研究，部分进行了专题介绍人类世管理本地和全球渔业

铁三角和补贴:了解政府对瑞典商业渔业的长期作用

• 摘要
• 简介
• 研究框架
• 方法与数据
• 结果
  • 政策目标1914-2014
  • 政策工具:补贴1914-2014
  • 政策行动者1922-2010
  • 抵制补贴支出的冲击
• 讨论
  • 瑞典商业渔业的历史轨迹
  • 路径依赖性指标
  • 路径依赖和可持续性
  • 未来
• 对本文的回应
• 致谢
• 文献引用

介绍

在关于自然资源可持续利用的科学讨论中，支持国家控制或私有化的人(Hardin 1968)和强调行为者在解决公共财产问题时的自我组织能力的人(Ostrom 1990, 2009)之间存在着典型的分歧。这两种文学流派都有一个重要的共同点:都倾向于忽视这样一个事实，即今天大多数自然资源和生态系统是由政治和行政机构管理的，而不是由自我组织的用户管理的。虽然集体行动问题确实是许多自然资源过度开发案例的基础，但忽视国家行为体和机构的关键作用往往会产生一个不完整的现实世界社会-生态系统模型(Finley 2011, Duit 2014, Stoll等人2016)。

许多渔业具有过度开发的自然资源系统的典型特征。尽管近年来许多鱼类种群已经恢复(Lotze等人，2011年，Ricard等人，2012年，Costello等人，2016年)，但过度开发一直存在，许多种群仍然遭受过去和现在管理失败的影响(Ricard等人，2012年，粮农组织，2016年)。众所周知的纽芬兰海岸鳕鱼种群的崩溃是国家行为体和渔业之间的动态如何在集体行动情况下发挥作用的一个经验例子。几个世纪以来，这些鳕鱼种群一直是不受管制的国际渔业，但在加拿大专属经济区引入后的15年内就崩溃了。随后的研究表明，对种群增长潜力的科学乐观主义和国家船队扩张政策在崩溃中发挥了关键作用(Walters和Maguire 1996, Mason 2002)。国家政策往往促进渔船队的发展，目标是增加国家渔获量的份额(Borgström 1966, Pauly 2006, Finley 2011， Österblom和Folke 2015)。截至目前，捕鱼业仍受到各国政府的大量补贴，过度开采持续存在，导致全球捕鱼量下降(Watson等人，2013年，Pauly和Zeller 2016年，Sumaila等人，2016年)。

我们认为，在渔业和其他资源系统的可持续性研究中，正式政府机构的作用被低估了，这促使我们在这一背景下对政策制定进行了长期的实证分析。具体而言，我们采用路径依赖(PD)理论分析了瑞典渔业(1914-2016)的演变。尽管有许多不同类型的政策过程动态与理解自然资源管理相关(有关概述，请参阅Orach和Schlüter 2016)，但我们特别关注这样的政策制定动态:路径依赖。我们选择PD理论有三个原因。首先，先前的研究认为，PD在大多数机构环境中是一种普遍现象(Pierson 2003, Duit 2007)，因此应该与资源管理机构的研究具有普遍相关性。其次，从可持续发展的角度来看，PD理论可以对在正式的、等级的和政治控制的管理机构中产生次优管理结果的复杂过程产生更精确的见解。第三，路径依赖制度的思想与建立在社会-生态系统(SES)弹性基础上的理论产生共鸣，后者认为，强化反馈和“陷阱”可以解释社会-生态系统中不希望出现的轨迹(例如，Nyström等人，2012年，Boonstra和de Boer 2014年)。

本文对现有文献的贡献主要体现在三个方面。首先，我们编制并分析了一个独特的纵向定性和定量数据集，包括政策文件、政策参与者、渔业补贴、船队规模和渔获量。其次，我们开发了一个系统分析SES路径依赖的框架。第三，我们证明，社会经济地位分析应在更大程度上考虑政府机构在管理自然资源方面的作用和动态。

研究框架

政策研究、公共管理、历史制度主义和制度经济学的研究认为，PD是大多数形式的公共治理中遇到的普遍现象。其观点是，大多数制度和法规原则上在一定程度上是路径依赖的(Arthur 1994, Kay 2003, Pierson 2003)。路径依赖可以解释为什么制度和政策制定在一段时间内似乎是稳定的，因为政策产出和制度配置的剧烈而重大的变化很少发生(Jones等人，1998年，Pierson 2000年)。它还解释了为什么即使是严重功能失调或效率低下的机构也能长期存在(Arthur 1994, Pierson 2003)。公共管理和政策研究中的PD有几种不同的定义(Kay 2003)，但最广泛接受的形式将PD定义为一个由边际收益增加驱动的自我强化过程，即一个机构(一套规则)的价值随着时间的推移对其用户增加(Arthur 1994, Pierson 2003)。一个经典的例子是QWERTY键盘，尽管它在打字速度方面的设计效率很低，但它仍然是全球键盘的主导设计。Pierson(2003)认为，政治制度表现出类似的特征:它们通常效率低下，非常稳定，并且对历史轨迹中的初始条件非常敏感。

路径依赖的概念可以与SES传统中的理论模型联系起来(Boonstra和de Boer 2014)。资源管理研究经常表明，生态系统崩溃后很难恢复(Scheffer et al. 2001, Folke et al. 2004, Scheffer 2009)。复杂系统研究将这一特征称为状态依赖(Sugihara et al. 2012, Levin et al. 2013)。通过注意复杂系统的“粘性”，状态依赖和路径依赖是相似的;SES文献包括许多特定的机制，称为强化反馈，促进这种稳定性(Nyström等人，2012)。

