研究，一部分的特别功能海岸带可持续发展的系统方法

软制度变迁建模与海岸带淡水治理的改进

• 摘要
• 简介
  • Pertuis Charentais区域
  • 历史背景
  • 用户冲突和制度变革
• 方法
  • 定义策略问题
  • 分析框架:复杂的公共资源池、生态系统服务和管理机构
  • Charente集水区治理方案
  • 综合社会-生态模式
• 结果
  • 危机事件的限制
  • 治理变化的经济影响
• 讨论
  • 更好地理解淡水治理
  • Pertuis Charentais地区未解决的科学和政策辩论
• 结论
• 对本文的回应
• 致谢
• 文献引用

介绍

综合水资源管理(IWRM)是在以可持续发展为目标的环境政策的更广泛框架内进行的，因此是综合海岸带管理等区域多目标政策的一部分。考虑到多重目标和立法授权，国际水资源管理力求促进水资源共享的协调，并尽量减少用水冲突(Davis, 2007年)。综合水资源管理首先是一个“善治”问题(Lundqvist 2004:414)，它包括建立关于规则和产权的社会协议，以及一个行政和执行结构(Rogers和Hall 2003)。河流集水区及其多重用途是社会生态系统的典型例子，其可持续性评估需要综合的生态、经济和制度方法，并考虑到制度的变化(Ostrom 1995, Holling等，2002)。因此，改善沿海地区水治理的实证研究议程应仔细注意现有的使用者冲突和制度。SPICOSA(海岸系统评估的科学和政策整合)项目制定了一个系统方法框架(SAF)，以解决沿海地区可持续性带来的多重生态和社会问题(Hopkins等，2011年)。将介绍在SPICOSA的18个研究地点之一的Pertuis Charentais地区取得的一些结果。重点是建立分析框架和综合模拟模型，以探索改善沿海地区淡水治理的制度变革。

Pertuis Charentais区域

Pertuis Charentais地区位于法国大西洋海岸(图1)。该地点的特点是来自Charente集水区的淡水连续体的脆弱性和不稳定性，Charente集水区是一个平坦的降水水文盆地(Giret 2002)，沿海水域受不同盐度梯度的影响(Struski 2005)。大部分居民居住在沿海地区，内陆农村地区人口稀少。河流集水区还包括森林和湿地。该地区的大部分人类活动都需要淡水:家庭消费、农业、牡蛎养殖、旅游和娱乐。平均每年潜在淡水消耗量为1.25亿米^3.并面临着3000万英镑的经常性赤字^3.．家庭消费占37%，工业占10%，农业占剩下的53%。2100名农民种植了灌溉作物，总营业额为6300万欧元(EPTB Charente 2004年)。牡蛎养殖业依靠河流的营养来生长牡蛎，淡水用于生产牡蛎。它的800家企业提供超过5500个工作岗位(一半是兼职)，每年销售高达5万吨牡蛎，价值1.75亿欧元(DPMA 2010)。它对当地生态系统和区域经济的影响使淡水管理成为地方当局关注的主要问题。

地方管理制度根据保护自然生境和其他影响人口福利的问题，执行条例和管理措施，以维持淡水质量和可持续的采掘利用水平。然而，由于降雨量少和过度灌溉，夏伦特流域夏季淡水经常严重短缺。淡水管理的持续低效可能对陆地和沿海生态系统产生不利影响，并引发潜在的使用者冲突。

历史背景

在过去四十年中，农业政策和反复的干旱显著改变了整个Charente流域的土地利用;灌溉面积从1970年的3800公顷增加到2000年的81530公顷，85%用于玉米种植(Granjou和Garin 2006年)。自1976年以来，低流量期频率的增加只能用灌溉取水来解释，而不能用气候变化来解释(Giret 2002)。beplay竞技自1990年代以来逐步建立的通过授权水量进行水资源管理，在气候正常年份减少了危机情况的频率和强度。然而，干旱年仍然会产生与20世纪90年代相当的危机，除了那些可以通过蓄水充足的大坝进行补给的流域地区(Granjou和Garin 2006)。

