生物入侵（biological invasions），即因人类活动而带来的外来物种的“拓殖”（建立起稳定的可自我持存的种群）并干扰本地环境，造成了生态与经济的双重巨创，已成为非常严峻而棘手的全球性环境问题。其中，船舶的压舱水排放（Ballast Water Discharge, BWD）是水体环境遭受生物入侵的最大原因。^[1][2]例如，在北美的五大湖（有对外来物种的长时间历史观测），自1959年以来发现的所有成功拓殖的外来物种中，67%来源于船舶的压舱水排放。^[3]特别地，在“休伦-伊利通道”（Huron-Erie Corridor，HEC）——五大湖中生物入侵的一个热点区域，所有自1959年以来首次发现于此的拓殖成功的外来物种都源于船舶的压舱水排放。^[3][4]这突出了压舱水排放管理的迫切性。

在此背景下，2004年，国际海事组织（International Maritime Organization，IMO）缔结了《船舶压舱水及沉积物管理国际公约》（International convention for the control and management of ship's ballast water and sediments, BWM/CONF/36）（以下简称IMO公约），旨在“防止、尽量减少和最终消除因有害水生物和病原体的转移对环境、人体健康、财产和资源引起的风险”。^[5]可以说，IMO公约是迄今为止人类关于控制外来物种的影响最大的国际公约。但从操作层面看，此国际公约的“科学性”值得商榷。之后美国又出台了不少“省部级”的关于BWD的操作规定。^[6]就排放标准而言，这些规定间相差1000倍以上。这使得我们对于BWD管理规范的科学性产生了困惑。这些管理规范，固然是依托科学家之科学研究的结论，因而可称为具有“实证性”，是“科学性”的管理规范。另一方面，实证研究的经验性永不可能完备，因而，任何管理规范的“实证科学性”都不可能百分之百，即任何管理规范都不可能是“纯粹的科学性的”管理规范。如此辩证的、笼统的说法当然是正确又省力的，却无济于实践。经验世界要求我们理解我们的“一分为二”的界限到底划在哪里？某种程度上获得主体间妥协式的一致性夹杂着个体潜意识层面的“博弈”。关于“实证客观性”的比例，可以接受的是50%：50%，还是30%：70%，甚至10%：90%？其实并不存在一个固定的比例，正如理论研究的经验性一样，管理背景也是经验性的。

因此，这样一个涉及多方面的、被视为一种“权威”的操作规范的IMO公约，可以作为一个很好的研究样本，来考察人类关于自然的实践态度在多大程度上是客观的。本文的分析表明，一项关于自然的实践管理不可能只是源于人类对自然的纯粹的实证认知的结果，还必然蕴含种种额外的东西，既有主观的价值判断，还有经济可承担性与技术可行性的考量，但重要的是，通过一个个具体的案例研究，可以还原这种主体间性夹杂个体潜意识曾经走过的轨迹与抉择。科学管理的研究需要落实到经验的、具体的个案上。这样的考察工作可以澄清科学“理性”的内涵，阐释“客观性”能走多远，从而使得我们能够以更“理性”的态度来看待自然及关于自然的实践管理。这正是本研究的目的。

在IMO公约里，核心的操作性规范包括三项。第一项是关于可排放的压舱水中的生物数量，即规则D-2（Regulation D-2）——“压舱水性能标准”（Ballast Water Performance Standard）。IMO公约规定，“应达到每立方公尺中最小尺寸大于或等于50微米的可生存生物少于10个，每毫升中最小尺寸小于50微米但大于或等于10微米的可生存生物少于10个”。关于涉及人类健康的指标微生物（indicator microbes），IMO公约有额外的针对有毒霍乱弧菌、大肠杆菌与肠道球菌的规定，因与生物入侵关系不大，兹不引述。第二项是关于达到上述目标的手段，即规则D-1（Regulation D-1）——“压舱水更换标准”（Ballast Water Exchange Standard）。IMO公约提倡通过与远海海水进行替换从而利用盐度差的方式来杀灭排放压舱水中的可生存生物，“压舱水容积更换率应至少为百分之九十五”。第三项是关于上述手段的具体操作规范，即，规则B-4（Regulation B-4）——“压舱水更换”（Ballast Water Exchange）。IMO公约提出“为符合D-1规则的标准而进行压舱水更换的船舶：（1）凡可能时，均应在距最近陆地至少200海里，水深至少为200公尺的地方进行此种压舱水更换并应考虑本组织制定的准则。（2）当船舶不能按第1.1款[即上述条款（1）]进行压舱水更换时，应考虑第1.1款所述准则，在尽可能远离最近陆地的地方，并在所有情况下距最近陆地至少50海里，水深至少为200公尺的地方进行此种压舱水更换。”