路径依赖理论的批评者认为，许多经验应用往往是理论驱动的，由不能被经验数据证伪的简单故事组成(Pierson 2000, Kay 2003, Duit 2007)。因此，重要的是设计研究，使没有路径依赖有同等的机会在数据中找到支持。这一直是本文研究设计的主要分析策略。

我们将PD理论转化为四个假设。我们的前两个假设集中在政策目标和政策工具上，这些政策工具是由政府行为体在整个政策子系统的历史中选择和使用的。我们假设，如果存在PD，将表现为政策目标的显著稳定性和主要政策工具投资的增加。政策工具作为政府对渔业的总支出来运作，这已经被组织成一些补贴计划。稳定的政策目标和工具以及不断增加的投资被认为是制度框架收益增加的标志，而目标的变化、政策工具的变化以及对政策工具的投资水平的变化都表明不存在可持续发展进程。我们假设，

H1:随着时间的推移，政策目标将表现出高度的内部稳定性和一致性。

H2:主要政策工具(补贴)的投资将随着时间的推移而增加。

政策目标的稳定性和政策工具的选择是决策机构路径依赖的重要指标，但没有变化并不一定意味着路径依赖在起作用。在政策研究中一个公认的发现是，大多数政策子系统是基于在问题、目标和工具上达成一致的参与者联盟(Sabatier 1999)。因此，政策联盟的稳定性对于政策子系统的稳定性至关重要，我们假设制度结构中活跃的行为体的变化，即行为体离开或进入制度，将表明PD轨迹的缺失。我们的假设是，

H3:行动者星座将随着时间的推移而保持不变。

最后，我们对PD过程对外部冲击和扰动的鲁棒性感兴趣。如果真正的路径依赖，历史轨迹的主要驱动因素应该是历史轨迹本身，这意味着外部事件将与路径依赖制度的状态没有系统关系。因此，我们最后的假设是，

H4:政策工具将抵御外生冲击。

方法和数据

我们对从20世纪初国家渔业政策开始到瑞典加入欧盟(1995年)这段时期的四个假设进行了测试。我们还分析了1995年以后的数据，以调查加入欧盟后是否能发现任何变化。

为了测试H1，稳定的政策目标，我们回溯了整个研究期间的官方政策目标。我们依赖于瑞典政府官方报告(“Statens Offentliga Utredningar, SOU)，政府任命的委员会关于预期立法提案的问题的报告。在瑞典，所有重大的政策变化和立法之前都应该有一个由专家和政策领域内有组织利益的代表组成的政府监督委员会。该委员会进行调查，并以委员会报告的形式向相关部长提出政策建议。这一体系是瑞典社会社团主义治理体系的基石，旨在让关键的国家利益在政策实施之前(而不是之后)达成协议并解决冲突(Lewin and Lindvall 2015)。之所以使用这些报告，是因为它们提供了所认为的改革需要的丰富背景，并概述了在编写报告时现行政策的目标。我们对研究期间(n = 9，时间范围1922-2010)发表的所有与瑞典渔业有关的报告进行了深入的定性分析。

为了测试H2，即随着时间的推移支出的增加，我们依赖于瑞典政府预算(1914-2016年)，以及瑞典1995年加入欧盟以来的数据(1995 - 2016年;根据Sumaila等人(2010)的研究，所有的支出都被划分为一些子类别，主要分为三个类别:有益的、能力增强的和不明确的。这三个类别是根据其对渔业可持续性的预期影响来界定的，其中有益的类别包括研究和管理;提高能力包括直接的工业支助，即燃料补贴、造船支助、港口建设、销售支助和渔业发展项目;模棱两可的类别包括难以从可持续性角度评估效果的行业支持，例如为渔民的失业基金提供融资和船舶报废补贴。表A1.1列出了不同类别补贴的详细动机和说明。表A1.2和A1.3列出了在研究期间观察到的所有类型的政府渔业支出以及我们如何对它们进行分类。我们的分析主要集中在商业海洋渔业，因此我们排除了对商业淡水渔业、休闲渔业和水产养殖的支持。一般来说，预算提案简明扼要地解释了特定支出项目的目的，这使我们能够直接将它们归入相关类别。在某些情况下，预算提案的目的不太明确，我们将具体计划追溯到以皇家法令(1892-1993)和瑞典渔业委员会章程(1985-2010)形式发布的法律文本。 Both these are legally binding regulations and announcements. We controlled annual spending for inflation using the Swedish Consumer Price Index (CPI; Statistics Sweden 2019); all values in the paper are expressed in fixed prices (Swedish Krona in year 2011 values, 10 SEK ≈ 1.1 €).

测试H3的数据来自瑞典政府官方报告(如上所述)。每份报告都列出了所有担任委员会成员的个人，以及组织附属关系。因此，我们可以确定渔业政策部门的关键有组织利益，并跟踪这些行动者星座随时间的分布。

