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Krueck, n.c.， A. Y. Abdurrahim, D. S. Adhuri, P. J. Mumby和H. Ross, 2019。量化决策支持工具有助于社区海洋保护区设计中的社会-生态协调。生态和社会24(4): 6。
https://doi.org/10.5751/ES-11209-240406
量化决策支持工具有助于社区海洋保护区设计中的社会-生态协调
摘要
海洋保护区(MPAs)越来越多地被用于支持生物多样性保护和渔业管理。然而，如果将依赖渔业的人排除在MPA设计决策之外，则很可能会影响MPA的性能。参与式MPA设计有助于解决这一问题，通过让当地利益相关者参与所有关键决策，包括海洋禁捕保护区的总覆盖范围、位置和当地规模。在这里，我们报告了印度尼西亚Selayar岛的一个参与式MPA设计项目的研究结果。在该项目中，一个社区开始与科学家合作，使用现代量化工具进行社区主导的MPA场景测试。研究结果突出了生态和社会理想MPA设计之间的地方分歧。考虑到社会因素，最初社区支持的MPA设计包括四个小的保护区(0.5-1公里宽)，主要位于南部社区水域，旨在限制外来渔民。相比之下，生态上最优的MPA设计包括在北部社区水域建立一两个大型保护区(4-6公里宽)，预计它们主要限制当地渔民，但更好地支持鱼类种群和渔业的重建。然而，生态优化的MPA设计在社会上是不可行的。通过对MPA性能的定量评估，社区协商出了一个备选的MPA设计方案，包括两个1.5-2公里宽的保护区，位于社会和生态有利的位置。与最初的建议相比，经修订的MPA设计估计(1)保护保护区边界内关键渔业物种的个体增加3至4倍，(2)使当地渔业捕获量增加一倍。 We conclude that even simple MPA design tools, which quantify and visualize local conservation and fishery outcomes under alternative MPA scenarios, add value to participatory decision making and likely MPA performance.介绍
海洋保护区(MPAs)是生物多样性保护和渔业管理的重要工具，特别是在热带发展中国家，重度过度捕捞很普遍，通过其他手段调节渔业的能力有限(Hilborn et al. 2004, Gaines et al. 2010, White et al. 2014)。然而，如果MPAs的有效性受到损害，则可能无法带来预期的保护和渔业效益(Agardy等人2003年，Sale等人2005年，Mora和Sale等人2011年，Edgar等人2014年，Gill等人2017年)。一个被怀疑影响MPA绩效的关键因素是，关于保护区的总覆盖范围、位置和当地规模的关键决策往往是集中的，因此，与实施MPA的地方的当地知识、当地价值观、当地目标以及对人们的社会经济影响脱钩(Ban等人，2009年，Charles和Wilson 2009年，Ferse等人，2010年，Pollnac等人，2010年，Christie等人，2017年)。这些地区的渔民不太可能支持和遵守MPAs (Arias等人，2015年，Turner等人，2016年)。为了应对这一挑战，参与式MPA设计方法的概念应运而生。参与式MPA设计旨在通过促进当地社区和利益相关者参与系统性决策过程，实现社会和生态目标(Mascia 2003, Ban等人2013,Lopes等人2013)。
参与式MPA设计和当地利益相关方支持在全球许多地区可能至关重要，因为能力不足阻碍了自上而下的执行和MPA在全球的表现(Gill等人，2017年)。然而，参与式MPA设计通常规模较小，往往缺乏集中式(即大规模和政府协调的)MPA设计项目所需的科学能力和定量决策支持工具。因此，基于社区的决策过程所产生的许多地方管理和管理方案设计可能无法取得足够的养护和渔业效益，尽管当地的支持和遵守最初很高。
