Page 275 - 《水产学报》2026年第04期
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4 期 水 产 学 报 50 卷
S
CV = ×100% 式中,REE 为对第 j 个监测指标的相对估计误差;
j
X
Y 为第 i 次重抽样得到的估计值;Y true 为该指标
j
式中,CV 为某水深区间的资源变异系数 (%),本 i j
[24]
的“真实”值;R 为重抽样次数 (R=1 000) 。
研究初步以“层内 CV<15%”作为分层合理性的核
(2) 相对偏差 (RB):
心判定阈值;
1 ∑ R ( true )
S 为该水深区间内资源密度的标准差,计算 Y ij −Y j
√ R i=1
∑ ) RB j = ×100%π
n ( 2 true
¯ Y
X i − X j
公式: S i=1 其中 X 为该区间内
=
i
n−1
j
式中, RB 为对第 j 个监测指标的相对偏差,用
2
第 i 个调查站位的资源密度 (kg/hm ), X ¯ 为该区间 于评估估计值是否存在系统性高估 (RB>0) 或低
[25]
内资源密度的平均值,n 为该区间内的调查站位 估 (RB<0) 。
数量 (个);X 为该水深区间内资源密度的算术平 (3) 多目标综合评价指数:
∑ n
C REE =a×物种丰富度+b×总资源密度REE+
X i
均值,计算公式: ¯ i=1 。
X =
n
c×主要经济种类REE
分层标准确定流程: 式中,a、b、c 为各指标权重系数,满足 a+b+c=1
(1) 基于调查数据计算各水深带资源密度;
(4) 权重分配:本研究通过现场会议邀请 15
(2) 以层内变异系数最小、层间差异显著 (P <
位具有 10 年以上经验的高级职称专家 (涵盖生物
0.05) 为目标,初划水深区间;
多样性、渔业资源评估、渔业生态学、海洋分子生
(3) 通过 1 000 次模拟抽样验证并迭代优化分
态学及种群动力学等领域) 开展咨询。专家提出四
层边界;
种 权 重 方 案 : 侧 重 产 出 (1∶1∶2)、 侧 重 管 理
(4) 最终确定稳定且误差最小的水深分层方案。
(1∶2∶1)、 侧 重 生 态 (2∶1∶1) 和 均 衡 比 例
每种抽样方法均模拟了从最小样本量到接近
(1∶1∶1)。经讨论并结合本研究构建综合性监测
全覆盖样本量的多种站位数情景,以构建完整的
框架的目标,最终采用均衡比例方案——因其兼
精度-成本曲线 [21-23] 。通过比较 3 种抽样方法,筛
顾生态、资源与管理多维目标,在不同区域和季
选出最优方案用于计算不同区域单年单月站位数
节下表现稳健。最终权重系数通过对有效赋值结
合理范围。所有抽样模拟均基于各区域-季节对应
果取算术平均值确定。
的历史调查站位总体,通过无放回方式抽取指定
(5) 精度阈值标准:设定 C ≤10% 为高精
数量的样本,每种情景独立重复 1 000 次以获得稳 REE
健的统计估计。 度标准, C REE ≤15% 为常规精度标准。
精度阈值标准的选择依据:在渔业资源调查
本实验在不同指标下采用了略有差异的站位
数梯度:物种丰富度与总资源密度均基于 7、14、 与监测领域,对抽样精度的要求因管理目标而异。
21、28、35、42、49 站进行分析;主要经济种类 通常,C REE ≤ 20% 被认为是满足资源普查与趋势
资源密度因数据分布特征,在 49 站时已趋于稳定, 监测需求的基本标准;C REE ≤ 15% 则常作为支撑
故采用 7~42 站 (步长 7 个站) 以聚焦变化显著区 常规渔业管理决策 (如总可捕量初步评估) 的“良好”
间;而综合 REE(C REE ) 则参考常用抽样评估实践, 精度目标,该标准参考渔业资源调查领域经典专
采用 10、20、30、40、50 站的等间隔设计,便于 著《渔业资源评估》中关于抽样误差控制的核心
[26]
与其他研究对比。 结论 、国家标准《海洋调查规范 第 6 部分:海
洋生物调查》(GB/T 12763.6—2007) 对生物资源
1.5 评价指标体系
调查数据可靠性的要求 ,以及渔业抽样领域高
[16]
为量化评估不同抽样方案在多目标监测任务
被引研究成果 的实践验证,是国内外渔业资源
[9]
中的综合效能,构建以下评价指标体系:
普查、常规管理监测中公认的精度阈值划分标准。
(1) 相对估计误差 (REE):
然而,随着我国渔业管理向精细化和精准化方向
√
1 ∑ R ( true ) 2 深入发展,特别是在伏季休渔效果量化评估、增
Y ij −Y
R i=1 j 殖放流贡献率精确测算以及珍稀物种保护状况
REE j = true ×100%
Y
j 监测等场景下,对调查数据的精度提出了更高要
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