研究

衡量社会-生态恢复力揭示了转变环境治理的机会

• 摘要
• 简介
• 方法
  • 生态系统
  • 弹性指标
  • 统计分析
  • 方法论的进展、限制和假设
• 结果
  • 生态系统
  • 治理机制
  • 生态系统恢复力
• 讨论
  • 治理转型的前提条件
  • 弹性原则揭示了引导转型的挑战和机会
  • 机会之窗
  • 指导人类世治理转型
• 对本文的回应
• 致谢
• 文献引用

介绍

在我们生物圈的生态边界内运行(Rockström et al. 2009)，同时确保其公平使用(Raworth 2012)是21世纪人类面临的最大挑战之一。这就要求我们有意识地改变传统的环境治理方式，转而采用生态可持续和社会公正的方法。通过评估小规模渔业治理转型的案例(Gelcich等，2010)、基于海洋生态系统的管理(Olsson等，2008)以及湿地和淡水管理(Olsson等，2004)，已经出现了治理转型的关键阶段、过程和要素(Olsson等，2006,Moore等，2014)。我们提出了一种衡量社会-生态系统(SES)恢复力的方法，该方法可以揭示构建可持续和公正的社会-生态系统恢复力的杠杆点和约束条件，并在系统无法满足这些条件时帮助指导转型。

虽然关于弹性、转型和可持续性之间关系的学术论述缺乏共识和清晰度，但最近的综合研究帮助解决了之前的歧异，从而促进了这些相互关联但截然不同的概念的实际应用(Folke等人2016年，Elmqvist等人2019年)。弹性的核心是系统吸收干扰并重新组织的能力，随着时间的推移保持相同的核心结构、功能和反馈，从而在特定轨迹的范围内继续发展(Folke et al. 2004, Walker et al. 2004, Folke 2006)。为了保持系统的基本特性，人们普遍认为系统的部分必须不断适应，偶尔系统的部分可能需要进行转换(Folke et al. 2010, 2016, Elmqvist et al. 2019)。通过这种方式，治理子系统的转型，使其在功能上发生根本变化，可能是确保可持续和公正的社会-生态系统的长期弹性的关键。

30多年来，由于缺乏测量SES弹性的工具，将弹性理论转化为实践受到了限制(Quinlan et al. 2015)。此外，尽管最近在运作SES框架(Leslie et al. 2015)和评估SES弹性(Allen et al. 2018)方面取得了进展，但这些方法在解决复杂自然资源管理问题方面的实际应用仍然很少(Angeler and Allen 2016)。幸运的是，增强SESs弹性的七个政策相关原则的出现(比格斯等人2012)提供了一个理论基础框架，可用于在实践中评估这一紧急系统属性。利用这种方法转变环境治理的时机非常合适，特别是在世界海洋中，几乎每个国家枯竭的渔业的恢复都将推动海洋食物、利润和鱼类生物量的增加(Costello等人，2016)。

渔业是复杂适应性系统的典型例子，在世界各地采用广泛的制度结构进行管理。基于社会、经济和生态措施，表现不佳的渔业通常包括开放获取政策、自上而下的监管(地方参与和合规较差)，以及推动渔业的社会-生态过程规模与旨在管理渔业的政策之间的不匹配(Hilborn等，2005,Gutiérrez等，2011,Cinner等，2012)。在混合渔业中，这些问题变得越来越严重。在混合渔业中，小规模渔民被限制在邻近的资源中，而更大、更机动的商业船队可以不断迁移到新的、未开发的地区(Berkes et al. 2006)。此外，小规模渔民的生计和生活方式目标很少受到与工业渔业利益同等的重视(Plagányi等，2013)，从而导致行为者之间的不平等，最终导致冲突。

在世界各地的小型渔业中，越来越多的土著社区成功地重新确立了他们获取海洋资源的权利，以及管理和保护海洋资源的责任(Turner等人，2013年)。这包括进入渔场并从事特定水平的捕鱼活动的经营权利，以及参与渔场管理和治理的集体选择权利(Schlager和Ostrom, 1999年)。尽管取得了这些法律上的胜利，但伴随而来的、维护集体选择权的自然资源治理转型却滞后了，部分原因是缺乏明确的方向，明确哪些方面需要改变，以及如何改变。因此，迫切需要开发一种方法，通过这种方法，可以以一种透明的方式识别系统中干预引导转型的点和地方(Meadows 1999, Abson et al. 2017)，并被所有系统参与者视为合法的(Pinkerton和John 2008)。量化社会-生态弹性的多个维度是如何随时间变化的，可以揭示战略机遇和杠杆点，以帮助指导治理向更理想、更有弹性和社会公正的系统转型。

我们用太平洋鲱鱼(Clupea pallasii)渔业(图1)，以同时量化恢复力的生态和社会层面的变化。我们之所以关注这种饲料鱼，是因为几千年来，它在文化、生态和经济上对整个东北太平洋的土著居民都很重要(McKechnie等人，2014年)，自19世纪末以来，它一直受到工业规模的商业渔业的影响(Cleary等人，2010年)，在过去的三十年里，它在大部分范围内经历了区域和本地种群的锐减(Essington等人，2015年，Okamoto, Hessing-Lewis, Samhouri等人)。未出版的手稿)，导致渔业关闭和冲突。在加拿大西部，人口估计的不确定性和对变化驱动因素的辩论，以及土著和联邦政府之间失败的管理协议，刺激了法院禁令、社会动荡和危机(von der Porten等人2016年，Jones等人2017年)，这是世界范围内自然资源冲突的象征。

我们建立在一个新兴的研究前沿，旨在评估SES弹性(Cosens和Fremier 2014, Nemec等人2014,Allen等人2018)，并指导环境治理的转型。我们通过将七个理论弹性原则(Biggs et al. 2012)转化为经验的、特定于环境的指标，并利用传统资源用户的专家知识，量化这些指标在三个主要治理机制中的变化。具体而言，我们使用嵌套序数逻辑混合效应模型来量化每种治理制度对(1)全系统弹性的影响，(2)七个弹性原则中的每一个，以及(3)所有22个系统特定弹性指标的影响。从这一分析中，我们展示了如何根据资源专家的传统知识量化SES恢复力的关键维度的变化，通过阐明战略机遇和杠杆点来转变加拿大渔业治理和广泛的自然资源治理，有助于指导渔业危机的恢复和避免未来的危机。

方法

生态系统

为了确定太平洋鲱鱼群落和加拿大中部海岸不列颠哥伦比亚省(bc .)的主要治理制度之间的关键组成部分和相互作用(图1)，我们召开了一个专家小组，成员包括多代土著鲱鱼渔民、资源管理者、选举和世系酋长，以及被认为是该渔业专家的长者(Davis和Wagner 2003, Fazey et al. 2006)。专家是由当地土著资源管理和管理办公室挑选的。在不列颠哥伦比亚省的四个中心海岸土著群体中(图1)，自称加拿大第一民族，我们的分析集中在海尔苏克民族(Heiltsuk Nation)，这是研究区域内四个土著群体中最大的一个，他们最近在鲱鱼管理和保护方面与联邦监管当局发生了冲突，这说明了联邦机构与整个东北太平洋海岸沿海社区之间因鲱鱼引发的类似冲突(Jones et al. 2017)。参与者选择的目标社区专家应在当地鲱鱼渔业中发挥重要作用，并对太平洋鲱鱼的经济状况具有高度的传统知识，这使他们非常适合检测自然资源和社会经济条件特征的变化(Berkes等人2000年，Davis和Wagner 2003年)。基于这个焦点小组和已发表的文献，我们生成了22个指标的弹性(表1)，这些指标被微调到中央海岸太平洋鲱鱼的SES。