IMO公约里虽然做出了上述的详细规定，却并没有提到这么做的理由。对此，我们固然可以说，这样的规范严重依赖专家们的主观意见与会议间讨价还价的妥协性与折衷性。^[7]然而，专家们的主观意见不是无本之木。对于这个“本”的剖析与还原，就是本研究的内容。

直观上，IMO公约颇为吊诡的一点是，虽然该公约的最终目的是消除“有害水生物和病原体的转移”，但是并没有一条规定要求做到“零排放”。有必要提及的是，美国加利福尼亚州土地委员会（California State Land Commission）曾在2009年出台过作为终极目标的“零可检测活体”（zero detectable living organisms）的压舱水排放标准，并在相应的报告中给出了这样的理由：“零排放外来生物之[压舱水排放]标准的科学依据是，与传统的化学污染物不同，外来生物可以随着时间繁殖和增加，可以无限期地存在并散布于广大区域。因此，[后果]非常严重、影响广泛并长期持存的[生物入侵]可能[只是]源于排放少量个体的[外来]生物，在某些情况下，[可]少至单交配对，或者在无性繁殖物种的情况下，[可少至]单个个体。这么看，唯一的生物安全的[压舱水排放]标准是零排放外来生物。”^[7]

应该说，只有“零排放”才能彻底杜绝生物入侵的逻辑是中肯的，但是IMO公约的“非零排放”显然有其额外的考量。我们固然可将这层额外的考量诉诸经济性的顾虑，即，要100%杀灭压舱水中的活体将极大地增加航运成本，因而是目前所无法承担的。^[7]此类的经济性考量充斥着科学研究与现实管理的各个环节。如前所述，包括IMO公约在内的压舱水排放标准都依赖专家的主观意见。这种通过专家意见，根据会议规则来制定的管理规范也可视为一种在目前数据缺乏、认知不足的情况下处理复杂问题的“经济性”策略。可以说，有一个即使不怎么恰当的规范，但从效果来说，总归强过不设任何规范的放任不管。为便于叙述，我们将此类以降低成本为目的的经济性考量称之为经济层面的“理性”或“经济理性”。

此外，我们也可将这种额外的考量诉诸技术性的制约，即，要检测所排放压舱水中的活体已被100%杀灭似乎是难以付诸实践的。特别地，研究表明^[7]压舱水排放标准的生物保护的效果不在于标准本身有多严格，而在于检测采样的方案有多严密：少量的压舱水采样可以得出与真实的生物含量偏差极大的结果。例如，在压舱水内的所有生物体都是完全随机分布（Poisson distribution）的情形中，对于含有每立方公尺100个生物体的压舱水，只有10%的1公升样本能够含有1个或以上的生物体；或者说，对于1公升的样本而言，即便检测不到任何生物体，压舱水内实际所含有的生物体浓度（95%置信区间）的上限（upper possible concentration）可高达每立方公尺3000个。^[7]拿具体的排放标准来说，美国海岸警卫队（U.S. Coast Guard，USCG）关于压舱水排放的第二阶段的标准比IMO公约的要严格1000倍：对于最小尺寸大于或等于50微米的生物，要求排放的压舱水中其浓度小于每立方公尺0.01个。但是，对于这样低的检测浓度而言，即便抽样样本大到10立方公尺且没有检测到任何生物体，压舱水实际所含有的生物体的浓度（95%置信区间）的上限仍可为每立方公尺0.3个，或者说，这样大的样本检测的结论可能是“零排放”，但实际浓度可能是超“标”30倍。^[7]小样本的结论就更不足信了。更麻烦的是，水中生物体的真实分布不可能是完全随机的，而是具有聚集（aggregation）的倾向，^[8]这（若样本数量不变）将进一步扩大样本结果的离散性及其之于实际浓度的可能偏差。基于此，亨利·李（Henry Lee）等人^[7]指出：“相比一个较宽松的[压舱水排放]标准配备一套严格的采样方案，一个严格的标准但配备一套差劲的采样方案可导致更多的生物经由压舱水排放而外泄。”或者说，极为严格的排放标准需要大量的样本来确保其检测结果的可信性，从而在操作层面几乎是不可被实践的。并且，我们将看到，此类技术性的制约也充斥着科学研究与现实管理的各个环节。例如，美国海岸警卫队、加利福尼亚州、纽约州出台的关于压舱水排放的标准都是分时间阶段的，即近阶段更宽松（排放压舱水中允许的活体密度的阈值更高），而远阶段更严格（排放压舱水中允许的活体密度的阈值更低）。^[6]这当然离不开对于渐进式技术改善的信仰支撑。无论是研究还是管理，为便于叙述，我们将此类受制于技术性制约的实践考量称之为操作层面的“理性”或“操作理性”。

