分制对河道内、河岸和河岸的9种特征进行评分，包括细沉积物的沉积、无脊椎动物和鱼类栖息地的数量和质量、水流类型的变化、河岸稳定性、河岸植被类型和宽度、河岸阴影的程度，以及对河岸和河床的人工改变。
现场数据采集:社区组协议
社区团体测量了与理事会相同的一套变量，但使用的设备基于溪流健康监测和评估工具包(SHMAK;Biggs et al. 2002)由国家水与大气研究所(NIWA)开发。这个工具包是为社区团体设计的。
我们没有正式测试志愿者装备的准确性，也没有将装备性能的差异与志愿者和专业人员之间的技能差异区分开来。使用EuTech ECTestr™11探针测量温度和电导率，使用LaMotte直读滴定器套件测量溶解氧，使用Aquaspex™pH- fix 4.5-10.0指示条测量pH，使用Aquaspex™微量硝酸盐- n NED (HS)套件测量硝酸盐。在清澈水域使用与市政委员会使用的相同的黑色圆盘设备测量视觉清晰度(davis - colley和Smith 2001年)，在浑浊水域使用SHMAK清晰度管(Kilroy和Biggs 2002年)。大肠杆菌通过Pall™Microcheck II饮料监视器过滤杯过滤多达100毫升的水样，将过滤膜面朝下放置在3M Petrifilm™板上，在温度控制的培养箱中在33-35°C培养48小时，然后计数板上蓝色菌落的数量。对于高浪大肠杆菌计数，1ml水样直接应用到Petrifilm™板，而不是过滤。周围植物采用与理事会相同的方法进行评估，但采用10个重复而不是20个重复。
大型无脊椎动物的采集采用与委员会相同的方法，但活体动物是在一个白色托盘中进行现场识别和计数的。根据Wai Care无脊椎动物监测协议(WIMP;Jones et al. 2007)，一个供志愿者识别大型无脊椎动物并根据它们的耐污染能力给它们打分的系统。WIMP区分的“类群”比委员会认可的要少(例如，3个蜉蝣类群而> 18个)。
实物生境评估是使用理事会使用的快速生境评估方法的稍微简化版本进行的。简化了语言，并将无脊椎动物和鱼类栖息地的评估合并为一项(将指标的数量从9项减少到8项)。
志愿者接受了为期半天的培训，学习水质采样和分析方法，以及辨别大型无脊椎动物。向他们提供了一份关于大型无脊椎动物的方法和鉴定指南的书面手册(Wai Care无脊椎动物野外指南;Jones et al. 2007)和周围植物的生长类型(Kilroy et al. 2013)。用于测量大肠杆菌,小组被提供了一个教学视频和一个书面手册大肠杆菌方法。一些志愿者经常向NIWA作者或地区理事会工作人员咨询建议，而另一些志愿者很少这样做。
数据分析
使用皮尔逊相关系数和偏差测量(偏差校正因子)对每个变量的社区团体和委员会数据之间的一致性进行量化。偏差修正系数衡量最佳拟合线与45度线的偏离程度，值为1表示无偏差(Lin 1989)。它是用epi计算出来的。ccc功能中的R包“epiR”。使用R版本3.1.1 (R Core Team 2014)进行分析。社区群体数据的准确性估计为在所有采样场合中，社区群体和委员会对每个变量的测量之间的平均差异。
此外，对于具有既定条件波段的变量，我们在这些波段中测量了社区群体和委员会分类之间的一致性。代表“健康”、“轻微影响”、“中度影响”和“不可接受”流状态的等级在新西兰国家目标框架(NOF)中对溶解氧、硝酸盐(毒性)、大肠杆菌davis - colley等人(2013)提出了pH的周围phyton和NOF条件带。对于周围植物，NOF条件带是根据叶绿素生物量定义的一个(毫克Chla / m²)。我们转换了叶绿素的单位一个使用Matheson等人(2016)的公式将生物量转化为周围植物加权复合覆盖(PeriWCC)。Matheson et al.(2016)将PeriWCC定义为:
PeriWCC =纤维覆盖率% +(厚垫覆盖率%)/2。
理事会的大型无脊椎动物数据由SoE报告常用的两个指标总结。这些是大型无脊椎动物群落指数(MCI;Stark和Maxted 2007)和%EPT，污染敏感蜉蝣(蜉蝣目)、石蝇(石蝇目)和石蝇(毛翅目)的数量占无脊椎动物总数的百分比。对于社区群体数据，使用与MCI相同的公式计算Wai Care大型无脊椎动物指数(WMI)得分，用WIMP容忍得分代替MCI得分。MCI的条件波段是在Stark和Maxted(2007)中定义的“优秀”、“良好”、“一般”和“较差”的流条件，同样的波段也适用于WMI分数。