为了检验H4，我们使用一般线性模型统计分析了政治制度和宏观经济变量是否可以解释支出的年际变化。我们使用了两个不同因变量的模型:(1)政府在渔业上的支出总额，(2)有益补贴与提高能力补贴的比例。作为自变量，我们使用制造业生产、瑞典政府的政治体制(分类变量)、石油价格、瑞典渔业的总着陆价值、因变量的年份和1-5年时滞来处理时间自相关。这些变量的动机如下。制造业生产被用来捕捉该国的一般经济活动(商业周期)，因为与渔业有关的支出可以预期会跟随该国的一般经济活动。我们没有使用GDP，因为渔业将在一定程度上反映在GDP数字中，从而在数据中产生依赖性。瑞典的政治体制被用来在政府的支出中寻找政治差异。我们根据瑞典的政治历史使用了三个类别:(i)社会民主主义，(ii)自由/保守主义，(iii)混合/技术官僚主义。之所以使用石油价格，是因为早前已有研究表明，石油价格会对渔业船队的经济产生强烈影响(Cheilari et al. 2013)，因此可以假设石油价格会推动补贴的增加。利用着陆值来寻找渔业绩效与补贴支出之间可能存在的内在系统反馈。 Year was used to account for a long-term trend in the spending that could not be explained by the above-described variables but any other type of long-term change, for example, relating to increasing knowledge or technological development. For the statistical analysis we used an information theoretic approach where we fitted models with all combinations of variables and calculated model weights and average parameter values based on Akaike Information Criterion (AIC; Burnham et al. 2011). With the relatively long final time-series data set (1915–1994, 80 years) we believe that any signal from the economic and/or political side on subsidies would be detected using this approach.

为了评估补贴对渔业和渔业可持续性的影响，我们从官方统计年鉴(1914-1995)和当前瑞典政府渔船数据库(1996-2014)中收集了渔船数量及其发动机功率的数据。由此，我们计算了以千瓦为单位的年度渔船船队规模。我们还收集了不同物种的登陆数据，并按年汇总。

结果

政策目标1914-2014

从20世纪初到加入欧盟，瑞典渔业政策的目标从没有明确的目标逐渐发展为越来越详细和复杂的目标(表1)。1948年，中央政府机构瑞典渔业委员会成立，是瑞典渔业部门发展的第一个国家机构。这是1945年渔业调查的结果，该调查被委托调查二战后部门发展的可能性(瑞典渔业委员会，1998年)。引入中央和协调的责任，并确立渔业的中央政策目标，确定了瑞典渔业全国扩张阶段的开始(表1)。

1970年，这些目标得到了扩展，并部分重新制定。我们认为这是扩张时期制定的政策的一个巩固阶段(表1)。渔业现在被明确表示为瑞典社会在就业、廉价营养和一般福利方面非常重要的部门。政策目标的整合和预算支出的增加源于渔业部门面临的一系列紧迫的内在和外在问题，包括船队产能过剩、盈利问题、一些重点目标物种的需求不足、北海鲱鱼的崩溃，以及国际法的发展，其中瑞典失去了东北大西洋的传统渔场(SOU 1977)。

自1995年以来，瑞典的渔业政策被纳入欧洲联盟共同渔业政策。欧盟渔业政策目标(在2002年和2014年进行了修订)确实考虑了渔业部门的社会和经济方面，但也明确提到了生态可持续性，这与欧盟加入前时期的国家目标形成了对比(表1)。在H1中，我们假设政策目标将随着时间的推移保持稳定，而我们的实证分析显示，欧盟加入前时期确实表现出向更复杂的方向逐步演变，但忽略了生态可持续性。而加入欧盟导致了一个明显的转变，特别是通过引用生态可持续性。

政策工具:补贴1914-2014

政府在渔业方面的支出被组织为一套不同时间范围的不同方案(表A1.2和A1.3)。研究和管理支出在我们的研究期间持续增加，并在研究结束时达到有记录以来的最高水平(图1和2A)。增强能力的补贴最初很低，但逐渐增加，直到1980年代达到峰值，之后下降(图1和2B)。在20世纪初，主要的支出是港口建设，即基础设施、船舶建造和渔业开发项目。后来，在20世纪60年代至80年代补贴力度最大的时期，船舶建造占了大部分支出，但渔业发展项目也很重要。近年来，所有历史上的补贴类型都保留了下来，但主要的支出用于营销和存储基础设施。在整个研究期间，柴油一直得到补贴，但在政府预算中看不到，因为补贴被安排为燃油税豁免(SFS 1994)。模棱两可的补贴，即根据具体情况可能导致机队增加或减少的支持(表A1.1)，自20世纪30年代以来就存在，并在2000年后有所增加，主要是由欧盟和瑞典资助的一系列回购计划造成的(图1和2C)。

总的来说，在长达一个世纪的时间里，政府支出为62亿瑞典克朗(有益的)，5.0亿瑞典克朗(提高能力的)和10亿瑞典克朗(不明确的)。总支出目前是有记录以来的最高水平，2013-2015年平均为2.91亿瑞典克朗。

随着时间的推移，渔船队的趋势包括两个大阶段;渔船数量较早达到峰值(图3A)，与船队的总发动机容量(图3B)相比，反映了研究期间强劲的技术发展，即平均船只变得更大。从1945年到最高峰1988年，捕鱼量增加了297%，从1914年到1988年，捕鱼量增加了800%。

经济理论表明，提高能力的补贴对降低捕捞成本有直接影响，从而刺激对船队的投资，增加捕捞努力(Sumaila等，2010年)。然而，人们也可以提出相反的因果关系:大型渔船队需要高额补贴才能保持盈利。很明显，以发动机尺寸衡量的渔船船队规模的总体趋势(图3B)与容量一致加强补贴(参见图2B)。为了进一步研究关于“什么驱动什么”的两种不同假设，我们使用跨度在19年到19年之间的时间滞后分析了渔业船队规模补贴之间的相关性。我们发现，早期的补贴最好地解释了目前的船队发展，补贴和渔船规模之间的预测能力峰值为4年(图4)。这一发现与补贴计划如何影响渔船发展完全一致:首先，从决定建造一艘新渔船到渔船投入运营之间存在时间差;第二，船舶建造补贴主要通过政府运营的资本基金转移，该基金反过来支持单个船舶建造和现代化项目。因此，考虑到该系统的组织方式，政府支出到船舶运营之间的四年滞后是合理的。