因此，在包括IMO公约在内的所有的压舱水排放标准的制定过程中，经济与技术方面的考量是显而易见的。^[7][9]特别地，IMO公约的第二项与第三项操作性规范也主要是出于经济与技术方面的考量，即，相比加热、紫外线杀灭与化学杀灭等方法而言，与海水进行压舱水更换是杀灭压舱水中的活体生物的最经济、最便捷的方法，即便其杀灭效果并不能得到有效保证。^[9][10]值得注意的是，在多数情况下，经济性制约与技术性制约是交织在一起的。例如，就上述压舱水检测而言，目前的技术操作理论上也可以做到100%的采样样本，但这样做的成本是完全承担不了的，或就目前的经济可承担性的预算而言，要做到100%的采样样本在技术操作上是无法做到的。因此，经济制约与技术制约彼此间往往可互相转化。可见，无论是“经济理性”还是“操作理性”，都是一种手段上的权宜，因此都可称之为“工具”层面的理性或“工具理性”。

必须承认，仅从经济性与技术性的考量不足以说明问题。特别地，如果“非零排放”的标准不足以避免或削弱水体生物入侵的话，那么IMO公约的出台本身不但是多余的，也是生事（徒增航运耗损）的。以肯定IMO公约的意义为前提，我们必须肯定“非零排放”的标准对于控制生物入侵的正面作用，而以肯定这层正面作用为前提，我们又必须接受作为“隐命题”的预设I：某物种得以入侵的最低阈值往往高于1个（或对）；预设II：物种入侵（或人类引发的物种迁移）在一定程度上是可接受的。另外，无论是IMO公约还是美国海岸警卫队或加利福尼亚州的关于压舱水排放的标准都是根据活体大小分区的，即，对于块头大的活体，要求更严格（可允许排放的浓度更小）。^[7]以此，我们还可以推得预设III：给定同样的投放量，相比块头小的生物体（尺寸处于10到50微米之间），块头大的生物体（尺寸大于50微米）具有更高的入侵可能或拓殖可能。应该说，包括IMO公约在内的所有“非零排放”的压舱水排放标准都蕴含上述预设。那么问题来了。这三项预设的道理何在，或者说，它们在多大程度上是可信的？

预设I涉及生态学上的一个概念——“阿利效应”（Allee effects），其在种群动力学上的定义是种群的单位增长率（r）与种群规模（K）间的正向关系（r-K同向变化），即，种群规模越小，种群的单位增长率越低。特别地，在“强阿利效应”（strong Allee effects）的情况下，存在这么一个临界点——“阿利临界点”（Allee threshold）：当种群规模低于此点时，种群的增长率为负亦即种群将走向灭绝。^[11]因此，阿利临界点是保护生物学与入侵生物学两大领域共同的核心关注。