后续社区小组访谈
在监测结束大约四个月后，我们对这九个社区团体分别进行了焦点小组访谈。访谈的目的是确定志愿者参与监测的动机，他们经历的好处和挑战，以及他们在长期监测中需要的支持。我们探索的好处是提高科学素养、对淡水和更广泛的环境问题的认识，以及参与淡水决策的兴趣。每个焦点小组有2到6名参与者，总共34名参与者。在小组讨论之前，参与者填写了一份问卷，记录个人意见。在每个焦点小组中，研究人员涵盖了一系列的讨论主题，每个主题包括一个开放问题和后续问题，以引发进一步的回应，并将关键的讨论要点写在挂图上，以指导讨论。参与者还被问及他们对一系列陈述的同意或不同意程度。问卷在附录1中提供，更多细节由Kin等人(2016)提供。
结果
水的质量
社区群体和议会测量水质变量之间的相关性在温度、电导率和可视水质清晰度方面很强(Pearson的r分别为0.98、0.996和0.93)，但在硝酸盐、溶解氧和pH值方面很弱(r分别为0.53、0.4和0.2;表2，图1,2)。除pH和溶解氧外，偏差最小(偏差修正因子> 0.97)。虽然对于pH值和溶解氧而言，社区群体与议会的相关性较弱，但pH值与议会测量值之间的平均差异仅为0.39(即指标条上的增量小于1)，溶解氧值为1.45 mg/L。此外，对于pH值和溶解氧，在93%和80%的情况下，社区群体将样本分类为与议会相同的NOF条件波段(表2)。对于硝酸盐，社区群体数据与议会数据之间的相关性较弱，社区群体与议会数据之间的平均差异较高(为实测值的49%)。关于硝酸盐毒性的NOF条件波段，志愿者在65%的情况下正确分类样本。
为大肠杆菌相关性(0.89)相对较强，偏倚(0.994)最小。社区团体计数与委员会计数平均相差50%，但在83%的病例中处于相同的NOF条件带。
固着生物
当粗大的生长形式类别(细丝、垫子和污泥)组合在一起时，社区团体和委员会之间的相关性为0.93(表2;图2)。PeriWCC得分的相关性为0.64，在32个案例中有25个(78%)社区团体将PeriWCC得分分配到与议会相同的NOF条件波段。群落群体和理事会之间的个体周围植物生长形式的相关性要差得多(纤维、厚席、薄膜和污泥的r分别为0.13、0.62、0.51和0.1)。
底栖大型无脊椎动物
社区团体的WMI得分与委员会的MCI得分相当一致(Pearson r = 0.85;表2，图2)，平均相差12%。在33个个案中，有17个(52%)的社区团体将溪溪归入与市政局相同的情况范围，而在其余16个个案中，有15个的情况只差一个情况范围。与WMI/MCI相比，社区组和委员会评分在%EPT上的一致性稍强一些(表2，图2)，部分原因是在一些情况下，两组都记录了0% EPT。社区团体和委员会之间的平均差异在%EPT(27%)高于WMI/MCI(12%)。
物理栖息地
就场地平均得分而言，社区团体和委员会之间的相关性最强的是河道改变和河岸组成部分(植被、缓冲区宽度和阴影)，而最低的是水生动物栖息地、河岸稳定性/侵蚀、泥沙沉积和流动类型(表3)。总体栖息地得分的相关性中等(个体评估之间的r = 0.7，场地平均值之间的r = 0.75)。
对于某些变量(河岸植被、河道改变、水流类型、河岸缓冲区宽度/完整性、河岸荫度、总分)，当对一个地点进行重复评估时(表2列3)，社区团体和委员会之间的相关性比由单个评估组成的数据集更强。这表明，当一个或多个观测者的多次评估得到平均值时，可以获得对一个地点更准确的评估。
理事会数据的标准差(对相同变量的重复评估)总体上与社区群体数据的标准差相似(表3)。因为这些变量(细泥沙沉积除外)预计不会在观察之间发生变化，因此标准差被解释为观察者(或群体)在一段时间内一致性的度量。
讨论
志愿者流监测的可靠性
我们发现，对于大多数水质和生物变量，社区群体和委员会数据之间的相关性≥0.85，几乎没有偏差(一致的高估或低估)，但对物理栖息地变量的相关性较弱。对于已确定的条件区间将“健康”、“̵”轻微影响、“中度影响”和“不健康”溪流分开的水质变量，社区团体在很大比例的情况下将溪流归入与市政委员会相同的区间。对于大型无脊椎动物指数，一致性百分比较低，但差异几乎总是只有一个条件带;社区团体和议会之间的指数得分平均差异为12%。社区团体和市政委员会之间达成的最强烈的协议是水温、电导率、可视水质清晰度和茂密的周围植物生长的覆盖。