随着时间的推移，瑞典渔业的登陆数量一直由少数物种驱动，特别是鲱鱼和饲料鱼(图5A)。着陆值在许多物种之间分布更均匀(图5B)。20世纪捕鱼能力的急剧增加并没有反映在相应的登陆量的增加上;事实上，在1965-1990年巩固阶段结束时，随着努力和提高能力的补贴达到历史最高水平，降落量显著下降(参见图2B、3B和5A)。

我们的假设H2是，随着时间的推移，路径依赖会导致对主要政策工具的投资增加。我们的数据显示，20世纪中期存在的所有主要政策工具直到20世纪90年代初仍在运行(包括柴油，它仍然是一种无形的补贴)，使得从二战到20世纪后期与渔业部门相关的政府支出的总计划保持不变，尽管投资的规模在每年和十年的规模上都有所变化(图1)。然而，自2000年以来，我们看到一种已经存在的趋势可能会加速，即能力增强补贴下降，而管理和研究则大幅增加。这种政策的逐渐绿化正在进行中。与此同时，必须指出的是，政府(瑞典和欧盟)在渔业上的支出总额达到了有记录以来的最高水平(图2)，与此同时，渔民数量有所下降，这导致了每名活跃渔民的管理成本急剧增加(图A1.1)，以及作为着陆价值一部分的补贴增加(图A1.2)。

政策行动者1922-2010

在1992-2010年期间，渔业在政府委员会中具有最高的代表性(图6)。其他两个群体一直在委员会中具有代表性，分别是渔业管理机构和农业部(图6)。然而，2010年脱颖而出，因为其他行为体具有显著的代表性(42%)(1922-1992年平均值:10%，范围:0-25%;图6)。这些行动者包括，例如环境非政府组织、休闲渔业、沿海和群岛地区的人民，以及包括环境部和国防部在内的几个部委。尽管最初的三个行为体加起来有58%的代表权，但这表明近年来商业渔民以外的利益相关者团体也有可能影响政策。综上所述，我们发现在1922年到1992年之间，actor星座相对完整，这支持了假设H3。因为政府委员会的构想是在新政策的制定中包括所有相关利益，在这段漫长的时期内缺乏“其他”行为者，标志着权力集中在一个小群体中，2010年观察到的突然转变进一步证明了这一点。2010年委员会中代表的“新”行动者在较早的时期也存在，这表明了代表的真正转变，而不仅仅是利益相关者的可用性。

抵制补贴支出的冲击

我们分析策略的最后一步是定量检验宏观经济数据、政治体制或一般制度绩效是否可以解释补贴随时间的变化。我们检验了两个因变量，总支出和补贴颜色(从负到正的补贴比例)，发现无论是政治、宏观经济因素(包括油价)，还是系统渔业绩效(着陆值)，都不能解释这些变量的任何变化(图7，表A1.4-A1.7)。在这两组模型中，前一年的数据是唯一强有力的预测因素(总支出和补贴颜色的1年自相关[AR1]均值分别为0.75和0.66，表A1.6-A1.7)，这本身就表明了路径依赖。2-5年滞后的自相关(AR2-5)对预测补贴颜色或补贴总量没有显著贡献。

讨论

瑞典商业渔业的历史轨迹

尽管有强有力的政府机构、大量的研究工作和详细的管理计划，许多商业渔业还是崩溃了。对历史制度动态的进一步了解能否揭示渔业和其他自然资源系统的次优表现背后的驱动因素?为了研究这一点，我们在瑞典渔业政策的长期分析中应用了路径依赖理论。我们提出了从瑞典官方渔业政策开始(20世纪初)到20世纪末这段时期存在路径依赖的四个假设。第一个假设(H1)指出，我们期望机构参与者在如何构思政策目标方面随着时间的推移保持稳定，对1922年至1994年期间的关键政策文件的分析表明，主要模式是朝着更复杂的方向演变，但明显避免提及生态可持续性。第二个假设(H2)指出，对政策工具的投资将随着时间的推移而增加。同样，我们在数据中发现了对假设的一些支持:随着时间的推移，政府总支出显示出稳定的增长，而必须指出的是，补贴的类型已逐渐转向更有益、更不增强能力的方向。第三个假设(H3)是关于行动者星座的，我们发现，在瑞典加入欧盟之前，制度框架内活跃的行动者的集合基本没有变化，在整个研究期间，来自渔业的代表占主导地位，其他利益相关者的参与很少。第四个假设(H4)是关于路径依赖轨迹的稳健性，我们发现历史(前一年的支出)确实是我们可以与补贴支出联系起来的唯一因素，而宏观经济、政治和渔业绩效(着陆值)因素没有可测量的影响。

1995年瑞典加入欧盟改变了很多事情。政策目标越来越多地提到了生态可持续性，特别是通过指出生物生产力的限制(欧洲共同体1992年)、可持续开发(欧洲共同体2002年)，以及在最近的改革之后通过实现所有种群处于最大可持续产量水平的目标(欧洲共同体2013年)。虽然渔业总支出继续增加，但自欧盟加入以来，整个研究期间一直存在的“绿化”趋势似乎加速了，用于研究和管理的资金比例越来越大，用于提高能力的补贴比例越来越小。

路径依赖性指标

我们将政策工具定义为政府在补贴、监测和控制方面的支出，这些确实是政府在支持渔业方面的关键工具，并且可以说明政策的总体方向(Sumaila et al. 2010)。政府的另一个重要作用是通过法律法规，如配额和其他技术措施来规范渔业。可以对法律法规进行分析，以提供研究期间政策方向的补充视角(hentti - sundberg和Hjelm 2014, Stoll等人2016)。我们预计，对瑞典渔业法规的长期分析将发现与补贴分析类似的趋势，最初的法规很少，最近几年出现了代表可持续发展意识上升的绿化趋势。