在这里，我们探索了MPA设计决策过程的可能好处，该过程结合了参与式和集中式方法，为一个小岛屿社区提供了可用于MPA设计场景测试的定量决策支持工具的全面选择。我们的MPA设计工具包包括通用指南(Roberts et al. 2003, Gaines et al. 2010, Green et al. 2015, Krueck et al. 2017)b)、标准MPA布局优化软件(Ball等人，2009年)、空间渔业模型(Krueck等人，2017年)b)，以及协调MPAs的保护和渔业目标的新方法(Krueck等，2017一个,2018)。我们的主要目的是支持社区的愿望，通过确定初步定性和各种备选MPA设计下可能的保护和渔业结果，来评估当地MPA的表现。其次，我们的目标是量化MPA设计中科学界合作的潜在利益，确定MPA设计决策支持工具的关键优势，用于未来类似的应用。
方法
这项研究是在印度尼西亚的Bungaiya进行的，这是一个小社区，大约有1700名居民(约500户)，分布在南苏拉威西岛Selayar岛北端的6个定居点(图1)。Selayar的大多数人口生活在海岸，依靠珊瑚礁和近海渔业获得食物和收入。在Bungaiya，所有家庭都以捕鱼为主要职业(约150人)、第二职业或补充家庭食物供应。社区渔业规模小，渔船队主要是没有发动机或有小型舷外发动机的小船。主要的渔具包括鱼钩和鱼线、筏式提升网、刺网和渔网。据当地消息人士称，随着人口的增加，鱼的消费量逐年增加。塞拉亚的一些珊瑚礁，包括本盖亚的珊瑚礁，由于爆破(炸弹)和氰化物捕鱼等破坏性捕鱼方法而恶化，而其他珊瑚礁则状况良好。
Bungaiya在Selayar社区中特别积极地宣传传统文化和传统捕鱼方法，他们认为这是对沿海资源最可持续和最公平的利用。本盖亚有丰富的捕鱼传统，包括11种不同类型渔具的习惯规则，其中一些在古马卡桑和荷兰文献中有记载。在我们的研究之前，在珊瑚三角倡议(CTI)的珊瑚礁恢复和管理计划(COREMAP)的鼓励下，该社区建立了一个小型的禁捕海洋保护区，意图禁止在其边界内的所有捕鱼活动。这个小保护区是按照村规正式宣布的，但在通过COREMAP项目的地方支持结束后，没有得到严格执行。为了改善这一状况，社区启动了一项严格的监视和执行计划，共四个禁捕保护区，包括一个已经建立的保护区和另外三个。社区水域禁捕保护区的配置(位置、数量和大小)是我们通过系统MPA设计决策来帮助优化的目标。社区从单一的保护区扩大到一个保护区网络(下称保护区)的主要激励措施之一是加强它在打击外来渔民的破坏性捕鱼做法方面的地位。该社区还认为，增加禁捕保护区将有利于当地鱼类的数量，尽管这一假设从未得到验证。社区进入科学社区参与式MPA设计方法的目标是:(1)分析他们预期的MPA设计是否可以改进，(2)利用科学评估来利用政府对其海洋管理计划的更大支持。
这里报告的合作是一项为期一年的参与式诊断的一部分，目的是支持塞拉亚的多个社区，包括本盖亚，与政府合作，实现有效的海洋和沿海管理(Ross等人，2018年)。这项合作是在“捕捉珊瑚礁和相关生态系统服务”(CCRES;https://ccres.net/)．总的来说，作者小组在本盖亚进行了六次专门的实地访问，每次访问都涉及两到三次社区会议和讨论。此外，我们在MPA设计项目前后进行了为期7天的初步范围访问，并进行了另外25天的社区会议和参与者观察(由三名印尼团队成员进行)。MPA设计项目包括三个社区讲习班和为期三天的联合海洋实地考察活动，时间约为两周。这三个讲习班每一个都有大约50名社区成员参加，并采用公开讨论的方式正式收集数据。每个研讨会大约有一半的与会者将钓鱼作为他们的主要职业，但所有与会者都是活跃的渔民。在所有三个研讨会的与会者中，都有每个定居点(郊村)的民选领导人，他们共同形成了一个社区治理体系，拥有制定法规的权力(在印度尼西亚的国家治理体系下)，这些法规可由区政府和省级政府批准，以达到法律效力。这个定居点领导人的机构选举他们自己的一个人担任主席，担任“村立法机关的首脑”。此外，全村选举一名村长，他了解并支持所有MPA设计研讨会和相关成果，但没有亲自参加。邦盖亚社区有权根据需要成立委员会，而且确实成立了委员会。 One of these committees is the “Coastal Protection Committee”, whose Chair and members were very prominent during workshop discussions and the associated decision making process reported here.