自1985年以来，沿海和陆地用户参与了有关淡水使用的管理措施。负责淡水管理的公共机构制定了参与式方法(EPTB Charente, 2004年)，以便组织科学知识和用户互动，更好地将陆地和海洋问题结合起来。然而，对可持续性问题的自我利益的看法，即使过于简化，仍可能推动重要的水管理决定。2006年夏天，牡蛎养殖户担心收集的牡蛎不足，他们从Breuil-Magné保护区获得了淡水释放，但其微不足道的影响引发了一些争议。许多玉米种植者仍在使用20世纪90年代启动的技术解决方案;他们主要通过增加更多的“替代大坝”来解决淡水短缺的问题，而不是通过更好的灌溉方法。因此，改进的科学知识也应支持寻找激励办法，使个人利益与水系统的需要相一致，并说明体制变革可能产生的结果。

用户冲突和制度变革

要更好地理解自然资源管理机构，就需要放弃一种资源只需要一次使用的不切实际的假设，而是考虑共同资源池的多种使用(Edwards和Steins 1998年)。生态系统服务方法符合这一建议，因为它强调受益者的多样性，并强调沿海地区淡水的众多功能所产生的冲突。制度在表达人们对生态系统服务状态的偏好和设置可能直接影响这些服务的过程方面都发挥着关键作用(普里查德等，2000年)。然而，尽管对制度的分析启发了许多关于公共池资源的文献，但它很少应用于生态系统服务管理。

将提出一个分析沿海地区复杂共同资源管理的框架，该框架将用于代表竞争性淡水使用的生态系统服务方法与用于解决冲突的社会政治层面的体制方法相结合。最近在水资源分配和管理领域的工作试图将现有的制度纳入系统动态建模方法(Jakeman和Letcher 2003, Letcher等人2007)。因此，这里将努力将现有的治理机制合并到系统动态模型中，从而能够基于访问规则和用户实践的制度变化来探索场景。鉴于水管理固有的复杂社会问题，可以通过以地方集体组织为基础的软性制度变革，而不是以自上而下的决定为基础的更激烈的变革，向改善治理迈出重要一步。通过当地管理人员参与项目和分析一些用户群体实施的新出现的创新做法，可以确定实际的体制变革，即灌溉农业部门更有计划和协作的行为，模拟和讨论其影响。

方法

定义策略问题

SAF的应用始于一个由参与Charente集水区管理的地方行政人员组成的焦点小组，其中包括:法国西南(阿杜尔-加隆盆地)地区水务局(AEAG)、沙伦特地区公共管理机构(EPTB Charente)、沙伦特海事处理事会河流司(CG17)、州地方空间规划管理局(DDTM-E)、州地方农林管理局(DDTM-AF)和负责贝类养殖政策的州地方海事管理局(DDTM-AM)。该利益攸关方小组重点关注Charente集水区淡水的定量管理，这是区域水资源管理计划(SDAGE)中处理的一个政策问题，其中包括Charente水资源短缺管理计划(PGE)。

SDAGE和方案咨询小组的水管理方案导致就一般目标和方法达成一致。第一，确定了淡水管理的优先事项，最高优先事项是沿海生态系统良好的生态状况，下一个优先事项是家庭饮用水的供应，第三个优先事项是其他私人用途(农业、贝类养殖)。其次，在流域的不同控制点定义了可达排放阈值(RDT)，以保证前两种用途。第三，管理计划的操作目标是确保该系统在十年中至少有八年能够在夏季达到快速发展速度。目前的政治辩论集中在修改每项用途的核定水量和改进适用于缺水期间消费的限制规则。涉众组的主要期望涉及实现该管理系统已经确定的目标的可用选项。