其他比较志愿者和专业水质测量的研究也显示出与我们大致相似的结果，但由于研究设计、设备和分析方法的差异，大多数研究很难直接比较。大多数研究(Nicholson et al. 2002, Shelton 2013, Dyer et al. 2014)报告志愿者和专业人员在温度、电导率和pH值方面有良好的一致性，但在溶解氧和水的透明度或浑浊度方面的一致性较差。相比之下，Coates(2013)显示新西兰社区团体和议会在pH值、电导率和清晰度方面的共识较差，而只有在温度方面的共识较好。值得注意的是，除了Shelton(2013)之外，这些研究都是对以前收集的数据的回顾性分析，而不是真正的并行监测研究，因此它们只能检测到志愿者和专业人员数据之间的总体偏差或方差差异，而不能检测到两两的差异。在我们的两两比较中，社区群体在大多数水质和生物变量上与委员会相比显示出很少的偏见。
我们期待志愿者大肠杆菌由于微生物测试需要相对较高的能力，以及水中细菌数量的高度自然可变性，因此测量结果与理事会测量结果的相关性不大，因此我们对相关性的强度感到惊讶。Au等人(2000)也发现在校学生和专业人员之间大肠菌群总数有很强的相关性(> 0.97)。大肠杆菌是一个关键的报告变量，具有视觉清晰度，强烈影响娱乐的适用性(Nagels et al. 2001, MfE 2014)，是我们的志愿者最感兴趣的变量之一。在这方面，志愿者能够可靠地测量粪便污染和视觉清晰度，从而评估娱乐的适宜性，这是强有力的赋权。
对于宏观无脊椎动物指标，我们研究中社区团体和委员会之间的相关性(MCI为0.85，%EPT为0.88)与其他研究中的相关性相当(但注意相关系数取决于数据范围)。弗吉尼亚州(美国)的志愿者使用多指标指数实现了职业指数在0.69 (Engel和Voshell 2002)和0.91 (Gowan等人，2007)之间的相关性，而在西雅图(美国)附近的7个地点，基于志愿者识别的大型无脊椎动物指标与基于相同样本的专业识别的指标高度相关(r > 0.92) (Fore等人，2001)。我们研究中的相关性强于Moffett和Neale (2015;MCI和%EPT分别为r = 0.54和0.58)，对新西兰奥克兰市21个地点(在不同时间、不同地点采集的样本)进行回顾性分析。在Storey等。(在新闻)，我们更详细地分析了宏观无脊椎动物的数据。
周围植物覆盖和物理生境评估需要高度的观察者判断。来自社区团体的数据和反馈表明，观察员在分配周围植物生长形式类别方面有困难。然而，志愿者和专业人员对较粗生长形式的覆盖率的评估结果非常一致，这是令人鼓舞的，因为周围植物是一个非常明显的特征，它强烈影响着公众对河流健康、视觉吸引力和适合娱乐的认知(Suplee等人，2009年，Matheson等人，2016年)。
我们的物理栖息地数据表明，在观察者之间(甚至可能是一个观察者随着时间的推移)，专业人士和志愿者的变化程度一样高。在我们的研究中，专业观察者之间的变异性(站点之间的平均范围为0.15)与Clapcott(2015)在使用相同的快速栖息地评估方法的专业人员之间发现的变异性相似。国外的研究(Roper and Scarnecchia 1995, Poole et al. 1997)证实，专业人士对河流生境的视觉评估往往存在很大差异。
总之，志愿者的水温和电导率似乎有效地复制了专业人员的结果，在质量保证之后，市政委员会可能会将这些数据与他们自己的数据一起使用。志愿者的视觉清晰度,大肠杆菌MCI和外围物质数据应该更谨慎地对待，因为它们与理事会数据的相关性较弱，但可以用于支持理事会在报告、规划或研究中的数据。自愿测量的溶解氧、硝酸盐和pH值，虽然可以通过进一步改进的方法加以改进，但目前仅用于检测总体影响或指示需要进一步研究的地方。物理栖息地的视觉评估对专业人员和志愿者来说都具有挑战性，需要进一步的研究来确定是否可以通过更好的培训和/或观察者之间的交叉验证来提高一致性。
对社区团体的支持