为了为Bungaiya的MPA设计项目做准备，我们生成了海岸线和当地珊瑚礁栖息地的地图。然后，我们用1 × 1公里的规划网格覆盖整个珊瑚礁栖息地，进行MPA量化设计优化，这是此前商定的解决方案，并用于CCRES项目下的所有野外调查和空间规划项目。我们突出显示了覆盖四个社区提议的保护区地点的所有网格单元。在建模环境的初步准备之后，社区召集了一个规划研讨会，在此期间我们讨论了最先进的MPA设计方法，作为交互式演示的一部分。讨论的重点是定量决策支持工具以及如何使用这些工具来支持有效的生物多样性保护和渔业管理决策。我们询问社区，他们期望通过执行储备达到哪些管理目标。一致的回答是，考虑到物种和渔获量都被认为受到威胁，保护区旨在有利于生物多样性保护和渔业生产力。然后，我们利用我们的网格，邀请社区绘制当地渔场的地图，解释他们的捕鱼活动，列出主要目标物种，具体说明主要目标物种是如何被捕获的，并具体说明每种物种可能的过度捕捞程度。渔场记录是通过在规划网格中的每个细胞分配一个简单的分值(1为低捕捞强度值，3为高捕捞强度值)之间进行的。同样的简单评分也被用来为它们最重要的渔业目标物种分配过度捕捞强度，最小值为1表示过度捕捞强度低，最大值为3表示严重过度捕捞。 All estimates of overfishing intensity were nonspatial, representing the assumed status of each target species across the planning region. Finally, we asked community members to flag any cells in the planning grid where ecosystems are known to be threatened or habitats are known to be damaged, for example, by bomb and cyanide fishing, pollution, coral bleaching, or cyclones, all of which could fundamentally undermine MPA performance. However, the community was uncertain about the location, scale, and severity of local threats, so we could not consider them in planning.
我们最初的研讨会明确指出，Bungaiya社区主要关心的是在Selayar岛西侧、纬5.90°至5.77°之间的社区水域中指定MPA。较长的西部海岸线包括大多数社区住区和最重要的渔场，在东部季风季节进行6-9个月/年的密集捕捞。相比之下，该岛的东部人口较少，每年只能在西部季风季节进行4-5个月的捕捞。因此，我们把规划范围完全缩小到社区西部水域，其中包括所有四个对社区有主要利益的现有或打算保留的地点。这四个保护区中的两个位于西南水域(R-South1和R-South2)，因为假设:(1)它们可以帮助维持目前健康的鱼类种群，(2)它们保护潜在的鱼类产卵聚集地，(3)它们减少了外部渔民(每天多达40名渔民)的整体捕鱼压力和不受欢迎的捕鱼方法(特别是夜间鱼叉捕鱼)，这些渔民与Bungaiya社区无关，据推测主要是从南部邻近村庄进入的。中央社区水域的一个区域(R-Central)代表与COREMAP工作人员协商后已经建立的保护区。选择这个中央保护区的主要原因是，它靠近最密切参与CTI海洋保护行动的定居点，预计这将有助于监测和执法。选择中央保护区的另一个原因是那里的鱼很丰富。社区也给出了在西北部社区水域(北偏右)选择预定保护区的相同理由，即假设鱼类数量很高。
对Bungaiya群落最感兴趣的渔业物种是:(1)石斑鱼(Serranidae)，(2)鲷鱼(Lutjanidae)，和(3)天王鱼(Lethrinidae)。过度捕捞强度的水平被认为是高的石斑鱼和鲷鱼和低到中等帝王鱼。为了估计这些鱼类和其他鱼类在社区水域的分布和生物量耗竭情况，我们在第一次会议结束时成立了一个由社区成员、本地和外部研究人员组成的实地调查小组。实地视察队在四个保护区内及其周围的八个地点进行了快速生态调查(图1C)。实地调查的目的是评估鱼类的组合和生境质量的空间变异。在每一地点，透过水肺潜水，使用沿礁沿8-12米深约10米的三个50米带横断面进行调查。通过估计每个样带每10米内约5 × 5米方格内的活珊瑚覆盖和栖息地复杂性，评估栖息地质量，结果得出从0、10、20、30和40米开始的共5个方格。活珊瑚覆盖面积占总面积的百分比。栖息地的复杂性是用一个简单的分数来分配的，1分代表无特征，5分代表高度复杂(Polunin and Roberts 1993, Wilson et al. 2007)。在该带样带两侧各2.5米的范围内，录得本地鱼类的丰度，总面积为250平方米(N= 3)。每条鱼的大小都是用肉眼估计的，精确到厘米。