分析框架:复杂的公共资源池、生态系统服务和管理机构

淡水通常是一种复杂的共同资源池，在不同的产权制度下被多个用户用于不同的目的(Edwards和Steins 1998年)。这样的资源可能会在用户组之间和同一组中的用户之间产生一系列用户冲突。这些用户冲突基本上产生于这些系统的两个特征(Ostrom 1990, Ostrom 2003):不完善的排他性(很难控制对资源的访问，因为明确产权的设计和实现是复杂和昂贵的，需要长期协商)，以及某些用途的减法特征(一个用户所占用的资源的任何部分不再可供其他人使用)。在用户之间缺乏协调的情况下，个人主义行为可能会导致“公地悲剧”(Hardin 1968)。但是，在许多情况下，共同资源的使用者倾向于采取集体行动，以克服资源过度开发的危险(Ostrom 1990年)。接下来的问题是如何评估不同形式的用户组织在实现社会-生态系统的可持续性方面的有效性。

生态系统服务方法有利于更好地理解用户冲突，特别是当保护生态系统功能是一个多问题的社会关注时。生态系统服务通常分为四类，分别与监管、生产、文化和支持功能相关(de Groot等人，2002年，《千年生态系统评估》2003年)。图2描述了与Charente集水区淡水可用性相关的生态系统服务。每一类都包含若干功能，其中至少有一项满足人类的需要或在地方政策辩论中被认为重要的关切。四种主要冲突是由对集水区淡水服务的竞争使用而产生的，后两种是共同资源池竞争的经典案例:(1)淡水的两种采掘用途(灌溉和饮用水)之间的冲突，(2)淡水提供的采掘用途(供应服务)和其他服务(支持、管理和文化)之间的冲突，(3)直接使用淡水的耕地农民之间的竞争，(4)贝类农民之间的竞争，他们是河流向沿海水域提供的营养物质的间接用户。

从事灌溉的农民卷入了其中三种冲突。支持、监管和文化服务的受益者可能有共同的利益，因此可以形成一个联盟，以减少供应服务用户的获取权利(冲突2)。但由于贝类养殖户、休闲渔民，以及实际上所有的居民都需要饮用水，这一需求被认为是不可协商的，他们必然主张通过灌溉减少用水(冲突1)。因此，为改善淡水治理而进行的制度变革的争论集中在如何重新定义灌溉的使用权和提高灌溉效率。

Charente集水区治理方案

一个流域的治理系统通常具有共同的目标和工具，由国家法律和部门性水管理、综合流域管理和自然资源管理的区域计划确定。它包括处理资源分配等具体问题的地方规则和集体协议(Davis, 2007年)。为了确定Charente集水区正在出现的体制安排，根据Kiser和Ostrom(1982年)定义的规则层次，对淡水治理方案进行了分析:宪法规则、集体规则和操作规则。Charente流域淡水的多目标治理方案涉及三个大领域:水政策、农业政策和贝类养殖政策(表1)。在每个领域，政策都以欧洲或国家法律为基础，反映在地方集体规则中，而这些规则又受制于用户与行政机构之间或用户之间的业务协议。

构成本地治理的制度安排由字母A到f设计，每个安排都应有助于减轻用户冲突。地方规则(特别是A和C)处理缓解因淡水短缺引起的群体间用户冲突。业务协定(特别是D和F)主要处理减少共同资源池某一类用户内的竞争。但是，从系统的方法来看，减轻组内竞争可以有助于减轻组间冲突，因为增加一个用户组的福利而不影响其他组的利益。

就灌溉系统而言，“头端和尾端农民之间的‘自然状态’博弈的阻碍因素”(Ostrom和Gardner 1993:109)可能阻碍参与者之间的合作。的确，目前的灌溉管理Charente集水区上游和下游的方案截然不同。上游农民面临来自下游用户的压力。因此，他们已经实施了计划的、在某些情况下是协作的战略，而下游农民仍在实施短视的、个性化的战略(Labbé等人，2000年)。通过改变治理规模(Steins和Edwards 1999)，可以找到使用公共资源池的更有效的制度安排。假设上游地区的运营协议更有效，模拟将探索在流域尺度上灌溉方案的逐步协调。因此，治理方案解决了软制度变化，其中基于本地集体组织的改进的操作协议被考虑在内，而不是通过自上而下的决策进行更激烈的变化。