既然生物体可以通过繁殖而增生，强阿利效应如何可能呢？说“生物体可以通过繁殖而增生因而种群的增长率不可能为负”是脱离具体环境的看法。在现实环境中，生物体面临种种的制约因素，其通过生物关系可导致r-K同向变化的阿利效应。^[12]例如，配偶限制（mate limitation）就是最常被提及的可导致阿利效应的机制，即，因种群规模太小或个体分布太稀而出现寻找配偶的困难瓶颈，从而使得r-K间呈现正向关系。但是，这种机制并不适用于孤雌生殖或无性生殖的情形。再如，合作防御或合作捕食（cooperative defense/ cooperative feeding）也可导致阿利效应，即，在种群规模极小的情况下，个体的防御或捕食效率随着种群规模的增加而增加，从而使得r-K间呈现正向关系。我们在狐獴、狼等群居动物身上不难确证此种阿利效应。同时，阿利效应也可以经由“近交衰退”（inbreeding depression）的遗传机制（genetic mechanisms）而产生，即，种群规模极小的情况可导致近亲繁殖的子代的适应性下降，从而使得r-K间呈现正向关系。1995年对于佛罗里达美洲豹（Florida panther）的保护案例可以确证这种机制下的阿利效应。^[13]再有，阿利效应也可以经由环境调节（environmental conditioning / habitat alteration）而产生，即，一定规模的种群可以产生改善微环境的作用，从而使得r-K间呈现正向关系。例如，太平洋三文鱼（Pacific salmon）的群体产卵提供合适鱼苗孵化的水体营养物。另外，还存在人类导致的阿利效应（anthropogenic Allee effect）。例如，犀牛、大象的种群往往因以获取犀牛角、象牙等目的的非法猎捕而急剧缩减，而这种种群的缩减性导致了犀牛角、象牙的黑市市价的上涨，由此进一步激发了非法捕猎。最后，阿利效应还可因种群变化的随机性（demographic stochasticity）而产生，即，在种群规模极小的情况下，出生率或死亡率的随机变动都可能削弱种群稳定增长的趋势。

不管具体机制如何，对于入侵生物学、保护生物学来说，核心的问题是：对于一个新环境，给定（接种或投放）一定量的外来者，它们能够成功拓殖吗？如果不存在（强）阿利效应，这个问题的答案往往是非黑即白的，即，有接种即可拓殖而无接种即不可拓殖。正是（强）阿利效应才赋予拓殖结果的或然性，即，有接种也未必可拓殖。因此，正是（强）阿利效应才赋予种群动力学模型在入侵生物学与保护生物学领域上的应用以空间与意义。^[14]特别地，一部分预设（强）阿利效应的种群动力学模型已用于评估压舱水排放可能导致的生物入侵的危险。^[15][16]但问题是，无论是对于种群模型的应用，还是压舱水排放标准的评估，似乎都无条件地预设了强阿利效应的普遍性存在。这是值得反思的。

应该承认，阿利效应在诸物种中未必是普遍存在（可发生）的；或者说，至少在实证层面，我们未可做出阿利效应可普遍地发生于诸物种上的结论。这里值得提及的是安德鲁·克莱默（Andrew Kramer）等人的研究。他们总结了91项有关阿利效应的实证（包括室内实验、野外实验与自然观测）研究，包括水生无脊椎动物、陆生节肢动物、鸟类、鱼类、哺乳类与爬行类等研究对象，结果显示69%的研究（63/91）支持阿利效应的存在（最高比例的证据源于陆生节肢动物），但是仅有7项研究确证了强阿利效应^[17]。对此，克莱默等人总结道：“大量的以及越来越多的证据显示，阿利效应在众多不同的系统中起着重要的作用。但是，我们发现，对于强阿利效应，现有的研究仅提供了有限的直接证据。阿利效应[是否具有]在自然种群中的普遍性仍是未知的。”^[17]

类似地，斯蒂芬·格利高里（Stephen Gregory）等人的基于1198 个跨越各种物种的自然种群的研究结论也无法证实强阿利效应的普遍存在性。^[18]因此，将阿利效应作为一种在不同物种间会普遍发生的现象，是缺乏充分实证证据的不完全归纳。特别地，我们的论点是个体大小为10微米级的浮游生物的“强”阿利效应，但在已有的实证研究中，^[12][17]确证的强阿利效应往往出现在较“显眼”（生物作用较复杂）的生物中，而几乎没有关于浮游生物的强阿利效应的证实。

可以引起阿利效应的机制是多种多样的，而彼此之间也存在着异质性。首先，除了近交衰退与种群变化之随机性的机制之外，其它的机制都明显具有自身特定的适用群体，而并非普遍有效。其次，人类导致的阿利效应与种群变化的随机性的机制在本质上与其它的阿利效应不同，即它们不能被归结为自然状态中生物作用导致的个体适应性（individual fitness）的下降（即阿利效应在生态学机制上的经典内核）。这种机制层面的多元性进一步削弱了（强）阿利效应在种群动态层面的普遍一致性的可能性。