弹性指标

为了评估每个治理期间每个弹性度量的量级的变化，我们开发了一个访谈者管理的问卷(Briggs 1986)(表A1.1)。我们采访了海尔tsuk的传统知识持有者，他们被当地管理办公室认定为鲱鱼专家(n= 23)。问卷是根据当地专家的文化背景专门设计的(Briggs 1986, Bernard 2017)，并按照Heiltsuk研究方案进行管理。每个专家对每个治理时代的指标进行李克特评分，从1(低)到5(高)。在调查过程中，对每个问题产生的观察、假设和知识进行详细的记录和转录，以帮助我们对问卷产生的定量数据进行推断(Briggs 1986, Bernard 2017)。最后，为了减少不确定性并提高我们推断的准确性，我们使用了同行评议发表的鲱鱼种群、群落和生态系统动态数据，以及考古记录和人种学数据，以三角测量通过专家知识揭示的恢复力指标的趋势。

统计分析

我们对1440个回应进行了定量分析，以量化每种治理制度对(1)全系统弹性的影响，(2)七条弹性原则中的每一条，以及(3)所有22个系统特定的弹性指标。首先，为了检验治理制度对太平洋鲱鱼整体SES弹性的影响，我们构建了一个嵌套序数逻辑混合效应模型，该模型带有一个累积链接函数，可以解释我们的数据的排名性质(Carifio和Perla 2007, Hedeker 2008)。该模型估计了每个原则内的每个治理制度处于或低于特定序数分数的概率，同时考虑了受访者之间的相关性。治理机制、弹性原则及其相互作用被视为固定效应。因为每名受访者(n= 23)回答了22个问题，从这些问题中得出的数据不是独立的，我们将受访者视为随机效应。我们采用似然比检验主效应和交互作用，并采用Tukey成对对比法评估治理制度对7项弹性原则的影响。一个蜘蛛图被用来可视化这些结果。

其次，为了检验治理机制对22个弹性指标的影响，我们构建了一个二阶逻辑混合效应模型，将治理机制、弹性指标及其相互作用的影响视为固定效应，而受访者则被视为随机效应。然后，我们计算了主效应和Tukey的成对对比，以评估治理制度对22个弹性指标的影响。使用R中的序数和lsmeans包进行分析(Christensen 2015, Lenth 2016, R Core Team 2017)。

方法论的进展、限制和假设

我们的研究是测量和评估社会-生态恢复力的初步尝试，这是一种新兴的系统属性，尽管它与可持续发展科学相关，但到目前为止被证明在数量上难以捉摸。通过基于成熟的理论恢复力原则的战略设计特定环境的指标，我们的方法允许我们间接测量SES恢复力，这里太平洋鲱鱼SES吸收变化和适应的能力，同时保持其核心结构和功能，通过量化赋予该系统属性的生态和社会属性。此外，这种通用方法允许我们对特定的SES进行微调。因此，该方法可用于定义特定环境的指标，以评估全球范围内SESs的弹性。

虽然我们的方法已经推进了量化社会-生态恢复力的领域，但我们的数据和研究设计的性质有几个假设和局限性。首先，我们的方法容易受到几个来源的不确定性和偏差。我们报告的是专家对弹性属性的观察和知识(Fazey et al. 2006)，而不是直接测量本身。例如，专家报告的是他们对每个治理时代鲱鱼大小变化的观察和知识，而不是实证测量。此外，我们对复原力的评估是基于系统中的一组专家:土著知识持有者。与所有数据来源一样，专家观测也存在观测不确定性(观测值与其真实值之间的差异)、过程不确定性(真实值的时间和空间变化)和偏差(Hilborn and Mangel 1997)。例如，被要求对过去和现在进行比较的受访者会受到回忆偏差的影响(Cinner et al. 2015)，尽管经验证据表明，即使在50年后，回忆的信息也可以有很高的准确性(Berney and Blane 1997)。尽管如此，人类所做的所有观察都受到其文化背景的影响(Berkes et al. 2000)。最后，我们的专家样本规模相对较小，因为我们可以利用的社区内的专家有限，这是困扰全球资源系统的一个挑战。

在我们根据鲱鱼专家的传统知识推断复原力趋势时，为了减少偏差和不确定性的影响，我们利用多行证据进行三角测量(Tengö et al. 2014)。具体来说，我们使用了不同来源的鲱鱼SES数据，以及专家的观察和知识，从中我们推断出SES随时间变化的弹性。在我们的讨论中呈现并综合了这些多种信息来源，并将它们编织到我们的评估中是我们方法的一个优点。通过利用多种来源的数据，我们不仅减少了每个数据流的不确定性、局限性和偏差，还扩展了任何一种数据类型单独提供的时间尺度和分辨率。此外，通过结合专家知识和同行评议的生态和社会数据源，我们通过更好地将我们的评估根植于社会文化背景，揭示了对SES动态的新见解(Berkes等人2000年，Huntington 2000年，Salomon等人2007年，2018年)。通过这样做，我们可以更广泛和合法地告知生态可持续和社会公正的治理转型(Fazey等人2006,Pinkerton和John 2008, Tengö等人2014,2017,Brondizio和Tourneau 2016, Mistry和Berardi 2016)。

最后，弹性的概念本质上是多维的，但并非所有维度都可能对系统弹性产生相同程度的影响。我们的每一个度量标准都被认为对系统范围的弹性具有同等的重要性，尽管情况可能并非如此。根据SES对弹性属性的差分加权提出了另一个改进的领域。此外，并不是所有的弹性属性都是可以直接量化的(例如，信任、接受变化的意愿)，在许多情况下，当涉及到治理转型时，对这些属性的看法是重要的(Westley et al. 2011)。幸运的是，专家的认知可以用于快速确定关键系统属性的社会和生态状况，以进行规划或监测变化，特别是在数据缺乏的情况下(Daw等人2011,Bennett 2016)。量化SES弹性的一个前沿在于将有助于量化的属性(即物种多样性)的经验测量与经验传统知识以及同样重要但难以测量的属性(即信任的感知)相结合。

结果

生态系统

太平洋鲱鱼产业包括三种主要的渔业，它们受到文化传统、社会规范和价值、国家法律和全球宣言、国际市场和海洋条件的影响(图2A)。在产卵前几天，工业移动商业船队会以成年雌鱼为目标，获取其卵囊(以下简称“卵囊”渔业)(图2B)。鲱鱼卵产卵后，当地土著渔民在水下植被上采集鲱鱼卵，用于食物、社会和仪式用途(以下简称“食物”渔业)，以及商业贸易(以下简称“海带产卵”渔业)，以支持当地土著的生计(图2C)。后两种渔业由当地和区域的土著资源管理部门管理，这些部门遵循传统知识、法律和协议，并由选举产生的部落理事会和世袭酋长制定，他们拥有在其领土内维持自然资源和社会福祉的权利和责任(图2D)。加拿大联邦渔业局根据多项国家法案的授权运作，对两大商业鲱鱼渔业进行单物种种群评估，设定捕捞配额，并监督渔业开放情况，这两大渔业都受到波动的国际鲱鱼产品市场的影响，容易受到政治干预(Bennett 2019)。与所有加拿大渔业一样，政党政治可以而且确实通过部长裁量权凌驾于治理和管理政策之上，即民选的渔业部长不顾政府科学家和管理人员的建议，做出关闭或开放商业渔业的最终决定。

作为饲料鱼类，太平洋鲱鱼是公海和沿海食物网中的关键一环，它作为个体并通过其产卵将能量从低营养层转移到高营养层，这两种能量都被多种捕食者消耗，包括鱼食性鱼类、海鸟、海洋和陆地哺乳动物(图2E)。此外，这种远洋鱼类的季节性产卵洄游到沿海生态系统代表了一种重要的空间生态补贴，通过这种方式，公海生产力转移到近岸生态系统，并为近岸生态系统提供燃料。最后，该SES受海洋生产力的自然变化和温度异常的影响(Cavole et al. 2016)。