综合社会-生态模式

在ExtendSim™软件中开发了基于系统方法的集成仿真模型。集成模型的构建经历了三个阶段:(1)参与式调查，以确保系统的最佳认知表示，(2)模型组件的数学公式，以达到适当的复杂性水平，(3)开发可视化和文档输出，以实现探索、学习和交流的目的。第一阶段基于参与者-资源-动态-交互(ARDI)方法(Etienne et al. 2011)，产生了一个包含三大类组件的模型:“资源”、“使用”和“治理设备”。模型按层组织(图3);底层代表资源系统，包括Charente水文、湿地和沿海水生产力;中间层是资源使用，包括农业、家庭饮用水消费、休闲渔业和贝类养殖;最高层包括治理和监管，包括用水限制。

图4显示了为模拟软制度变革而定义的定量模型的主要变量、关系和边界。Charente河动力学公式重写了ExtendSim™中EAUCEA - CycleauPE水文模型(Filali et al. 2007)的方程。水利局的管理人员使用CycleauPE来监测Charente河的每日流量水平，并在干旱期间限制灌溉。水文子模型模拟了11个水文子流域的河流流量的每日变化，考虑了土壤类型和水量调节的地理规模等具体特征(图1)。农业模块与水文子模型连接，模拟了在各种灌溉策略下的作物用水量。这些策略取决于治理模块中选择的制度安排，该模块还模拟监测站的临界排放水平触发的限制规则。

为了考虑到治理对农业的影响，该模型包括若干制度安排:确定危机限制(表1中的A)、灌溉授权数量(C)和关于灌溉实践和策略的操作协议(D)的集体规则。六个上游子流域的农民战略是基于灌溉需求的计划时间表，该计划在灌溉季节的分段时期分配年度使用权(定期战略)。一些上游农民采取协同灌溉策略，在一些地方轮流抽水(协同策略)，以应对严重干旱情况。下游农户可随时获得其全年使用权(年度战略)。水资源短缺造成的限制适用于这一年度使用权;农民很可能采取“短视的”灌溉策略，因为他们没有动力去预测未来允许的灌溉量的减少，而允许的灌溉量远远高于他们的实际需求。

与农业有关的体制安排的变数和方程式如下:

• CID利用潜在蒸散量和因子的模型是否估计了作物灌溉需求Kc是什么把作物的需水量和生长阶段联系起来的
• 支撑材为农民灌溉需求，取决于当地农业实践(据观察，农民低估了25%的作物需求)，并受到设备最大技术能力(MTC)的限制。
• 国际刑事法庭作物的真正灌溉消耗取决于农民的做法和灌溉授权吗
• AV每年的临时核准收入是否分配给一个分流域
• AV^p对于定期灌溉策略，是否每段时间授权临时水量
• 雷夫(t)是每一个时间步骤批准的实际采收量，由当前期间内过去的用水量和危机限制的可能应用决定。

在给定时间内的每一个每日时间步骤p(年或周，视灌溉策略而定)，作物的灌溉耗水量为:

(1）

在哪里

（2）

而且

（3）

与

（4）

因此，核定的实际收入取决于一个参数α其取值范围为0到1，定义了每个时间步的临时灌溉限制水平。每个子流域的限制参数由年度细则固定，并取决于连续的“警报”阈值，最后一个是“截止阈值”(当限制参数的值为1时)。管理阈值的数量根据子流域和季节从2到4个不等。该模型读取水文模块提供的监测数据后，自动应用限制参数。每年的灌溉策略与周期公式相似，使用一个独特的时期p整整一年。协同灌溉方案假设农民同意在达到警戒阈值的不同时间抽水。因此，除了AV而且雷夫，轮流抽水导致了对支撑材:每两天中有一天，每个农民的需求为零，这意味着在适用该操作协议时，子流域内每天只有一半的农田得到灌溉。