我们从研究中获得的经验，以及来自社区团体的反馈，强调了几种形式的支持，有助于在这里获得的数据质量。明显的支持形式包括培训和指导指南。质量保证(数据检查和数据提交时与小组的讨论)经常发现可能导致重大错误的问题。众所周知，这些形式的支持可以提高志愿者数据的质量(Penrose和Call 1995，参见Gowan等人2007,Nerbonne和Vondracek 2003, Whitelaw等人2003,Sharpe和Conrad 2006)，而且我们发现，这些支持还增加了志愿者对他们的数据的信心，从而提高了他们继续工作的动力。不那么明显的是保持志愿者热情的“温和”支持形式。志愿者们受到了与科学家互动的强烈鼓励，并将“学习”视为参与研究的主要奖励之一。与当地议会的互动也很重要，特别是当他们觉得议会对他们的成果真正感兴趣时，因为志愿者们强烈地渴望“有所作为”。这种愿望也意味着他们希望与他人分享他们的结果和监控故事。最后，小组内的相互支持，表现为友谊和共同目标感，极大地促进了月度监测时间表的维持(Kin等人，2016年)。这个反馈表明，可以通过一个网站来支持社区监控，在这个网站上，监控组可以上传和共享数据，接受培训，并分享想法、问题和观察结果。 However, web-based interactions should not replace face to face contact with scientists, councils, and the local community. Data quality and continuity will likely be much higher where these forms of support are in place (Whitelaw et al. 2003, Conrad and Hilchey 2011).
加强淡水决策的潜力
本研究中来自社区团体的反馈表明，参与监测增加了志愿者对科学过程的理解，他们对淡水问题的知识和关注，以及他们对当地淡水生态的意识(详见Kin et al. 2016)。其他基于社区的监测研究也报告了类似的发现(Evans等人2005年，Bonney等人2009年，Devictor等人2010年，Conrad和Hilchey 2011年)。通过这些方式，他们对当地淡水的了解变得更加具体，因此对实施积极的改变更有用。虽然只有少数与会者表示，他们将参与委员会领导的规划进程，但一些人认为，由于他们的监测经验，他们更有可能和更有条件参与。此外，几乎所有参与者都将监测作为一个机会，与他们社区中的其他人讨论淡水问题，因此可以说提高了当地社区整体参与淡水规划的能力(Conrad和Hilchey 2011年，Stepenuck和Green 2015年)。所有社区团体都通过监测与其理事会建立了更密切的关系。
尽管在一些国家，政府已经开发了将社区监测数据集成到资源管理中的系统(Whitelaw等人，2003年，Weston和Conrad 2015年)，但很少有政府在决策过程中使用社区监测人员的例子(Vaughan等人，2003年，Sharpe和Conrad 2006年，Conrad和Hilchey 2011年，Dyer等人，2014年，Stepenuck和Green 2015年)。我们预计，社区团体可以将他们自己的监测数据纳入淡水规划过程，并能够在理事会数据的背景下进行讨论。
结论
世界各地的公众对淡水监测的参与正在增加。与其他人(Fore等人，2001年，Sharpe和Conrad 2006年，whitellaw等人，2003年，Gowan等人，2007年，Dyer等人，2014年)一样，我们的结论是，在适当的支持下，志愿者可以为许多水质和生物变量收集良好的质量监测数据，他们的数据可以用于补充委员会的法定环境状况报告和淡水规划数据。在新西兰和其他国家(Whitelaw et al. 2003)，志愿数据可能有效地填补阻碍有效淡水决策的数据空白。新西兰最近的政策变化需要更大的数据覆盖范围。此外，社区监测提高了志愿人员对当地淡水的认识，提高了他们对溪流生态系统的了解，提高了他们对地方和全国淡水问题的认识，并改善了他们与理事会的关系。当志愿者在他们的当地社区讨论他们的监测时，其中一些好处超出了监测组。这些好处可能有助于地方议会实现新西兰淡水改革的另一项要求，即增加社区参与淡水决策。
致谢
我们热烈感谢所有热心参与这项研究的志愿者和区域/单一理事会工作人员。我们还要感谢两位匿名审稿人的有益评论。本研究由商业、创新和就业部在淡水价值、监测和成果方案下资助(与陆地护理研究有限公司的合同C09X1003)。
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