在我们的渔业管理系统中，似乎有几个因素导致了路径依赖。许多补贴项目都是长期的，因此不受政治风向变化的影响。对该行业的支付不需要由议会每年决定，而是在政府运营的“资本基金”中进行定点大规模投资，与年度预算谈判并行运作。政策制定中行为体星座的稳定性为政策子系统中的行为体创造了越来越多的利益，与此同时，任何对立的利益或世界观都被边缘化了，这些利益或世界观可能会提出不同的轨迹。不用说，生态系统本身和后代都没有被代表在紧密的利益联盟中，而这个利益联盟是为了促进技术进步、廉价营养、出口收入和渔民的稳定收入水平而建立的。

补充证据表明，稳定的行动者星座可能是导致瑞典路径依赖的一个因素。2011年，瑞典渔业委员会(Swedish Board of Fisheries)的两名高级官员受委托为该机构撰写墓志铭，讨论了渔业管理的演变，并提供了该机构63年历史上的说明性例子。在他们对过去几十年渔业政策的总结中，他们确实将其描述为瑞典渔业委员会、农业部和瑞典渔民协会形成的“铁三角”(Westerberg and Ask 2011)。“铁三角”隐喻的使用呼应了政治科学对美国国防工业政策背景下国会、官僚机构和私人利益之间关系的研究(Adams 1981)。它被用来描述作为政策子政府的结果而不断增加的国防预算，从三个参与者维持现状的共同利益中产生，从而使政策不受议会的影响(Adams 1981)。我们的数据显示，管理当局一直大力参与行业发展，在很大程度上发挥了支持功能，而不是监管机构的作用;从1948年瑞典渔业委员会成立到本世纪初，行业代表也一直是该委员会的董事(Ask等人，2015年)。渔业和国家机构之间这种相互交织的角色和责任的早期例子包括，20世纪80年代，法国政府研究机构IFREMER在比斯开湾领导了金枪鱼漂网捕鱼的发展，导致种群枯竭，大量副渔获，并与传统捕鱼方式发生冲突(Lequesne 2004年)，以及芬利(2011年)关于20世纪初美国政府如何支持长距离金枪鱼渔业的研究。引发与沿海国家的冲突，导致过度捕捞。

路径依赖和可持续性

策略子系统中的路径依赖关系如何影响可持续性?我们认为，铁三角在推动历史上的过度开发方面发挥了关键作用。直到1980年代末，不断增加的补贴水平和相应船队规模的增加实际上使渔业的盈利能力与生态系统的状况分离。用经济学的语言来说，生态系统是外部化的。与此同时，政府的资金转移能否确保不断增长的官僚机构(机构)和行业内对现状的持续支持?我们在图8A中说明了这些稳定反馈。我们承认，这种强大的行业-政府关系在瑞典治理的许多方面都发挥了作用(Lewin和Lindvall 2015)，事实上，渔业一直被作为另一个部门进行管理，并以与(或多或少)为社会其他部门工作相同的方式进行促进和支持。

我们还承认，许多其他国家和地区在渔业方面也有类似的发展轨迹，产业扩张政策逐渐被理性开发重点所取代，并取得了不同程度的成功(Finley 2011， Österblom和Folke 2015)。一个公平的问题是，在研究期间，是否有任何可感知的替代方案可以改变瑞典的政策轨迹?我们认为，虽然国家和地区之间有许多相似之处，特别是在二战后的渔业扩张政策方面，但由于这些政策的社会、经济和生态绩效较低，许多国家实际上已经开始改革。例如，20世纪80年代初冰岛为提高效率和减少过剩产能而向可转让配额过渡(Arnason 2005年)，以及20世纪70年代以来美国和加拿大旨在让更广泛的利益相关者参与渔业决策的权力下放政策(Pomeroy和Berkes 1997年)。最近的一项研究也令人信服地表明，由于缓慢的制度变革和独家采收权，路径依赖可能导致另一种稳定状态，如本研究所示(Tekwa et al. 2019)。我们的结论还加强了早期研究，指出路径依赖是阻止欧盟内外渔业管理系统变革的主要力量(例如，Hegland and Raakjæer 2008, Jacobsen 2019)。

在我们的研究中，突出的是渔业管理和研究成本的迅速增加:目前的数字是瑞典渔业总登陆价值的28%(总支出)和23%(管理成本)^[1]．在20世纪90年代末，冰岛、挪威和纽芬兰报告的可比数字分别为3%、10%和15-25% (Arnason et al. 2000)。我们的分析忽略了海岸警卫队和渔业部门的成本，这表明目前瑞典渔业管理的成本是有史以来最高的(Arnason et al. 2000)。这些高成本是否有动机，归根结底是社会优先考虑的问题。有些令人恼火的是，人们可能会问，随着研究和管理支出的不断增加，欧盟机构与国家和国际研究机构之间的联盟能否创造一种新的路径依赖形式?