综上，在压舱水排放标准的制定以及相关的种群模型的研究中，存在这样的预设之预设I-I：强阿利效应在诸物身种上是普遍性存在（可发生）的；预设I-II：强阿利效应的机制或效果在诸物种身上是雷同的。但是，如上所述，在实证层面，我们只可以说：强阿利效应只在少部分的物种身上被确证（命题I-I'）；强阿利效应的机制或效果在诸物种间具有异质的多样性（命题I-II'）。相比命题I-I'，命题I-I作了缺乏实证支撑的不完全归纳，即作了超过其实证容载的外推（extrapolation）。相比命题I-II'，命题I-II作了缺乏实证支撑的抽象与简化，从而在形式上是缺乏实证依据的。但是，简单地将命题I-I与命题I-II判定为不恰当甚至错误，也是不妥的。因为，无论是不完全归纳的外推，还是在形式上的抽象与简化，都渗透着仅凭实证本身难以证明的信念，即形而上层面的这样的信念：世界之杂多乃可被人类所还原性（“以一御万”或“以简御繁”的哲学性思维）地理解。另一方面，命题I-I与命题I-II之于命题I-I'与命题I-II'的缺乏实证支撑的“简化”亦体现了科学研究本身在经济性与操作性层面的“理性”。科学绝不只是可实证的“客观性”的叠加。若说，命题I-I命题I-II体现的是认知层面的“理性”，则这种认知理性具有多重的、彼此异质的内涵：它既包括纯粹实证层面的理性，也包括形上层面的理性，亦蕴含工具层面的理性。同时，也必然基由这多重的、彼此异质的“理性”的并驾齐驱，科学研究的判断以及科学研究的发展才成为可能。

再来看预设II：物种入侵（或人类引发的物种迁移）在一定程度上是可接受的。这里，我们不妨援引当代保护生物学家克里斯·D·托马斯（Chris D. Thomas）宣称的“人类世”（Anthropocene）的生态效益：“人类创造了一个生态转型的时代。是时候反思一下我们对于入侵物种的非理性的厌恶了……那些发现自己被‘位移’物种‘入侵’的人的反应常常是不理性的。在一个全球迅速变化的世界里，蓄意迫害新事物——仅仅因为它是新事物——已不再是可持续的……通过杂交的物种形成将极可能成为‘人类世’的一个鲜明特征……尽管我们正在失去不可替代的种群、种族、物种和演化上不同的分类群，但它们[各种产生生物多样性的进程下的物种形成速度]合在一起可能会导致地球上物种数量在‘人类世’期间（如，超过一百万年）出现净增加的结果。关于要保护我们已经拥有的野生生物，我们已有很好的论据，但不清楚为何我们对于新的生物多样性的默认态度是敌对的或纠结的。”^[19]

托马斯的物种数量增加的效益观很难说服人，因我们可轻而易举地举出即便物种数量有所增加但却造成生态与经济双重重创的大量生物入侵案例。^{[20][21][22][23]}要承认一定的物种迁移的可接受性，必须给物种迁移增加一个保险性的定语。对此，不妨参照当代环境哲学家贝尔德·克里考特（J. Baird Callicott）给环境伦理学的实践所划定的道德判据，“如果一事物对于生物社群的可能干扰只[发生]在空间与时间的正常的程度上，那么它是对的。反之，它是错的。”^[24]以此，似可说，“只[发生]在空间与时间的正常的程度上”的物种迁移或生物入侵是可接受的。

正是基于这样的预设，在压舱水排放标准的应用上，安迪·科恩（Andy Cohen）在2005年提出了所谓的“自然入侵速率”（natural invasion rate，NIR）的方法，而黛博拉·A·鲁瑟（Deborah A. Reusser）等人在2010年提出了所谓的“单位入侵可能”（per capita invasion probability，PCIP）的方法。^[7]这两种方法是类似的，其本质都在于以历史上的生物入侵的频率来计算可接受的（或“安全的”）压舱水排放标准，其中历史上发生的（因压舱水排放而导致的）生物入侵量与历史上的压舱水排放量（生物量）之间的关系被假定为线性正相关的，即所谓的“线性的剂量反应”（linear dose response）。^[7]给出一个可接受的生物入侵频率，根据历史发生的压舱水排放的生物量与生物入侵数量间的线性关系，我们就可以给出可接受的压舱水排放的标准。NIR与PCIP的主要不同点在于，在PCIP中可接受的生物入侵频率是待定的，而NIR则以历史上发生的频率作为基准（可接受的上限的一半），即，如果压舱水排放导致的入侵速率与自然状态下的一样或接近，那么，这样的压舱水排放是可接受的，而两倍于自然状态下的入侵速率将“大体接近自然的[生物入侵发生的]速率，并可能处于正常的变化范围内，因此将对环境产生合理的保护”。^[7]因此，以设立压舱水排放标准为面向，相对而言，PCIP更接近一种操作流程，而NIR则是完备的或刚性的方法。