治理机制

这个SES经历了三个主要的治理制度，跨越前殖民时代直到现在，我们将其命名为土著治理、殖民控制和环境正义时代，以反映主要的治理制度和过程的有效性(图3，参见附录2的详细信息)。土著统治时代至少始于2000年前，其特点是广泛的贸易网络和酋长们拥有的海洋空间的独家权利(Powell 2012)。所有权，取决于在所有权所有者的领土内持续资源的管理，以及氏族内部和氏族之间的互惠协议，赋予了该SES至少2000年的弹性(Trosper 2009)，并可能在之前的千年有效(Brown and Brown 2009, Lepofsky and Caldwell 2013)。在1885年被殖民地法禁止之前，这种临时招待是一种普遍存在于加拿大西海岸的管理制度。尽管有殖民法律的强制，但杂烩仍在秘密进行。

这种扰动之后是殖民控制时代，其特征是国家对渔业和第一民族社会的其他方面进行集中控制(Harris 2002, Harris 2008)。从那时起，加拿大联邦渔业局一直声称其对加拿大所有渔业的权威渔业法案尽管不列颠哥伦比亚省的大多数沿海土著社区尚未签署放弃其土地和海洋所有权或控制权的条约。

最近的环境正义时代(Harvey and Braun 1996, Mohai et al. 2009)是由当地的反抗引发的，当时土著渔民被排除在商业的海藻产卵渔业之外，这种渔业已经成为北美西北海岸土著经济的一部分数千年了(McKechnie et al. 2014)。这导致了1996年最高法院的判例，确立了海尔苏克原住民对鲱鱼在海带上产卵进行商业贸易的权利(Harris 2000年)。法院确认土著居民捕捞鲱鱼的权利与加拿大联邦渔业局将这些权利转化为政策之间的差异导致了1998年至今沿海地区土著群体的抗议(Powell 2012, von der Porten等人2016,Jones等人2017)。尽管最近在公元前中部海岸的鲱鱼种群数量锐减(Okamoto, Hessing-Lewis, Samhouri等人)。未出版的手稿)和一些第一民族社区的保护担忧，加拿大联邦渔业部长在2015年开放商业鲱鱼渔业，这违反了基于科学的管理建议，引发了2015年的鲱鱼危机。

生态系统恢复力

虽然我们发现治理机制对整体社会-生态系统恢复力有显著的影响，但影响的大小和方向在7个恢复力原则之间以及3种治理机制之间存在显著差异(似然比Χ²= 122.3, df = 18，p< 2.2 e^-16年)(图4、表A3.1)。具体而言，我们发现三种治理机制的社会-生态多样性和冗余度显著下降(表A4.1)。相比之下，在剩下的六个原则中，我们发现随着殖民统治制度的开始，恢复力显著下降，而随着最新的环境正义制度的到来，恢复力没有显著变化。虽然不显著，但平均而言，在最近的环境正义时代，学习和多中心治理的弹性原则都比之前的殖民控制时代更高(图4)。

治理制度的效果也在用于评估每个弹性原则的具体弹性指标之间显著不同(似然比Χ²= 259.2, df = 63，p< 2.2 e^-16年)(图5，表A3.1和A5.1)。具体而言，沿海物种和栖息地、鲱鱼大小和鲱鱼产卵日期的多样性在所有三个治理制度中都呈现出显著下降(图5A)，而行动者的视角、生计和物种对干扰的反应的多样性仅在土著和殖民控制时代之间显著下降(图5A)。我们发现，土著和殖民地控制时代之间的信息共享(我们用来评估互联互通弹性原则的指标)显著下降，而且在最近的环境正义时代开始时没有变化(图5B)。这也适用于理解长期变化和更新决策的新信息，以及管理者应对干扰的能力，我们用来评估管理慢变量和反馈的弹性原则的指标(图5C)。

我们用来评估Complex Adaptive Thinking的两个指标显示了对每个治理时代的不同反应;虽然在环境司法时代之后，在原住民统治时代和殖民统治时代之间，行为者应对意外事件的准备程度显著下降，但他们接受变化的意愿在所有三个治理制度之间没有显著差异(图5D)。创新和实验意愿，以及合作、信任和参与，分别用于评估学习和参与的弹性原则的指标，在土著控制时代和殖民控制时代之间都在下降，此后没有变化，而在最近的环境正义时代，科学资源共享倾向于增加，尽管不显著(图5E和5F)。最后，虽然决策中的权力分配在各个治理时代之间没有显著变化，但土著知识和管理协议的整合、土著获取鲱鱼的权力和解决冲突的意愿都在殖民治理制度开始时显著下降，并在最近的环境正义时代趋于增加(尽管不显著)(图5G)。

讨论

走向生态可持续和社会公正的运营空间是全球资源系统面临的首要挑战之一。虽然评估社会-生态系统的恢复力可以为战略转向更可持续和更公平的轨迹提供信息，但到目前为止，对这种多维涌现的系统属性进行量化一直是难以捉摸的。我们提出了一种方法，使我们能够确定SES弹性在哪里以及在多大程度上随着时间的推移而被侵蚀和增强。在本案例研究中，我们发现在土著和殖民统治时代之间，SES弹性的多个维度显著降低。此外，我们发现，随着最近的环境正义制度的启动，整个系统的恢复力没有显著变化，除了多样性和冗余的恢复力原则，在所有三个治理制度中都显示出显著下降(图4，表A3.1和A4.1)。基于专家知识的系统多样性下降得到了来自定量科学来源的多种经验证据的支持(Martell等人2012年，Shelton等人2014年，Keeling等人2017年，Okamoto, Hessing-Lewis, Samhouri等人。未出版的手稿)．重要的是，在最近的环境正义制度中，我们还发现了一些轻微但不显著的恢复迹象(图5，表A5.1)，从而表明转变加拿大渔业治理的必要前提条件。通过将恢复力原则转化为特定环境的指标，并同时量化恢复力的多个维度的变化，我们的分析方法可以揭示战略机遇和杠杆点，为太平洋鲱鱼SES内部以及更广泛的SESs之间的渔业治理转型做准备和实现。殖民统治制度之后的遗留效应、时间滞后和缺乏真正的治理转型，是我们在更短、更近的环境司法制度中没有发现恢复力指标显著增加的部分原因，尽管土著人对鲱鱼的权利得到了法律肯定，从而触发了这种治理制度的启动(Raudsepp-Hearne等人2010年，Waylen等人2015年)。

治理转型的前提条件

转型一直与创造变革机会的前提条件子集相关联。危机事件、行动者之间的代理、提供政治杠杆的社交网络、新生态或社会现象的发现，以及通过实验揭示的新管理选项，都被认为是治理创新的潜在前提(Olsson等人2006年，Gelcich等人2010年，Moore等人2014年)。在太平洋鲱鱼SES最近的环境正义制度中，我们的分析揭示了学习和多中心治理的一些指标最近的复苏迹象，这是嵌套的、半自治的治理机构，使实验、发现和所有系统参与者的参与成为可能。这些指标的恢复表明，这一体系中存在着转变渔业治理的有利前提条件。具体而言，我们发现，随着最近的环境正义时代的到来，行动者之间共享科学资源以及在当代管理中整合土著知识和管理协议的趋势越来越明显(图5E和5G)。这些趋势可能是由于一些架桥组织的出现增加了以前政治自治的土著社区之间的社会和政治资本(Price等人2009年，McGee等人2010年)，新成立的政治中立的学习型机构支持该地区的合作研究(Salomon等人2018年)，以及最近由联邦、省、以及以平等的权力分享关系为前提的土著政府机构。