未来

一个长期可持续的渔业需要一个能够识别生态系统信号并根据其采取行动的制度框架(Wilson 2006, Crona et al. 2016)。这些行动是通过正式机构(如大多数欧洲渔业的设置)还是通过自我组织的社区或行业进行最佳调解，将取决于具体情况，可能需要因渔场而异(Mahon等人，2008年)。然而，总的特征是需要建立激励结构，以促进学习和适应生态系统的变化，并阻止短视、过度投资和过度开发。在这方面，取消提高能力的补贴必须成为政府官员未来几年的首要任务。因此，2019年4月4日欧盟议会投票决定从2021年起重新引入船舶建造补贴，这是一个令人担忧的信号，这一立场有待欧盟部长理事会的回应。

我们概述了另一种渔业管理系统配置，其中环境被内化为社会-生态(重新)连接(图8B)，暗指人类与生物圈重新连接的呼吁(Folke et al. 2011)。在这种系统配置中，捕捞行为者的盈利能力与生态系统的状态直接相关，预计这将增加对监测、执法和预防性监管措施的支持。逐步重新联系渔业政策可能产生的长期效果是，在捕鱼船队规模和捕鱼机会之间取得平衡，找到提高价格的战略，降低努力成本，并增进对底层生态系统的了解。从长远来看，重建的生态系统将创造更多的社会和经济效益，也将降低管理和执法的相对成本。这些反馈类似于之前描述的挪威和北美的渔业政策，相比之下，欧盟一直存在产能过剩、不合规和低科学合法性的问题(参见Österblom et al. 2011年的图1和图2)。

我们认为，在欧盟内部和瑞典已经可以看到一些朝着这个方向变化的迹象。瑞典的强演员星座已经松动，部分原因是2011年瑞典海洋和水管理局取代了瑞典渔业委员会(Österblom等，2017年)。在欧盟，最近的共同渔业政策改革背后的主要目标之一是减少渔业的监管负担(微观管理)，这是对过度捕捞的回应，反过来(正如本文所建议的)是由各国政府在20世纪提出的扩张性国家政策造成的。2013年版共同渔业政策的另一项具体行动是区域化，这意味着欧盟集中管理的一些责任被分配给区域机构(Symes 2012)。与此同时，渔业企业越来越跨国，全球占主导地位的行为体数量较少(Österblom et al. 2015)。鉴于这些变化，我们看到了一个新的可能的治理轨迹:国家政府的作用减弱，企业或社区驱动的举措增加。

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^[1]这是2013年的比较，这是可用着陆数据的最后一年。

文献引用

亚当斯，1981。铁三角．经济优先委员会，纽约，纽约，美国。

Arnason, R. 2005。渔业产权:冰岛在itq方面的经验。鱼类生物学和渔业评论15(3): 243 - 264。https://doi.org/10.1007/s11160-005-5139-6

Arnason, R. Hannesson, W. E. Schrank, 2000。渔业管理成本:冰岛、挪威和纽芬兰的案例。海洋政策24(3): 233 - 243。https://doi.org/10.1016/s0308 - 597 x (99) 00029 - 9

阿瑟，W. B. 1994。经济中的收益递增和路径依赖。密歇根大学出版社，安阿伯，密歇根州，美国。https://doi.org/10.3998/mpub.10029

L. Ask, T. Gustavsson, H. Westerberg, 2015。Varför har fiskeriförvaltningen inte varit lyckosam?Aqua报告2015:14．瑞典农业科学大学，瑞典乌普萨拉。

布恩斯特拉，W. J.和F. W.德布尔，2014。社会-生态陷阱的历史动态。中记录43(3): 260 - 274。https://doi.org/10.1007/s13280-013-0419-1

Borgström, G. 1966。革命världsfisket．LTs,瑞典。

伯纳姆，K. P.安德森，K. P.惠瓦尔特，2011。行为生态学中的AIC模型选择和多模型推断:一些背景、观察和比较。行为生态学和社会生物学65(1): 23-35。https://doi.org/10.1007/s00265-010-1029-6

Cheilari, A.， J. Guillen, D. Damalas, T. Barbas, 2013。燃料价格危机对欧洲联盟捕鱼船队的能源效率和经济表现的影响。海洋政策40(1): 18 - 24。https://doi.org/10.1016/j.marpol.2012.12.006

科斯特洛，C.， D.奥万多，T.克拉维尔，C. K.施特劳斯，R.希尔伯恩，M. C.梅尼丘克，T. A.布兰奇，S. D.盖恩斯，C. S. Szuwalski, R. B. Cabrai, D. N.雷德，A.利兰，2016。不同管理制度下的全球渔业前景。美国国家科学院院刊113(18): 5125 - 5129。https://doi.org/10.1073/pnas.1520420113

克罗纳，B. I.， T. M.道，W.斯沃茨，A. V. Norström, M. Nyström, M. Thyresson, C. Folke, J. Hentati-Sundberg, H. Österblom, L. Deutsch, M. Troell. 2016。掩盖、稀释和淹没:全球海产品贸易如何削弱海洋生态系统的信号。鱼类及渔业17:1175 - 1182。https://doi.org/10.1111/faf.12109

Duit, A. 2007。路径依赖与制度变迁:以瑞典工业排放控制为例。公共管理85(4): 1097 - 1118。https://doi.org/10.1111/j.1467-9299.2007.00687.x

杜特，A. 2014。结论:一个新兴的生态国家?321 - 342页在A. Duit，编辑。国家与环境:环境治理的比较研究．麻省理工学院出版社，剑桥，马萨诸塞州，美国。https://doi.org/10.7551/mitpress/9780262027120.003.0012

欧洲委员会(EC)。1992.1992年12月20日第3760/92号(欧共体)关于建立渔业和水产养殖共同体制度的理事会条例。欧盟理事会，布鲁塞尔，比利时。

欧洲委员会(EC)。2002.2002年12月20日关于共同渔业政策下渔业资源养护和可持续开发的理事会第2371/2002号条例。欧盟理事会，布鲁塞尔，比利时。

欧洲委员会(EC)。2013.欧洲议会和理事会2013年12月11日关于共同渔业政策的条例(EU) No 1380/2013，修订理事会条例(EC) No 1954/2003和(EC) No 1224/2009，并废除理事会条例(EC) No 2371/2002和(EC) No 639/2004以及理事会第2004/585/EC号决定。欧盟理事会，布鲁塞尔，比利时。