沿海水域模块估计淡水可用性对浮游植物产量的影响，考虑到海水浊度(迫于原位数据)和光照条件。尽管最近的研究表明磷酸盐可能在浮游植物动态中起着关键作用(Struski 2005)，但该模型与该区域以前的模型一样(Raillard and Ménesguen 1994, Bacher et al. 1998)，使用硝酸盐作为限制初级生产的营养物质。牡蛎以这种独特的营养资源为食。它们的增长是由经过验证的动态能量预算模型决定的Crassostrea牡蛎由Pouvreau等人(2006)和Bacher和Gangnery(2006)。生长周期持续两到四年。在这一年中，农民定期对牡蛎进行分级，以便出售适销对路的牡蛎。每年春天，他们根据达到43,000吨生产目标所需的大小类别补充牡蛎群(生蚝、半生蚝和成年蚝)(Pérez Agúndez et al. 2010)。那时，该模型提供了一年的收获(最终生产)和半生半大的牡蛎(中间生产)的统计。

结果

这些探索性设想是基于灌溉农业用水权治理的可行改进。当前占主导地位的管理规则构成了两个基线场景。上游灌溉战略被认为能更有效地防止导致严重限制灌溉的危机事件。因此，探索性情景考虑了从上游地区向整个Charente集水区逐步部署假设的最佳灌溉策略(表2)。

危机事件的限制

可达排放阈值(RDTs)总是假设在冬季达到;低潮期从4月1日开始，可能持续到12月底。图5显示了制度变化对快速诊断结果的影响;对于Charente流域的每个子流域，模拟估计了河流流量低于警报阈值(限制灌溉)或低于截止阈值(不灌溉)的天数。十个水文单元在九个月的时间内进行监测，每次模拟每天观测2750次。由于体制变革的有效性也可能取决于气候条件，因此对一个参考年(平均气候条件)和一个干旱年进行了模拟。目前，上游地区(情景CA)的协同策略仅在干旱年份有效。在下游地区实施“计划灌溉战略”(情景PP)将在正常年份减少危机事件，但在干旱年份没有效果。相比之下，在所有气候条件下，将“协同灌溉策略”扩展到整个流域(情景CC)将更加有益;在干旱年份，严重危机事件将减少22%，在正常年份则减少52%。

无论采用何种灌溉战略，灌溉需求都远远高于作物的灌溉消耗，特别是在满足需求不足三分之一的干旱年份(图6)。在正常年份，执行计划和协作战略可以减少灌溉作物的消耗，减少的数量可以忽略不计。在干旱年份，将环境效益最大化的制度变革(情景CC)不仅会导致灌溉消耗减少不超过8%，而且还会确保灌溉期间的消费分配比其他管理情景好得多。图7说明了两种极端治理情景下河流对沿海生产力的贡献;在特定的气候条件下，制度变化对沿海地区营养物质总投入的影响可以忽略不计。相比之下，在严重干旱期间，养分负荷可能会减少一半以上。

治理变化的经济影响

对这些情景的经济评估是基于农业和贝类养殖生产力的变化。作物产量取决于反映产量潜力的总蒸散量和花期风险因素水分胁迫。该模型计算了淡水可用性对作物产量的影响，以每公顷干物质吨(TDM/ha)表示;灌溉对作物产量产生重大影响，与完全无限制灌溉相比，没有灌溉的作物产量将从每公顷10公吨降至7公吨。这些结果表明，任何试图通过消耗更少水的灌溉措施来保护沿海生态系统的做法也可能意味着耕地农业的生产力损失。因此，未来的社会妥协将不得不考虑，用多少生产力损失来换取预期的环境效益是可以接受的。然而，模拟表明，当通过软性制度变革实现时，对环境的显著积极影响(以减少危机事件表示)将导致灌溉消耗相当合理的下降(表3)。

沿海生产力对年际降水的变化比对淡水使用的制度安排更为敏感(图8)。中间生产(半生半大的牡蛎)对初级生产的可用性比收获生产的可用性更为敏感，在干旱年份可能减少24%。由于改进的灌溉策略在正常年份对牡蛎产量没有积极影响，这可能解释了为什么牡蛎养殖者更倾向于在严重干旱期间将他们的需求集中在获得淡水释放的可能性上。但是，贝类养殖场模式还不包括夏季产卵和幼虫在捕集器上的固定。由于巨大的自然死亡率经常影响牡蛎种群，因此需要更好地了解物理化学因素对牡蛎生产的影响。还应进一步审查向沿海水域输入淡水的时机所产生的影响。