在环境司法时代，我们还发现，当地土著政府发挥其传统权威获取和保护海洋资源的能力有所提高，系统中行为体之间谈判和解决冲突的意愿也有所提高(图5G)。这反映出“第一民族”在整个沿海地区不断努力，特别是在渔业治理方面发挥作用(Jones et al. 2017)，并在更广泛的自然资源管理方面发挥作用。由于2015年的鲱鱼危机，当地土著和联邦渔业机构之间的谈判导致了一项新的联合开发和采用的管理计划。此外，最近省政府和地方土著政府之间达成的和解协议，为海洋公地治理的权力分享提供了进一步的依据。总的来说，这些事件表明，该系统正处于一个关键节点，有可能从集中式管理系统向多中心管理系统转变，形成共享决策和公平的权力关系。如果这一体系的治理转型发生，我们将期望看到这反映在我们为太平洋鲱鱼SES量化的弹性指标的增加。

弹性原则揭示了引导转型的挑战和机会

保持多样性和冗余性

随着时间的推移，在恢复力原则的下降中，最显著的是系统多样性和冗余的侵蚀(图4)。具体来说，专家们发现，由于外海岸和夏季产卵事件的损失，大型鲱鱼数量大幅减少，产卵地点减少，产卵季节长度缩短(图5A)。多个来源的经验证据支持这些发现，并表明该地区的鲱鱼种群大小结构、年龄大小、产卵季节长度和位置自20世纪80年代以来都出现了收缩(Martell等，2012,Okamoto, Hessing-Lewis, Samhouri等。未出版的手稿)．

众所周知，种群、生活史和栖息地多样性的消耗会导致物种对环境扰动的恢复力的侵蚀(Hilborn et al. 2003)。事实上，被开发种群的人口和空间多样性的侵蚀已被证明会降低捕捞种群的稳定性(Anderson et al. 2008)，包括红鲑鱼(Schindler et al. 2010)和太平洋鲱鱼元种群(simple和Francis 2016)。较大和较大年龄的鱼类不仅可以增加繁殖潜力，并缓冲种群的招募失败(Essington et al. 2015)，而且鱼类大小和产卵种群的减少会侵蚀对环境变化反应的多样性(Elmqvist et al. 2003)，这一弹性维度在b.c系统中也被观察到下降(图5A)。最后，大的、老的和有经验的鱼的损失可能会导致产卵区域的损失和迁移知识传递给第一次产卵的鱼(McQuinn 1997)。有人提出，这种代际知识传递的损失会侵蚀鲱鱼亚种群的模块化空间结构，使它们更容易崩溃，并损害崩溃后的恢复(Rogers等，2018)。

在多尺度的治理中有许多机会来解决以渔业为基础的SESs的多样性和冗余减少问题。在全球范围内，重要的海产品企业在可持续性方面的领导作用(它们对金融市场的影响尤为严重)，将有助于更广泛地改善被开发海洋物种和生态系统的治理(Österblom等，2015)。让海产品企业拒绝不可持续的增长导向目标，支持更广泛的社会价值，同时保持在生态系统阈值范围内，这是一种深层次的杠杆点，可以解决支撑复杂问题的价值和目标，因此可能会导致深刻的变化(Abson等人2017年)。

虽然加拿大的大多数渔业都是利用单物种、基于生物量的评估和目标进行管理，但来自世界各地渔业的证据表明，扩大这一现状是全国范围内的一个杠杆点。如今，许多发达国家正致力于转向基于生态系统的管理。尽管做出了这些努力，在某些情况下也有立法要求，但向这种方法的转变往往受到以下因素的限制:授权性立法的缺乏、制度缺乏灵活性、糟糕的社会经济激励以及行为者之间不平等的权力关系(Gelcich等，2010)。来自其他地方的SESs证据表明，包括历史上边缘化行为者的生活方式和生计目标(Plagányi等人2013年)和非人类消费者的可持续目标(Essington等人2015年)可以在很大程度上使这种SES转向更有弹性的轨迹。此外，保持本地产卵亚种群多样性的管理策略可以增加区域鲱鱼生物量的稳定性(simple and Francis 2016)，并减少获取这种资源的空间不平等及其局部崩溃的风险(Okamoto, Hessing-Lewis, Samhouri等人)。未出版的手稿)．

在当地，指定的社区准入特权、允许渔民在渔业和渔具类型之间切换的许可规则，以及支持职业多样性和流动性的社会项目，将使渔民能够应对和适应资源可用性、环境条件和/或金融市场波动的变化。在整个拉丁美洲，以社区为导向的规则和在地理指定区域内对鱼类的专属使用权的分配是成功管理海洋公共资源的关键因素(Defeo和Castilla, 2005年，Gelcich等人，2010年，McCay等人，2014年)。此外，社区获得多种海洋资源和其他经济活动的权利可以扩大公元前沿海土著社区的生计多样性和经济组合，从而增加他们对外部干扰的恢复力。尽管目前在北美海域实施专属空间进入权的概念很少见，但在包括北美西北海岸(Trosper 2009, Powell 2012)和大洋洲(Johannes 2002)在内的整个太平洋地区的土著社区中，指定进入权是传统海洋管理实践的一个关键组成部分。虽然与目前对太平洋鲱鱼的管理相比，以当地为基础的捕鱼法规可能需要更复杂和昂贵的管理策略，但这可能是避免当地鲱鱼数量锐减的有效方法(Okamoto, Hessing-Lewis, Samhouri等人)。未出版的手稿)，减少冲突，并增强整个系统的弹性。提供强大的社区持有和社区设计的专有权，以建立空间保护来恢复濒危物种，可以作为强大的本地激励机制，以避免系统多样性和冗余度进一步下降的趋势。

管理连接、变慢变量和反馈

在以传统的、基于地方的知识和实践为基础的当地土著治理系统被中央集权的殖民机构取代后，参与者之间的信息共享程度(我们的系统连接性指标)显著下降，此后没有明显变化(图5B)。此外，对长期变化(如海洋生产力、价值体系)的理解、管理者用新信息更新决策的灵活性以及他们应对变化的能力，都在殖民统治时代开始后显著下降，此后也没有明显变化(图5C)。为了解决信息共享减少的问题，像学术研究人员这样的桥梁行动者可以促进联邦、省和当地资源机构之间的信息交流。这也将有助于提高地方和联邦管理人员更新决策和对短期和长期的变革驱动力作出反应的能力。

培养复杂的适应性系统思维，鼓励学习

尽管土著社区对目前管理鲱鱼的方式明显不满(von der Porten等人2016年，Jones等人2017年)，但联邦机构一直拒绝改变(图5D)。联合开发未来管理场景和实验性地测试替代管理政策已被证明有助于沿海社区学习和准备意外事件(Daw等人2015年，Oteros-Rozas等人2015年)。同样，场景作为故事可以帮助挑战现有的叙事和理解人们对系统如何工作的假设(Galafassi et al. 2018)。借鉴参与式场景规划和适应性管理(Armitage et al. 2009)的工具包将促进复杂适应性系统思维和学习。

扩大参与，推进多中心治理

从土著统治时代到殖民统治时代，系统参与者之间的合作、信任和参与水平(所有扩大参与的指标)显著下降，自那时以来没有显著变化(图5F)。多中心治理的5个指标中的4个也是如此，包括问责制、权威、冲突解决和知识集成，后3个指标显示最近有轻微但不显著的增长(图5G)。

因此，改变加拿大渔业治理的一个关键机遇在于制定立法和政策，支持联邦和土著渔业管理者之间的公平权力和共享权力，从而使土著权利制度化，包括管理和保护这些鱼类的集体选择权，以及获取它们的操作权(Jones等，2017)。同样重要的是支持这些法律文书的进程。建立协作管理(Armitage et al. 2009)和促进多中心治理安排是帮助实现适应性治理的方法，包括以学习为基础的决策过程，包括国家和非国家行为体，旨在协商和协调管理，以适应不同的观点，为共享学习和建立信任创造机会。