芬利，C. 2011。天涯何处无芳草。最大可持续产量和渔业管理的失败．芝加哥大学出版社，芝加哥，伊利诺伊州，美国。https://doi.org/10.7208/chicago/9780226249681.001.0001

C.福尔克，S. R.卡朋特，B.沃克，M.谢弗，T.埃尔姆奎斯特，L.甘德森和C. S.霍林，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(1): 557 - 581。https://doi.org/10.1146/annurev.ecolsys.35.021103.105711

福克，C.， Å。杨松，J. Rockström, P.奥尔森，S. R.卡朋特，F. S.查平三世，a . s。Crépin, G. Daily, K. Danell, J. ebesson, T. Elmqvist, V. Galaz, F. Moberg, M. Nilsson, H. Österblom, E. Ostrom， Å。佩尔松，G. D.彼得森，S.波拉斯基，W.斯特芬，B.沃克和F.韦斯特利，2011。重新连接到生物圈。中记录40(7): 719 - 738。https://doi.org/10.1007/s13280-011-0184-y

粮食及农业组织。2016.2015年世界渔业状况。促进所有人的粮食安全和营养．粮农组织，罗马，意大利。

哈丁，1968。公地悲剧。科学162:1243 - 1248。https://doi.org/10.1126/science.162.3859.1243

赫格兰，T. J.和J. Raakjær。2008.恢复计划和捕捞能力与捕捞可能性的平衡:共同渔业政策中的路径依赖。131 - 159页在S. S. Gezelius和J. Raakjær，编辑。开展渔业管理工作。实施可持续渔业政策。8卷。施普林格，多德雷赫特，荷兰。https://doi.org/10.1007/978-1-4020-8628-1_5

Hentati-Sundberg, J.和J. Hjelm. 2014。渔业管理可以量化吗?海洋政策48:18-20。https://doi.org/10.1016/j.marpol.2014.02.021

雅各布森，J. 2019。法罗群岛渔业(mis)管理中的路径依赖。海洋政策108:103615。https://doi.org/10.1016/j.marpol.2019.103615

琼斯，b.d.， F. R.鲍姆加特纳，J. L.特鲁，1998。政策标点:美国预算管理局，1947-1995。政治杂志60(1): 1-33。https://doi.org/10.2307/2647999

凯，2003年。路径依赖关系和CAP。欧洲公共政策杂志(3): 405 - 420。https://doi.org/10.1080/1350176032000085379

Lequesne, C. 2004。欧盟渔业政治．曼彻斯特大学出版社，英国曼彻斯特。

列文，a.s.，希帕帕迪斯，a.s.。Crépin, J.诺伯格，A.德Zeeuw, C. Folke, T. P. Hughes, K. Arrow, S. Barrett, G. Daily, P. Ehrlich, N.考茨基，K. G. Mäler, S. Polasky, M. Troell, J. R. Vincent, B. Walker. 2013。作为复杂适应系统的社会生态系统:建模和政策含义。环境与发展经济学18(02): 111 - 132。https://doi.org/10.1017/S1355770X12000460

卢因，L.和J.林德瓦尔，2015。瑞典一百年的经济政策。578 - 591页在J.皮埃尔，编辑。《牛津瑞典政治手册》．牛津大学出版社，英国牛津。https://doi.org/10.1093/oxfordhb/9780199665679.013.36

洛兹，H. K.科尔，A. M.马杰拉，C.沃德-佩奇，L.艾罗尔迪，2011。海洋动物种群和生态系统的恢复。生态学与进化趋势26日(11):595 - 605。https://doi.org/10.1016/j.tree.2011.07.008

马洪，R. P.麦康尼，R. N.罗伊，2008。将渔业作为复杂的适应系统进行管理。海洋政策32(1): 104 - 112。https://doi.org/10.1016/j.marpol.2007.04.011

梅森，2002年。纽芬兰鳕鱼种群崩溃:社会因素的回顾和分析。电子绿色期刊1(17)。

Nyström, M.， A. V. Norström, T. Blenckner, M. de la torres - castro, J. S. Eklöf, C. Folke, H. Österblom, R. S. Steneck, M. Thyresson, M. Troell. 2012。面对退化海洋生态系统的反馈。生态系统15(5): 695 - 710。https://doi.org/10.1007/s10021-012-9530-6

Orach, K.和M. Schlüter。2016.揭示社会-生态系统的政治层面:来自政策过程框架的贡献。全球环境变化40:13-25。https://doi.org/10.1016/j.gloenvcha.2016.06.002

Österblom, H.，和C. Folke. 2015。全球化，海洋政权更迭和苏联。英国皇家学会哲学学报B370(1659): 20130278。https://doi.org/10.1098/rstb.2013.0278

Österblom, H.， J. hentti - sundberg, N. Nevonen，和K. Veem. 2017。对瑞典生态系统方法的缓慢进化进行修补。ICES海洋科学杂志74(1): 443 - 452。https://doi.org/10.1093/icesjms/fsw232

Österblom, H, J.-B。朱弗雷，C.福尔克，B. I.克罗纳，M.特罗尔，A.梅里，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): e0127533。https://doi.org/10.1371/journal.pone.0127533

Österblom, H.， M. Sissenwine, D. Symes, M. Kadin, T. M. Daw, C. Folke, 2011。激励，社会生态反馈和欧洲渔业。海洋政策35(5): 568 - 574。https://doi.org/10.1016/j.marpol.2011.01.018