讨论

更好地理解淡水治理

保护依赖夏伦特河的生态系统已成为水治理的首要目标，这一目标被认为是在十年中有八年避免因水预算不平衡而导致的危机情况时实现的。这一“零危机”标准在正常年份比干旱年份更有可能达到。模拟模型的结果为改善淡水治理提供了两个方向:对下游区域实施有计划的个体治理策略是实施的必要条件避免在正常年份发生危机事件(情景PP)，对于所有气候条件最有效的制度方案将是在整个流域实施协作战略(情景CC)。因此，我们的研究结果支持了建议或尝试创新制度安排的利益相关者的一些论点。它们还进一步说明了这些新安排的效力限度和条件。这些结果之所以有趣，主要有两个实际原因。首先，在河流流量低的时期，当地管理人员建议每周或甚至每天监测用水量，以观察每个水文单元可达到的流量阈值;这种分散和及时的水管理需要农民的积极参与以及他们灌溉战略的协调。其次，基于改进参与和调度的软性制度变革可能比基于限制性规则的根本性制度变革更具可执行性。事实上，农民可能更喜欢自我限制，其效率依赖于相互控制，而不是遵守外部权威强加的规则。

除了地方制度变革，更高层次管理的发展也将影响利益相关者的行为和生态问题。欧洲共同农业政策的新改革取消了一些以前的灌溉补贴。这似乎是有效的，因为Charente集水区的灌溉面积已经开始减少。但是，基于计划和合作行为的灌溉战略对于实现环境目标仍然是必要的，特别是考虑到夏季干旱可能增加。随着淡水短缺的加剧，地方社区是否有能力使体制改进的步伐与全球变化的动态相匹配将是非常重要的。

改进的淡水治理旨在解决用户冲突。向更加合作灌溉的制度运动表明，减少耕地农业部门内部的竞争也有助于减少与这一复杂的公共池资源的其他使用者之间的冲突。同样，贝类养殖盆地目前的生产水平是基于对其承载能力的经验知识，转化为集体开发规则(“结构方案”)，这里不评估其减少群体内竞争的效率。关于他们的全球生产权利的隐含共识证明了贝类养殖户的合法资源需求是正当的，并支持他们要求从夏伦特河定期排放淡水的权利。最后，本案例研究表明，一个用户组内“个人使用权”系统的效率也可能决定该用户组如何与其他用户组协商“全局访问权”。

Pertuis Charentais地区未解决的科学和政策辩论

系统方法有助于研究多用途公共池资源所产生的冲突。但是，通过使使用的互联性更加明确，可能会使一些间接的、不确定的使用权的受益者坚持更客观、更稳定的使用权。例如，尽管结果不确定，贝类养殖户还是在2006年夏天获得了大坝的许可，以保护牡蛎的繁殖。然而，夏季河流流量对牡蛎养殖的影响在科学上仍存在争议。沿海初级食物资源是养殖牡蛎成体的必需食物，直接影响着幼虫的生长;然而，很少有科学出版物将食物资源的存在与幼虫的生存联系起来，幼虫的生存也取决于温度。虽然所有这些过程在科学文献中都有描述，但它们没有充分解释以支持有效的综合数学模型(Héral 1991, Soletchnik等人，1997)。