来自世界各地多个自然资源系统的证据表明，适应性治理比目前大多数方法更有可能导致基于生态系统的成功管理，因为它非常适合变化、复杂性、不确定性和多样化的知识系统的环境(Schultz等人2015)。通过让不同的用户群体参与进来，这种自然资源治理方法促进了多种证据来源的使用，这些证据来源可以包括传统知识和西方科学。来自世界各地的案例提供了强有力的证据，表明将传统知识整合到监测和管理过程中可以揭示目标物种的基本行为和人口特征(Johannes et al. 2000)，扩展数据的时间尺度并阐明关键的SES动态(Salomon et al. 2007, Lee et al. 2018)，为海洋治理带来新的见解(Cinner and Aswani 2007)，并恢复耗尽的种群(Castello et al. 2009)。

机会之窗

治理的变革往往需要出现机会之窗(Olsson et al. 2006, Chapin et al. 2010)。在加拿大保守政府执政10年后，现在有一个政治和立法的机会来改变渔业治理。最近的一个民族和解委员会和法律改革，包括加拿大批准《联合国土著人民权利宣言》，表明当前联邦政府在土著问题上采取了更多的行动。此外，新的证据表明，加拿大社会规范和价值观出现了一个社会临界点，支持土著权利并承认以前的不公正(Neuman 2016)。这些国际和国家背景暴露了在更高治理级别上进行变革的额外杠杆点。

指导人类世治理转型

尽管人类世面临着转型的紧迫性和可能性，但打破无法满足社会、生态和经济成果的固有治理体系的惯性仍然是一项重大挑战(Chaffin和Gunderson, 2016)。对这种转变的分析揭示了促成变革的前提条件，以及触发治理创新的催化剂，以及建立和维持更理想制度弹性的机制(Olsson等人2006年，Gelcich等人2010年)。通过提出一种方法，我们在这一研究前沿取得了进展，该方法既量化了SES弹性，又将这一概念付诸实践，因为它阐明了治理转型的杠杆点和约束。通过使学者和从业者能够(1)评估转型的前提条件，(2)识别引导转型的障碍和杠杆点，以及(3)强调在哪里构建新转型和理想系统的弹性，这种可推广的方法可以为转型过程的所有三个阶段提供信息。

机会之窗在转型过程中发挥着重要作用，通常发生在政治动荡、制度崩溃、冲突和反对、社会规范转变以及破坏性或催化性创新之后(Westley等人2011年，Chaffin和Gunderson 2016年)。虽然机会可能转瞬即逝，但治理转型可能需要几十年的时间(Westley et al. 2013)，因此需要跨代和联盟的变革者，他们准备在新机遇出现时利用它们。了解为转型创造先决条件的进展，以及对障碍和系统干预的针对性知识，可以作为转型系统的长期“准备”战略的一部分。

治理转型本身需要通过授权立法来支持。就加拿大的渔业治理而言，这包括下放权力，并将集体管理和保护沿海渔业的权利和责任分配给土著政府。引导治理创新的过渡阶段可以通过学习和以证据为基础的机构来帮助，这些机构充当中介，提供相对中立的基础，独立于政策和政治。一旦转型，建立新的治理机制的弹性需要早期评估作为一种机制，通过这种机制微调学习过程，建立合法性，并获得新政策安排的政治可接受性(Gelcich等人2010)。

将处于环境退化和社会不公轨道上的机构转变为有利于长期复原力、公平和正义的机构，是可持续发展的首要目标。通过揭示赋予耦合社会-生态系统弹性的特定环境属性的衰退和恢复，我们的综合分析提出了一种可推广的方法，以实现自然资源治理的转变。深刻理解赋予SES弹性的属性，以及它们是如何随时间变化的，可以为转型过程提供信息，并提供实证基础，以证实和催化大胆的变革。

文献引用

Abson, D. J.， J. Fischer, J. Leventon, J. Newig, T. Schomerus, U. Vilsmaier, H. von Wehrden, P. Abernethy, C. D. Ives, N. W. Jager. 2017。可持续转型的杠杆点。中记录46(1): 30—39。https://doi.org/10.1007/s13280-016-0800-y

Allen, c.r.， h.e. Birge, d.c. Angeler, c.a. Arnold, b.c. Chaffin, d.a. DeCaro, a.s. Garmestani, L. Gunderson. 2018。在弹性评估中量化不确定性和权衡。生态和社会23(1): 3。https://doi.org/10.5751/ES-09920-230103

安德森，c.n.， c.h。谢淑华、桑丁、休伊特、霍洛德、贝丁顿、梅、杉原。2008。为什么捕鱼会放大鱼类数量的波动。自然452(7189): 835 - 839。https://doi.org/10.1038/nature06851

Angeler, D. G.和C. R. Allen, 2016。量化的弹性。应用生态学杂志53(3): 617 - 624。https://doi.org/10.1111/1365-2664.12649

阿米蒂奇，D. R. R. Plummer, F. Berkes, R. I. Arthur, A. T. Charles, I. J. Davidson-Hunt, A. P. Diduck, N. C. Doubleday, D. S. Johnson, M. Marschke, P. McConney, E. W. Pinkerton和E. K. Wollenberg。2009。社会-生态复杂性的适应性协同管理。生态与环境前沿7(2): 95 - 102。https://doi.org/10.1890/070089

2016年，新泽西州贝内特。利用观念作为证据，改善环境保护和环境管理。保护生物学(3): 582 - 592。https://doi.org/10.1111/cobi.12681

2019年新泽西州贝内特。政治海洋:从事海洋和沿海环境的政治生态研究。沿海管理47(1): 67 - 87。https://doi.org/10.1080/08920753.2019.1540905

Berkes, F.， J. Colding和C. Folke, 2000。传统生态知识作为适应性管理的再发现。生态应用程序10(5): 1251 - 1262。https://doi.org/10.1890/1051 - 0761 (2000) 010 (1251: ROTEKA) 2.0.CO; 2

Berkes, F.， T. P. Hughes, R. S. Steneck, J. A. Wilson, D. R. Bellwood, B. Crona, C. Folke, L. H. Gunderson, H. M. Leslie, J. Norberg, M. Nystrom, P. Olsson, H. Osterblom, M. Scheffer和B. Worm。全球化，游弋的强盗，还有海洋资源。科学311(5767): 1557 - 1558。https://doi.org/10.1126/science.1122804

伯纳德，2017年。人类学研究方法:定性与定量．罗曼和Littlefield。

伯尼，L. R.和D. B.布莱恩，1997。收集回顾性数据:根据历史记录判断50年后回忆的准确性。社会科学与医学45(10): 1519 - 1525。https://doi.org/10.1016/s0277 - 9536 (97) 00088 - 9

比格斯，R.， M. Schlüter, D.比格斯，E. L.博亨斯基，S. BurnSilver, G. Cundill, V. Dakos, T. M. Daw, L. S. Evans, K. Kotschy, A. M. Leitch, C. Meek, A. Quinlan, C. Raudsepp-Hearne, M. D. Robards, M. L. Schoon, L. Schultz, P. C. West。朝着增强生态系统服务弹性的原则迈进。环境与资源年度回顾37:421 - 448。https://doi.org/10.1146/annurev-environ-051211-123836

布里格斯1986年。学习如何提问:社会语言学评价访谈在社会科学研究中的作用．剑桥大学出版社。https://doi.org/10.1017/CBO9781139165990

Brondizio, e。s。f。m。唐龙l .》2016。人人享有环境治理。科学352(6291): 1272 - 1273。https://doi.org/10.1126/science.aaf5122