为了缩小本地主要食用鱼类科的耗竭程度，以及估计相关渔业的状况，我们采用了两种不同的方法。第一种方法是基于对群落水域中可能长度频率分布的模拟，并将其与一个假设的捕鱼系统进行比较。第二种方法是基于对社区水域鱼类生物量的实地估计，将其与Selayar岛更南部的受保护地点和印度尼西亚Raja Ampat主要捕捞珊瑚礁上鱼类密度低和高的地点进行比较。对于基于长度频率的耗竭估计，我们首先计算在野外观察到的所有石斑鱼和鲷鱼的最大长度。然后，我们提取了FishBase (Froese和Pauly 2019)上发表的所有这些物种的理论上预期的最大长度。然后使用最大预期长度作为基准，创建假设的捕捞种群的长度频率分布。为了创建这些分布，我们从负二项分布中对每个物种采样1000个个体长度，当将平均捕捞长度设置为最大捕捞长度的三分之一时，实现了与预先指定的最大捕捞长度的良好拟合。标准偏差固定为平均捕捞长度的一半。然后，我们通过杀死固定最小可捕捞长度为> 5 cm的个体(根据社区讨论估计)来模拟种群的消耗。个体的捕捞死亡概率与它们的长度相关，最大的个体最有可能被捕获，死亡事件继续进行，直到假设种群的最大长度与野外观察到的被捕捞种群的最大长度相匹配。 Using species-specific length-weight coefficients (Froese and Pauly 2019), we then estimated population biomass in the hypothetical unfished system vs. the current fished system. Our results indicated family-level depletions in biomass of 94% for groupers and 99% for snappers (Appendix 1). Estimates of population depletions based on field-based measurements of fish biomass alone were similar. Compared to the fish biomass in effective no-take reserves in Raja Ampat (World Wildlife Fund,未发表的数据)、本盖亚群落水域的石斑鱼和鲷鱼的数量可能分别减少92-98%和> 98%(附录1)。
通过分析从社区会议和实地调查中获得的综合信息，我们召集了另一个社区会议，为决策支持工具的应用开发场景。我们的目标是帮助回答三个关键的MPA设计问题:(1)应该保护多少珊瑚礁栖息地?(2)储备最好放在哪里?(3)地方储备应该有多大?
要保护多少?
第一个问题旨在帮助社区确定其社区水域内所有珊瑚礁栖息地的百分比，禁止捕鱼。我们的目标是，在符合既定的MPA设计目标的基础上，促进物种保护，同时确保本地渔业的生产力得到提高。在当地渔业状况信息有限的情况下，为此目的制定的一般禁捕保护区目标是覆盖所有鱼类栖息地的20-30% (Krueck等人，2017年)b)．然而，利用空间渔业建模软件(基于Krueck等人2017年详细介绍的方法)，利用渔业模拟根据当地条件对这一通用指南进行微调b)．简单地说，渔业模拟基于生物量生产模型，该模型根据自然成鱼死亡率、生长、成鱼移动、幼体扩散、繁殖和捕捞死亡率在1 × 1公里空间规划网格的每个单元中捕获鱼类生物量和捕获量的年度动态。应Bungaiya社区的要求，模拟的目的是代表当地的珊瑚鳟鱼(Plectropomus leopardus)渔业。为了参数化渔业模型，对自然年死亡率和鱼类生长的经验估计p . leopardus来自FishBase (Froese和Pauly 2019)。通过实地测量成鱼移动的规模(Green等人，2015年)和鱼苗的扩散(Williamson等人，2016年)，计算规划区域内所有细胞之间的鱼类移动交换。