不难看出，NIR或PCIP——作为一种“科学”的方法——的“合理性”在信息（参数）层面依赖下述三项因素：（a）历史上发生的压舱水排放的生物量；（b）历史上发生的生物入侵的数量；（c）目前及将来压舱水中的生物含量。但是，这三项因素都具有非常大的不确定性与变动性。研究发现，不同的未经处理的压舱水中所含有的生物浓度的变化区间可以横跨数个数量级。^[25]同时，亨利·李（Henry Lee）等人的分析显示，若用NIR来制定压舱水排放标准，那么，该标准将伴随着高达一万倍的不确定范围。^[7]因此，亨利·李等人强调在NIR 中需要额外考虑各项“调整因子”（adjustment factor），而在PCIP中要加入一个“安全因子”（safety factor）来削弱不确定性带来的危险性。^[7]

进而，NIR与PCIP的“合理性”在方法层面亦建立在下述两项前提之上：命题II-I外来者的被投放量与外来者的拓殖可能两者间满足线性的剂量反应；命题II-II接近自然状态下的生物入侵的频率是可接受的（其中，PCIP并未明确给出可接受的生物入侵的频率，因其并非完备的方法，而只是一种操作流程）。又显而易见的是，NIR将可接受的“正常”的入侵速率的上限理解为自然状态下的速率的两倍是纯粹主观的设定。

应该说，命题II-I缺乏实证依据。这是因为：第一，命题II-I的成立蕴含命题I-I的成立，而后者如前所述在实证层面未被确证；第二，命题II-I的成立有待于命题I-II的成立，而后者如前所述在实证层面缺乏支撑；第三，在逻辑上，恰如亨利·李等人所指出的，对于外来者的被投放量与外来者的拓殖可能两者间的关系，相比线性的反应，更符合阿利效应的应该是类似S函数（sigmoid function）的反应（即其二阶导数先正后负）。^[7]

同时，命题II-II的成立也有问题。这是因为：第一，自然状态下的入侵速率本身难以核算，或者说其估值由于信息缺乏而具极大的不确定性。^[7][26]第二，自然本身的变化的倾向与速率未必是一贯的。我们不妨将视线拉长，把时间轴比照物种演化的尺寸来考量。对于某一区域而言，在人类大规模干扰以前的自然生态演化进程下的物种丰度大体上是呈上升趋势的，但这种趋势既不是时间上绝对的，如化石记录表明存在5次全球范围大规模的物种灭绝事件。^[27]也不是空间上普遍的，如板块运动导致的巴拿马地峡在300万年前的完成使得北美与南美之间的动物迁移成为可能并最终导致南美洲特有有蹄类的全部13个属的“反常”绝灭。^[28]面对自然本身的变化的倾向与速率的变化，我们如何能把握自然本身的变化的倾向与速率呢？这里，我们不妨借用当代动物福利学者彼得·辛格（Peter Singer）针对那些以动物吃肉的自然事实来为人类吃肉作辩护的反驳，“为什么我们应该想像我们的天性更像肉食的老虎，而不像素食的大猩猩或近于素食的黑猩猩呢？”^[29]同样的反驳亦适用于以自然本身的变化的倾向与速率作为实践指南的做法。第三，命题II-II的核心是“自然的就是好的”。这一理解既被广大的自然主义者所尊崇的，如当代学者霍尔姆斯·罗尔斯顿（Holmes Rolston） ^[30]也往往被很多人默认接受。但是，我们必须再次强调，“自然的”未必就是“好的”。前者是事实判断，而后者是价值判断，从休谟的“是-应该二分论”（is-ought dichotomy）到摩尔（Moore）的“自然主义谬误”（naturalistic fallacy）的哲学工作都在澄清两者的区别。