布朗，F.和Y. K.布朗，2009。坚持到底，活下去——沿海第一民族的基本真理:生物多样性、管理和可持续性．生物多样性BC，维多利亚，不列颠哥伦比亚省，加拿大。

Carifio, J.和R. J. Perla, 2007。关于李克特量表和李克特回应格式的十个常见误解、误解、持续存在的神话和都市传说及其解药。社会科学杂志3(3): 106 - 116。https://doi.org/10.3844/jssp.2007.106.116

Castello, L.， J. P. Viana, G. Watkins, M. Pinedo-Vasquez, and V. A. Luzadis. 2009。亚马逊Mamirauá保护区将Arapaima渔民纳入小规模渔业管理的经验教训。环境管理43(2): 197 - 209。https://doi.org/10.1007/s00267-008-9220-5

Cavole, L. M.， A. M. Demko, R. E. Diner, A. Giddings, I. Koester, C. Pagniello, M. L. Paulsen, A. Ramirez-Valdez, S. M. Schwenck, N. K. Yen, M. E. Zill，和P. J. S. Franks. 2016。2013-2015年东北太平洋暖水异常对生物的影响:赢家、输家和未来。海洋学29(2): 273 - 285。https://doi.org/10.5670/oceanog.2016.32

Chaffin, b.c .和L. H. Gunderson(2016年)。涌现、制度化与更新:复杂社会-生态系统适应性治理的节奏。环境管理杂志165:81 - 87。https://doi.org/10.1016/j.jenvman.2015.09.003

查平、F. S.、S. R.卡朋特、G. P.科菲纳斯、C.福尔克、N.阿贝尔、W. C.克拉克、P.奥尔森、D. M. S.史密斯、B.沃克和O. R.杨2010。生态系统管理:快速变化的地球的可持续性战略。生态学与进化趋势25(4): 241 - 249。https://doi.org/10.1016/j.tree.2009.10.008

Christensen, r.h.b.， 2015。序数据的序回归模型．R package version 2015.6-28。

Cinner J. E.和S. Aswani. 2007。将习惯管理融入海洋保育。生物保护140(3 - 4): 201 - 216。https://doi.org/10.1016/j.biocon.2007.08.008

Cinner, J. E.， C. Huchery, C. C. Hicks, T. M. Daw, N. Marshall, A. Wamukota和E. H. Allison。肯尼亚渔业社区适应能力的变化。自然气候变化beplay竞技5(9): 872 - 876。https://doi.org/10.1038/nclimate2690

Cinner, J. E.， T. R. McClanahan, M. A. MacNeil, N. A. Graham, T. M. Daw, A. Mukminin, D. A. Feary, A. L. Rabearisoa, A. Wamukota, N. Jiddawi等。珊瑚礁社会-生态系统的管理。美国国家科学院学报109(14): 5219 - 5222。https://doi.org/10.1073/pnas.1121215109

Cleary, J. S.， S. P. Cox和J. F. Schweigert。加拿大不列颠哥伦比亚省太平洋鲱鱼捕捞控制规则的性能评估。国际海洋科学杂志67(9): 2005 - 2011。https://doi.org/10.1093/icesjms/fsq129

Cosens, B.和A. Fremier, 2014。评估大型河流流域的系统恢复力和生态系统服务:哥伦比亚河流域的案例研究。爱达荷州法律评论51:91 - 125。

科斯特洛，C.， D. Ovando, T. Clavelle, C. K. Strauss, R. Hilborn, M. C. Melnychuk, T. A. Branch, S. D. Gaines, C. S. Szuwalski, R. B. Cabral, D. N. Rader和A. Leland. 2016。不同管理制度下的全球渔业前景。美国国家科学院学报113(18): 5125 - 5129。https://doi.org/10.1073/pnas.1520420113

Davis, A.和J. R. Wagner, 2003年。谁知道呢?论“专家”在研究地方生态知识中的重要性。人类生态学31(3): 463 - 489。https://doi.org/10.1023/A:1025075923297

道，T. M.， S.库特哈德，W. W.张，K. Brown, C. Abunge, D. Galafassi, G. D. Peterson, T. R. McClanahan, J. O. Omukoto和L. Munyi. 2015。评估生态系统服务和人类福祉中的禁忌取舍。美国国家科学院学报112(22): 6949 - 6954。https://doi.org/10.1073/pnas.1414900112

道，t.m.， J.罗宾逊，N. A.格雷厄姆。2011。对塞舌尔手工陷阱渔业趋势的看法:比较捕获量监测、水下目视普查和渔民知识。环境保护38(1): 75 - 88。https://doi.org/10.1017/S0376892910000901

Defeo, O.和J. C. Castilla, 2005。这不仅是世界渔业危机的一个袋子，也是某些拉丁美洲手工贝壳渔业共同管理成功的关键。《鱼类生物学与渔业评论15(3): 265 - 283。https://doi.org/10.1007/s11160-005-4865-0

Elmqvist, T.， E. Andersson, N. Frantzeskaki, T. mcpherson, P. Olsson, O. Gaffney, K. Takeuchi和C. Folke。2019。城市世纪转型的可持续性和弹性。自然的可持续性2(4): 267 - 273。https://doi.org/10.1038/s41893-019-0250-1

Elmqvist, T.， C. Folke, M. Nyström, G. Peterson, J. Bengtsson, B. Walker, J. Norberg, 2003。响应多样性、生态系统变化和恢复力。生态与环境前沿1(9): 488 - 494。https://doi.org/10.1890/1540 - 9295 (2003) 001 (0488: RDECAR) 2.0.CO; 2

埃辛顿，T. E.， P. E.莫里亚蒂，H. E. Froehlich, E. E. Hodgson, L. E. Koehn, K. L. Oken, M. C. simple和C. C. Stawitz. 2015。捕鱼加剧了饲料鱼种群的减少。美国国家科学院学报112(21): 6648 - 6652。https://doi.org/10.1073/pnas.1422020112

法泽，J. A.法泽，J. G.索尔兹伯里，D. B.林登梅尔，S.多佛斯，2006。环境保护经验知识的性质和作用。环境保护33(1): 1 - 10。https://doi.org/10.1017/S037689290600275X

Folke, c . 2006。弹性:社会-生态系统分析视角的出现。全球环境变化16(3): 253 - 267。https://doi.org/10.1016/j.gloenvcha.2006.04.002

Folke, C.， R. Biggs, A. V. Nyström, B. Reyers, J. Rockström。2016.社会-生态恢复力和基于生物圈的可持续发展科学。生态和社会21(3): 41。https://doi.org/10.5751/ES-08748-210341

Folke, C.， S. Carpenter, B. Walker, M. Scheffer, T. Chapin和J. Rockström。2010.弹性思维:整合弹性、适应性和可转换性。生态和社会15(4): 20。https://doi.org/10.5751/ES-03610-150420

Folke, C.， S. Carpenter, B. Walker, M. Scheffer, T. Elmqvist, L. Gunderson和C. S. Holling, 2004。生态系统管理中的制度变迁、恢复力和生物多样性。生态学、进化与系统学年度评论35:557 - 581。https://doi.org/10.1146/annurev.ecolsys.35.021103.105711

Galafassi, D.， t.m. Daw, M. Thyresson, S. Rosendo, T. chaignau, S. Bandeira, L. Munyi, I. Gabrielsson和K. Brown. 2018。社会生态知识共同创造中的故事。生态和社会23(1): 23。https://doi.org/10.5751/ES-09932-230123