牡蛎养殖户现在已经掌握了淡水容量、营养负荷、营养资源、成熟、幼虫存活和产卵密度之间的科学联系。但与此同时，一旦把这种联系简化为淡水通量和牡蛎密度之间的直接关系，科学家和牡蛎养殖者就产生了分歧。实际上，在7月和8月淡水流出稀少的时候，大约在夏末时才知道污水收集是否成功。因此，牡蛎养殖户的意见可能不是基于观察到的牡蛎的产卵密度，而是与成年牡蛎在春季的不良生长表现有关。尽管有关于牡蛎密度、生物量、入侵物种和废弃租赁场地的法规和管理计划，但Marennes-Oléron盆地的生长性能低于其他贝类养殖区。生产周期的第一阶段现在经常在其他表现更好的地点进行，如诺曼底、布列塔尼、地中海、爱尔兰和葡萄牙，春季和秋季的生长对于确保成年牡蛎在销售旺季(圣诞节/新年)前达到理想的市场规模至关重要。最后，当春季生长不足时，夏季为牡蛎养殖户提供了要求更好地共享淡水利用的机会，以满足蚌苗招募成功和成年牡蛎秋季生长的需要。

类似的争议也可能出现在农作物缺水问题上。农艺模型可能表明，灌溉只在特定的生长阶段是必不可少的。这可能导致地方当局在夏季改变灌溉限制的水平，并考虑到灌溉使用权在某些时候是绝对的，但在另一些时候是不稳定的。相比之下，为了保证目标产量而过度灌溉的农民可能会把这种淡水的过度使用与真正的关键作物需求相混淆。这种混乱将阻碍采用基于作物需求随时间变化而变化的适应性更强的使用权系统。可以拟订成本效益估计，以突出更节约灌溉的潜在好处;然而，这反过来又要求农民对模拟模型的生产模块的假设有信心，这应该与他们的经验知识一致。

结论

与沿海地区管理者的焦点小组一起，开发了一个系统动态模型，用于模拟软制度变革，以改善Charente集水区的淡水治理。该模型主要是作为焦点小组的讨论工具，因此尽可能保持简单。虽然沿海系统模型对所选公式、强迫数据和假设保持敏感，但它提供了系统功能的全局表示，与每个参与者的感知相匹配。模拟的情景有助于确定潜在有效的软性制度变革，同时表明，在分配水使用权方面，涉及农民的创新集体安排可以替代其他更具限制性的自上而下措施。结果显示，一个用户社区内的软制度变革如何有助于缓解沿海地区更广泛的用户冲突。

模拟的输出以生态系统服务的物理可用性和生产产量表示，这是估算成本、效益及其分布的第一步。对于合作机构，交易成本也应考虑在内，因为这些成本可能阻碍有效合作关系的出现(Lubell et al. 2002)。从更广泛的角度来看，当一个复杂的共同资源池的可持续性受到威胁时，一些用户可能通过在外部领域寻找替代资源来制定适应性策略;对于牡蛎养殖户来说，这已经是事实，他们在其他生产盆地进行生长周期的早期阶段。这种策略可能表明社会生态系统的鲁棒性正在下降，因为适应行为更倾向于解决方案，而不是集体行动，以对抗资源过度开发(Anderies et al. 2004)。

尽管首次申请有一定的局限性，但SAF在吸引来自不同背景的持份者的兴趣和参与方面具有重要价值。一旦参与者确信模型考虑了他们自己的关注点，他们就会对系统中其他地方的变化而不是他们已经知道的领域的变化更感兴趣。在应用的下一个步骤中，预期其他利益攸关方也会出现这种社会学习过程，特别是由于不同用户群体对淡水稀缺的生态影响的看法有很大差异。例如，在上游，过度的淡水消耗立即被注意到，因为河流干涸了，而在下游，河流似乎仍然流动，即使在现实中它已经成为准静态。但是，为更有效地管理淡水所作的努力显然应该在集水区的两端公平分配。

由于管理制度的选择不是在已知环境下的一次性决策，所以总是有必要分析制度规则如何影响参与者的行为和他们所能达到的结果(Ostrom 1993, Steins and Edwards 1999)。这就是为什么这里给出的结果不是一个终点;应该开发模拟平台，并将其传递给当地管理人员，以便在更具操作性的环境条件下探索不可预见的新规则。诸如建模方法的可信性这样的关键问题可能会出现;事实上，关于用途与自然系统之间相互作用的经验知识，迄今尚未被科学模型证明或推翻，在佩尔图伊斯-查伦泰斯地区的牡蛎农民和耕地农民中仍然占主导地位。

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