综上，我们看到预设II所关联的命题II-I与命题II-II都是缺乏实证支撑的。但是，一如在分析预设I中所指出的那样，我们不能简单地说，预设II或者其所关联的命题II-I或命题II-II就是不理性的甚或错误的，因为认知理性不仅仅只是纯粹实证的成份。就命题II-II而言，将自然的作为好的标准，虽然未必满足“好”的充分性，却往往是“好”的必要性的组成，因此乃是一种基于存在之现状的最省力的逻辑。它至少符合“奥康姆剃刀”的精神。当然，这是站在实证之外的理解，是某种形而上的信念。我们也可在很大程度上驳斥上述对于命题II-II的第一与第二条作为实证主义的反驳。如果说，命题II-II与实证理性是未必相关的话，命题II-I与实证理性则是明显扞格的。但是，我们仍然说命题II-I具有一定的认知层面的理性，其至少使得基于命题II-I的科学模型——相较更符合现实的复杂模型——更经济地、也更可操作地帮助（虽非丝毫不差）了人类关于生物入侵的理解与认知。“奥康姆剃刀”不也可视为一种工具理性（经济理性与操作理性）的体现吗？因此，我们可以说，认知理性不但包括形上层面与工具层面的理性，且在某些情况下，形上层面与工具层面的理性相比实证层面的理性具有更重的砝码、更高的优先级。这当然只是一个案例，但折射了一切科学结论的或多或少的组成。以此，科学结论不但不可能是纯然客观的，而且说“科学”就是或本质上是“实证科学”似也欠妥。相比其它学问，科学所含的“实证”成份更多一点儿也更精确些，譬如李白作诗出乎其类，但是，说科学的本质就是“实证”，正如说李白的本质就是诗人一样，是难以成立的。当然，在强调区分的意义上，我们可说，李白就是“诗人”的典型，科学就是“实证”的体现，但这种典型或体现，只是“经济性”的认知与表述的方便，其本身并不客观。

至此，我们可以这样表达预设III的本质：生物体的阿利效应取决于其块头大小，特别地，块头大的其阿利临界点更低。这种将物种或个体的生态学表现高度相关于个体的块头（质量）大小的表述并不少见。早在19世纪中叶提出的“伯格曼法则”（Bergmann’s rule）便是一个经典的例子，其通过体表散热机制成功解释了恒温动物的个体大小与外界环境温度间负向的相关关系。在当代，生态学新陈代谢理论（the metabolic theory of ecology，MTE）提供了一种更复杂、更严密也更完整的范式，揭示并解释了物种的诸多生态学参数，包括但不限于基础代谢率（basal metabolic rate）、生物量生产率（biomass production rate）、种群的最大增长率（maximal rate of population growth）、最小死亡率（minimum mortality rate）以及种群规模或曰种群的环境承载量（carrying capacity），都与个体质量密切相关。^[31]

但是，预设III涉及的问题是，物种的阿利临界点与其个体质量的关系如何？如前所述（见命题I-I'与命题I-II'），目前我们根本无法给出详细的观测数据。因此，一方面，预设III缺乏实证支撑。另一方面，颇为吊诡的是，种群动力学模型往往不但预设了强阿利效应的存在，而且还预设了这么一个命题III-I：阿利临界点（A）与种群的环境承载量（K）间存在线性关系，即A = αK，其中系数α是一个处于0到1之间的常数。^[14][15][16]然而，这些模型并没有给出命题III-I为真的任何（实证）依据。显然，这种线性关系——作为最简单的相关关系——在种群动力学模型中被广泛地接受与运用，往往只是出于工具理性（经济性与可操作性）的考量。之后，我与马修·威尔斯（Mathew Wells） ^[11]先生作了一个“亡羊补牢”式的努力，即，在MTE框架下通过模型来证明A = αK的普遍有效性。但是，我们模型的结论，即A = αK，仅具有理论的意义，并无直接的实证数据的佐证，或曰，其结论是演绎的，而非归纳的。可见，命题III-I缺乏实证理性，但却兼具形上层面（我们相信有这么一个统一的规律的存在）与工具层面（此线性关系是最简单的相关关系）的理性。