Gelcich, S.， T. P. Hughes, P. Olsson, C. Folke, O. Defeo, M. Fernández, S. Foale, L. H. Gunderson, C. Rodriguez-Sickert, M. Scheffer, R. S. Steneck, J. C. Castilla. 2010。引导智利海洋沿海资源治理转型。美国国家科学院学报107(39): 16794 - 16799。https://doi.org/10.1073/pnas.1012021107

Gutiérrez, N. L.， R. Hilborn，和O. Defeo. 2011。领导力、社会资本和激励措施促进了渔业的成功。自然470(7334): 386 - 389。https://doi.org/10.1038/nature09689

哈里斯，哥伦比亚特区，2000年。领土，原住民权利，以及海尔苏克海带产卵渔业。英属哥伦比亚大学法律评论34(1): 195 - 238。

哈里斯，华盛顿特区，2008年。登陆本地渔场:不列颠哥伦比亚省的印第安人保护区和捕鱼权．UBC出版社，温哥华，不列颠哥伦比亚，加拿大。

哈里斯，R. C. 2002。创造原生空间:不列颠哥伦比亚省的殖民主义、抵抗和保护区．UBC出版社，温哥华，不列颠哥伦比亚，加拿大。

Harvey, D.和B. Braun, 1996。正义、自然和地理的差异．牛津布莱克威尔。

Hedeker, d . 2008。序数变量和名义变量的多层模型。237 - 274页在J. de Leeuw和E. Meijer编辑。多层分析手册．施普林格，纽约，美国。https://doi.org/10.1007/978-0-387-73186-5_6

希尔本，R.，曼格尔，1997。生态侦探:用数据对抗模型．普林斯顿大学出版社。

希尔本，R.， J. M.奥伦桑兹和A. M.帕尔马，2005。制度、激励措施和渔业的未来。英国皇家学会哲学学报-生物科学360(1453): 47-57。https://doi.org/10.1098/rstb.2004.1569

希尔本，R.， T. P.奎因，D. E.辛德勒和D. E.罗杰斯，2003。生物复杂性和渔业可持续性。美国国家科学院学报100(11): 6564 - 6568。https://doi.org/10.1073/pnas.1037274100

亨廷顿，惠普，2000。在科学中运用传统生态知识:方法与应用。生态应用程序10:1270 - 1274。https://doi.org/10.1890/1051 - 0761 (2000) 010 (1270: UTEKIS) 2.0.CO; 2

约翰内斯，2002年。大洋洲社区海洋资源管理的复兴。生态学与系统学年鉴33:317 - 340。https://doi.org/10.1146/annurev.ecolsys.33.010802.150524

约翰内斯，r.e.， M. M.弗里曼和R. J.汉密尔顿，2000。忽视渔民的知识，就会错失良机。鱼和渔业1(3): 257 - 271。

Jones, R.， C. Rigg和E. Pinkerton, 2017。主张保护和地方管理权的策略:一个海达瓜伊鲱鱼的故事。海洋政策80:154 - 167。https://doi.org/10.1016/j.marpol.2016.09.031

Keeling, B.， M. hesing‐Lewis, C. Housty, D. K. Okamoto, E. J. Gregr和A. K. Salomon. 2017。一种具有重要生态文化意义的饲料鱼类卵存活率空间变异的驱动因素。水生保护:海洋和淡水生态系统27(4): 814 - 827。https://doi.org/10.1002/aqc.2757

李，L. C.， J. Thorley, J. Watson, M. Reid, A. K. Salomon. 2018。多样化的知识系统揭示了物种保护状况的社会-生态动态。保护信12 (2): e12613。https://doi.org/10.1111/conl.12613

Lenth, r.v. 2016。最小二乘的意思是:R包lsmeans。统计软件杂志69(1): 1-33。https://doi.org/10.18637/jss.v069.i01

Lepofsky, D.和M. Caldwell, 2013。北美西北海岸的土著海洋资源管理。生态过程2:12。https://doi.org/10.1186/2192-1709-2-12

莱斯利、H. M.、X.巴苏尔托、M.内纳多维奇、L.西瓦宁、K. C.卡瓦诺、J. J.科塔-涅托、B. E.埃里斯曼、E.芬克拜纳、G.希诺霍萨-阿兰戈、M.莫雷诺-贝兹、S. M. W.纳格瓦拉普、S. M. W.雷迪、A.桑切斯-罗德里格斯、K.西格尔、J. J.乌利巴里-瓦伦苏埃拉、A. H.韦弗和O.阿布托-奥罗佩萨。2015.实施社会-生态系统框架以评估可持续性。美国国家科学院学报112(19): 5979 - 5984。https://doi.org/10.1073/pnas.1414640112

马泰尔，S. J.， J. F. Schweigert, V. Haist, J. S. Cleary, 2012。迈向太平洋鲱鱼可持续渔业框架:数据、模型和替代假设;不列颠哥伦比亚太平洋鲱鱼种群评估和管理建议:2011年评估和2012年预测．研究文件2011/135,DFO加拿大科学咨询秘书处，渥太华，安大略省，加拿大

McCay, b.j.， F. Micheli, G. Ponce-Díaz, G. Murray, G. Shester, S. Ramirez-Sanchez, W. Weisman. 2014。墨西哥太平洋沿岸的合作社、特许经营和共同管理。海洋政策44:49-59。https://doi.org/10.1016/j.marpol.2013.08.001

麦基，G.， A.卡伦和T.冈顿，2010。可持续发展的新模式:大熊雨林区域规划的案例研究。环境、发展和可持续发展12(5): 745 - 762。https://doi.org/10.1007/s10668-009-9222-3

McKechnie, I.， D. Lepofsky, M. L. Moss, V. L. Butler, T. J. Orchard, G. Coupland, F. Foster, M. Caldwell, K. Lertzman. 2014。考古资料提供了关于太平洋鲱鱼(Clupea pallasii)分布、丰度和变异性。美国国家科学院学报111 (9): E807-E816。https://doi.org/10.1073/pnas.1316072111

麦奎恩，i.h. 1997。和大西洋鲱鱼。《鱼类生物学与渔业评论7(3): 297 - 329。https://doi.org/10.1023/A:1018491828875

梅多斯，1999年。杠杆点:对系统进行干预的地方．美国佛蒙特州哈特兰市可持续发展研究所。

Mistry, J.和A. Berardi, 2016年。连接本土知识和科学知识。科学352(6291): 1274 - 1275。https://doi.org/10.1126/science.aaf1160

Mohai, P.， D. Pellow和J. T. Roberts, 2009。环境正义。环境与资源年度回顾34:405 - 430。https://doi.org/10.1146/annurev-environ-082508-094348

摩尔>。，O. Tjornbo, E. Enfors, C. Knapp, J. Hodbod, J. Baggio, A. Norström, P. Olsson, and D. Biggs. 2014. Studying the complexity of change: toward an analytical framework for understanding deliberate social-ecological transformations.生态和社会19(4): 54。https://doi.org/10.5751/ES-06966-190454

Nemec, K. T.， j.n. Chan, C. Hoffman, t.l. Spanbauer, J. A. Hamm, C. R. Allen, T. Hefley, D. Pan, P. Shrestha. 2014。评估有压力流域的恢复力。生态和社会19(1): 34。https://doi.org/10.5751/ES-06156-190134

纽曼,k . 2016。加拿大公众对土著人的看法．加拿大安大略省多伦多环境调查研究所。

Olsson, P.， C. Folke和T. Hahn, 2004。生态系统管理的社会-生态转型:瑞典南部湿地景观适应性联合管理的发展。生态和社会9(4): 2。https://doi.org/10.5751/ES-00683-090402

Olsson, P.， C. Folke和T. P. Hughes, 2008。引导澳大利亚大堡礁向以生态系统为基础的管理过渡。美国国家科学院学报105(28): 9489 - 9494。https://doi.org/10.1073/pnas.0706905105