奥斯特罗姆，1990。治理公地:集体行动制度的演变．剑桥大学出版社，英国剑桥。

奥斯特罗姆，E. 2009。分析社会生态系统可持续性的一般框架。科学325(5939): 419 - 422。https://doi.org/10.1126/science.1172133

保利，2006年。以发展中国家为重点的小规模海洋渔业的主要趋势，以及对社会科学的一些影响。海洋研究4(2): 7-22。

保利，D.和D.泽勒，2016。渔获量重建显示，全球海洋渔业渔获量高于所报告的，而且在下降。自然通讯7:10244。https://doi.org/10.1038/ncomms10244

皮尔逊，P. 2000。收益递增，路径依赖，以及政治研究。美国政治学评论94(2): 251 - 267。https://doi.org/10.2307/2586011

皮尔逊，P. 2003。又大又慢，还有…看不见的。177 - 207页在J. Mahoney和D. Rueschemeyer，编辑。社会科学中的比较历史分析．剑桥大学出版社，英国剑桥。https://doi.org/10.1017/cbo9780511803963.006

波默罗伊，R. S.和F.贝尔克斯，1997。探戈二:政府在渔业共同管理中的角色。海洋政策21(5): 465 - 480。https://doi.org/10.1016/s0308 - 597 x (97) 00017 - 1

李嘉德，C.明托，O. P.詹森，J. K.鲍姆，2012。利用海洋资源评估数据库，研究商业开发的海洋物种的知识库和现状。鱼类及渔业13(4): 380 - 398。https://doi.org/10.1111/j.1467-2979.2011.00435.x

萨巴蒂尔，1999年。政策过程的理论．西景，博尔德，科罗拉多州，美国。

Scheffer, M. 2009。自然和社会的关键转变．普林斯顿大学出版社，美国新泽西州普林斯顿。

M.谢弗，S.卡朋特，J. A.福利，C.福克和B.沃克，2001。生态系统的灾难性转变。自然413:591 - 596。https://doi.org/10.1038/35098000

SFS (Svensk författningssamling)。1994.滞后(1994:1776)om skatt på energi。金融部门，斯德哥尔摩，瑞典。(在线)网址:https://www.riksdagen.se/sv/dokument-lagar/dokument/svensk-forfattningssamling/lag-19941776-om-skatt-pa-energi_sfs-1994-1776

挪威国家大学(SOU)。1947.1947:2。Betånkande angående fiskerinåringens efterkrigsproblem samt den prisreglerande verksamheten på fiskets område avgivet av 1945 års fiskeriutrendning．SOU，瑞典斯德哥尔摩。

挪威国家大学(SOU)。1977.Fiskerinäringen我framtiden。Betänkande av fiskerikommittén。1977:74．Allmänna förlaget，瑞典斯德哥尔摩。

瑞典统计局，2019年。居民消费价格指数。瑞典统计局，斯德哥尔摩，瑞典。

斯托尔，j.s.， C. M.贝特尔，J. A.威尔逊，2016。四分之一个世纪以来缅因州渔业资源的变化:许可证对恢复力的累积影响。全球环境变化37:79 - 91。https://doi.org/10.1016/j.gloenvcha.2016.01.005

杉原，G.， R. May, H. Ye, C. Hsieh, E. Deyle, M. Fogarty, S. Munch, 2012。探测复杂生态系统中的因果关系。科学338(6106): 496 - 500。https://doi.org/10.1126/science.1227079

苏迈拉，r.r.， A. S.可汗，A. J.戴克，R.沃森，G.门罗，P.蒂德默斯和D.保利。2010。对全球渔业补贴进行自下而上的重新估计。生物经济学杂志12:201 - 225。https://doi.org/10.1007/s10818-010-9091-8

苏迈拉，U. R.， V. Lam, F. Le Manach, W. Swartz，和D. Pauly. 2016。全球渔业补贴:最新估计。海洋政策69:189 - 193。https://doi.org/10.1016/j.marpol.2015.12.026

瑞典渔业委员会，1986年。Malplan 1986．瑞典渔业委员会，Göteborg，瑞典。

瑞典渔业委员会，1998年。Fiskeriverket 50 år。Jubileumsskrift from fiskets situation, betydelse och framtidsmöjligheter．瑞典渔业委员会，Göteborg，瑞典。

赛姆斯，D. 2012。共同渔业政策的区域化:背景、内容和争议。海洋研究11(1): 6。

泰克瓦，E. W.， E. P. Fenichel, S. A. Levin, M. L. Pinsky, 2019。路径依赖机制驱动了守恒中的其他稳定状态。美国国家科学院院刊116(2): 689 - 694。https://doi.org/10.1073/pnas.1806852116

沃尔特斯，C, j - j。马奎尔。1996。北部鳕鱼大灭绝对种群评估的启示。鱼类生物学和渔业评论6:125 - 137。https://doi.org/10.1007/bf00182340

沃森，R.， W. W. L.张，J. A.安提卡马拉，R. U.苏迈拉，D.泽勒，D.保利，2013。由于捕捞强度加倍，全球海洋产量减半。鱼类及渔业14(4): 493 - 503。https://doi.org/10.1111/j.1467-2979.2012.00483.x

韦斯特伯格，H.和L. Ask, 2011。Staten och fisket。Nedslag i fiskeriförvaltningens historia。瑞典哥德堡。

威尔逊，j.a.， 2006。在复杂的海洋渔业中匹配社会和生态系统。生态与社会11(1): 9。https://doi.org/10.5751/ES-01628-110109