另外，我们不妨联系种群的环境承载量来分析预设III。一如MTE理论所揭示的那样，物种的种群数量或种群密度K与物种的（平均的成年）个体的质量M间存在幂函数的关系，并且，K ∝ M^b，其中b的取值往往为约等于−1。^{[31][32][33][34]}因此，我们可以说，在自然状态下，块头较大的物种的种群规模往往较小。以此，在A-K线性的模式下（命题III-I），我们可有命题III-II：块头较大的物种的阿利临界点较小，因而，为避免其成功拓殖须被更严格地管控（即允许排放的量更低）。以此，在做出实证层面的层层让步之后，我们似乎可以间接地接受预设III的“合理性”。但是，不难发现，命题III-II与命题III之间仍有两层距离。第一，命题III-II所表述的A是M的单调递减函数，而命题III所暗示的A是M的分段常值函数（即便在大方向上满足关于M呈递减倾向）。第二，命题III-II所表述的对象是单个具体物种的自身的种群，而命题III所针对的对象是根据个体大小而分段的集合，其元素可由不同物种的诸个体组成。这两层距离还是工具理性的体现，并且很好地折射出（基于科学研究的）实践管理相对于科学研究本身负荷更多的工具理性的考量，即，对于分段集合的检测乃是最为经济、最易操作的分类检测。

综上，以IMO公约为例，压舱水管理的标准涉及三个预设命题，而每一个预设命题又涉及多重判断。特别地，在走向作为最终成果的压舱水管理标准的每一步判断中，既离不开实证数据的支撑，更离不开非实证的因素，后者既有形上层面的信念，也有工具层面（经济性与可操作性）的考量。因此，若说一种压舱水管理标准是合理的话，这种合理性的内涵绝不等同于该标准对于控制生物入侵在结果层面的有效性，而是指向我们对于控制生物入侵在实践态度上的一种笼统的“理性”，包括实证层面的理性，也包括形上层面与工具层面的理性，且不同层面的“理性”是互相交织、彼此渗透的。因此，IMO公约折射出所谓基于科学研究的科学管理策略的合理性既是复杂的，也是模糊的，但绝非纯粹客观。这样的分析是重要的，因为它使我们更为理性地理解与看待科学研究及相应的管理实践策略的“科学性”，从而使人类在实践上避免左右歧途——既避免陷入“伪科学”的泥潭，也避免掉进“唯科学主义”的深渊。这么说，当然不是纯粹实证的判断，也当然溢出了此案例研究的承载量，却正是这个案例留给我们的最重要的讯息：不可不相信“压舱水排放标准”的有效性，也不可盲信“压舱水排放标准”的有效性。澄清一切科学结论与管理策略的“有效性”，才是真正科学的态度、理性的精神。

最后，有必要申明两点。第一，科学及其相应的实践，为何难以完全撇开主观性而走向纯粹的客观性？应该说，科学研究以及相应的实践管理中的主观性因素，并非完全是阶段性的。固然，随着时代的发展（认知能力与实践能力的提升），科学研究以及相应的实践管理中的主观性因素会相应降低。但是，一方面，这种降低只触及那些信息不充分的地带（主要属于工具层面的范畴），而丝毫不影响本文中所指出的渗透某一科学判断的形上层面的因素。因此，时代再发展，科学再进步，形上层面的理性也不会消逝，因为它是使得任何实证判断得以可能的逻辑前提。另一方面，即便是工具层面的因素，也不可能完全退场。拿强阿利效应来说，为何实证证据极度匮乏而理论模型却蓬勃发展？答曰：要在种群规模极小（空间极广大）的情况下真实（受复杂的外界因素及生物作用干扰的）观测到显著的（时间上长期、样本上充分的）种群增长趋向的“变态”，几乎是不可能的。也许我们可以假想，未来这一切瓶颈因素都得到了解决，那么这个问题也就不成其为重要的科学或管理问题了。一个科学或管理问题的重要性的必要属性是其工具层面的制约性。在这种情况下，问题复杂且无法处理这种复杂时，根据工具理性来简化问题（如预设A-K线性关系），即便我们知道与真实有偏差，实质上是更高层面的智慧的体现。情愿有限偏离一步而拒绝固步死守，更拒绝无限偏离多步，岂非“中道”智慧？第二，在科学研究的结论，以及基于科学研究的管理中，应该尽可能地说明具体结论与管理标准的依据，不单单是抽象的数据，更重要的是数据背后的逻辑前提与主观预设。这是能够更为理性地理解与实践所谓的基于科学研究的科学管理策略的重要保障。