Olsson, P.， L. Gunderson, S. Carpenter, P. Ryan, L. Lebel, C. Folke和C. S. Holling, 2006。射击激流:引导社会-生态系统的适应性治理过渡。生态和社会11(1): 18。https://doi.org/10.5751/ES-01595-110118

Österblom、H.、J. B. Jouffray、C. Folke、B. Crona、M. Troell、A. Merrie和J. Rockström。2015.跨国公司是海洋生态系统中的“关键角色”。《公共科学图书馆•综合》10(5)。https://doi.org/10.1371/journal.pone.0127533

Oteros-Rozas, E.， B. Martin-López, t.m. Daw, E. L. Bohensky, J. R. A. Butler, R. Hill, J. Martin-Ortega, A. Quilan, F. rava, I. Ruiz-Mallén，等2015。基于场所的社会生态研究中的参与式情景规划:来自23个案例研究的见解和经验生态和社会20(4): 32。https://doi.org/10.5751/ES-07985-200432

平克顿和约翰，2008年。建立本地管理的合法性。海洋政策32(4): 680 - 691。https://doi.org/10.1016/j.marpol.2007.12.005

Plagányi, E. E.， I. van Putten, T. Hutton, R. A. Deng, D. Dennis, S. Pascoe, T. Skewes, R. A. Campbell. 2013。将土著生计和生活方式目标纳入自然资源管理。美国国家科学院学报110(9): 3639 - 3644。https://doi.org/10.1073/pnas.1217822110

鲍威尔,m . 2012。分水域:海尔苏克鲱鱼渔业的空间管理和本土主权政治。西方历史上季度43(4): 463 - 484。https://doi.org/10.2307/westhistquar.43.4.0463

Price, K.， A. Roburn和A. MacKinnon。2009.基于生态系统的大熊雨林管理。森林生态与管理258(4): 495 - 503。https://doi.org/10.1016/j.foreco.2008.10.010

昆兰，A. E.， M. Berbes-Blázquez, J. L.海德尔，G. D. Peterson. 2015。衡量和评估弹性:通过多学科视角拓宽理解。应用生态学杂志53(3): 677 - 687。https://doi.org/10.1111/1365-2664.12550

Raudsepp-Hearne, C.， G. D. Peterson, M. Tengö， E. M. Bennett, T. Holland, K. Benessaiah, G. K. MacDonald, L. Pfeifer. 2010。解开环保主义者的悖论:为什么随着生态系统服务的退化，人类福祉却在增加?生物科学60(8): 576 - 589。https://doi.org/10.1525/bio.2010.60.8.4

Raworth, k . 2012。一个安全公正的人类空间．讨论文件，乐施会，牛津，英国

R核心团队。2017。R:统计计算的语言和环境．统计计算基金会，奥地利维也纳。https://www.R-project.org/

Rockström, J.， W. Steffen, K. Noone, A. Persson, F. S. Chapin, E. F. Lambin, T. M. Lenton, M. Scheffer, C. Folke, H. J. Schellnhuber, B. Nykvist, C. A. de Wit, T. Hughes, S. van der Leeuw, H. Rodhe, S. S. Sorlin, P. K. Snyder, R. Costanza, U. Svedin, M. Falkenmark, L. Karlberg, R. W. Corell, V. J. Fabry, J. Hansen, B. Walker, D. Liverman, K. Richardson, P. Crutzen和J. A. Foley. 2009。为人类提供一个安全的工作空间。自然461(7263): 472 - 475。https://doi.org/10.1038/461472a

罗杰斯，洛杉矶，A. K.所罗门，B.康纳斯，M. Krkošek。2018.移民生活史中出现的崩溃、临界点和空间人口结构。美国博物学家192(1): 49 - 61。https://doi.org/10.1086/697488

所罗门、A. K.勒兹曼、K.布朗、K. B.威尔逊、D.西科德和I.麦凯尼。2018.保护科学与实践的民主化。生态和社会23(1): 44。https://doi.org/10.5751/ES-09980-230144

Salomon, A. K.， N. Tanape和H. Huntington. 2007。海洋无脊椎动物的连续减少导致了强相互作用的食草动物的减少。生态应用程序17(6): 1752 - 1770。https://doi.org/10.1890/06-1369.1

Schindler, D. E.， R. Hilborn, B. Chasco, C. P. Boatright, T. P. Quinn, L. A. Rogers, M. S. Webster, 2010。被开发物种的种群多样性和组合效应。自然465(7298): 609 - 612。https://doi.org/10.1038/nature09060

施拉格和奥斯特罗姆，1999年。产权制度与沿海渔业:实证分析。在McGinnis博士，编辑。多中心治理与发展:政治理论与政策分析工作坊阅读资料．密歇根大学出版社，安娜堡，密歇根州，美国。

Schultz, L.， C. Folke, H. Österblom, P. Olsson. 2015。适应性治理、生态系统管理和自然资本。美国国家科学院学报112(24): 7369 - 7374。https://doi.org/10.1073/pnas.1406493112

Shelton, A. O.， J. F. Samhouri, A. C. Stier和P. S. Levin. 2014。评估利弊，为基于生态系统的渔业管理提供饲料鱼信息。科学报告4:7110。https://doi.org/10.1038/srep07110

simple, m.c.和t.b. Francis, 2016年。美国普吉特湾太平洋鲱鱼的种群多样性。环境科学180(1): 111 - 125。https://doi.org/10.1007/s00442-015-3439-7

Tengö， M.， E. S. Brondizio, T. Elmqvist, P. Malmer, M. Spierenburg. 2014。连接不同的知识系统以加强生态系统治理:多证据基础方法。中记录43(5): 579 - 591。https://doi.org/10.1007/s13280-014-0501-3

Tengö， M.， R. Hill, P. Malmer, C. M. Raymond, M. Spierenburg, F. Danielsen, T. Elmqvist, C. Folke. 2017。在IPBES、CBD和其他可持续发展经验中编织知识系统。环境可持续性的当前观点26-27:17-25。https://doi.org/10.1016/j.cosust.2016.12.005

Trosper, r . 2009。弹性、互惠与生态经济学:西北海岸的可持续性．劳特利奇，纽约，美国。https://doi.org/10.4324/9780203881996

Turner, n.j.， F. Berkes, J. Stephenson和J. Dick。浮躁的入侵者:对两个本土食物系统的外来影响。人类生态学41(4): 563 - 574。https://doi.org/10.1007/s10745-013-9591-y

von der Porten, S.， D. Lepofsky, D. McGregor和J. Silver。对加拿大海洋鲱鱼政策改变的建议:与土著法律和固有权利保持一致。海洋政策74:68 - 76。https://doi.org/10.1016/j.marpol.2016.09.007

沃克，B.， C. S.霍林，S. R.卡朋特和A. Kinzig。社会-生态系统的恢复力、适应性和转化能力。生态和社会9(2): 5。https://doi.org/10.5751/ES-00650-090205

韦伦，K.， K.布莱克斯托克和K.霍尔斯特德，2015。遗产如何成为环境管理的症结所在?从生态系统方法实施的挑战的见解。生态和社会20(2): 21。https://doi.org/10.5751/ES-07594-200221

韦斯特利，F.， P. Olsson, C. Folke, T. Homer-Dixon, H. Vredenburg, D. Loorbach, J. Thompson, M. Nilsson, E. Lambin, J. Sendzimir等。向可持续发展倾斜:转型的新途径。中记录40(7): 762 - 780。https://doi.org/10.1007/s13280-011-0186-9

韦斯特利，F. R.， O. Tjornbo, L. Schultz, P. Olsson, C. Folke, B. Crona，和Ö。博丹》2013。联系的社会-生态系统中的变革能动性理论。生态和社会18(3): 27。https://doi.org/10.5751/ES-05072-180327