通过假设大多数渔业物种典型的定居后密度依赖关系，根据Beverton-Holt函数计算招募(Myers et al. 1999;关键参数值的摘要见附录2)。每个细胞中的珊瑚礁栖息地数量是基于高分辨率Landsat图像量化的(Roelfsema et al. 2013)，每个细胞的鳟鱼种群生物量与珊瑚礁栖息地面积成比例分布，隐式假设栖息地质量在空间上是一致的。不同单元格中的捕鱼努力表示社区指定的捕鱼强度得分，取值范围为1(低)和3(高)。在任何给定的模拟中，在保护执行之后，总捕捞压力被集中(即所有的渔民都继续捕鱼)，同时保持初始社区会议中指定的相对捕捞压力的初始分布。捕捞压力是根据基于模拟和现场的鱼类生物量消耗估计(附录1和2)进行参数化的，这与社区估计的高度过度捕捞强度水平(3 / 3)非常一致。所有建模程序和假设都按照Krueck等人(2017年)的“空间明确的场景”规定b)．
在第一组场景中，我们使用珊瑚鳟鱼渔业模拟来量化最初社区提出的MPA对长期鱼类种群生物量和渔获量的影响。然后，我们将相关研究结果与为渔业重建(最大捕获量)优化保护区配置的情景进行了对比。最后，我们量化了社区考虑的备选MPA设计方案的效果。在所有提出的情景中，我们都考虑了主要向南流动的洋流对鱼苗定向运输的影响，这在现场观察到，并得到了社区的证实。对于这种运输，我们对当地洋流流量(1公里/天)、平均远洋幼虫存活时间(20天)和相关的向南扩散概率(约20公里)进行了保守估计。
保护在哪里?
渔业模拟首次提供了关于在鱼苗定向(向南)迁移的情况下保护区安置决定的影响的资料。然而，渔业模拟并没有捕捉到关于保护区布局的所有社会考虑因素，也没有纳入实地调查结果。标准的保护区布局优化软件，如marx和Zonation (Ball et al. 2009, Lehtomäki和Moilanen 2013)，可以帮助运行额外的空间优先级场景，以达到这一目的，但受到数据性质和可用性的挑战。也就是说，社会因素本质上是明确的，很难绘制出空间优先级，实地调查数据是零散的，无法在整个规划区域内有意义地插入。因此，我们开发了一个简单的评分系统，根据Bungaiya社区主要感兴趣的三个社会和生态标准，对所有四个受支持的保护区地点进行排名。评分基于李克特量表，其值为−2(非常不希望)、−1(不希望)、0(不确定)、1(希望)和2(非常希望)。三个社会考虑因素是:可行性，这代表住区附近的地点，社区成员可以很容易地观察和执行遵守;接受，代表当地对每个保护区的了解和支持;对渔民的影响，代表保护区地点的本地渔场对社区成员(高价值/强烈影响不可取)和外来渔民(高价值/强烈影响可取)的价值。这三个生态考虑因素是:渔业效益，即成鱼溢出和幼体从保护区向周围渔场扩散的可能性; species richness, which was quantified according to the presence of local fishery species; and habitat quality, which was quantified according to measured coral cover and habitat complexity.
当地的保护区应该有多大?
渔业模拟也提供了一些有关当地保护区适宜规模的资料。然而，1 km的建模分辨率过于粗糙，无法捕捉当地鱼类成虫活动的较小尺度，难以准确预测保护区规模有效性。为此，我们使用了禁捕保护区规模优化软件，该软件根据物种活动范围、密度或最大长度的数据，量化保护区对物种保护的有效性(以及对渔场的溢出)(Krueck et al. 2018)。该软件及相关用户手册可于以下网址免费下载https://ccres.net/index.php?/resources/ccres-tool/mpa-size-optimization-tool．我们使用该软件计算了禁捕保护区的规模，以实现保护至少50%的捕捞鱼类密度，确保显著的保护效益，同时缓解短期捕捞下降，并允许通过保护区向渔场的成鱼溢出获得长期渔业效益。对所有观察到的主要渔业科成员(石斑鱼和鲷鱼种)进行保护区大小保护评估。此外，我们还说明了保护区规模对8个关键石斑鱼渔业物种保护的影响，我们没有在群落水域观察到这些影响，但我们有关于它们的活动范围、密度和群体行为的可靠经验数据(Krueck等人，2018年)。该团体利用这些对生态有效性的预测和对渔民所感知的社会影响，重新考虑目前和预期的沿珊瑚礁约0.5-1公里的保护区大小。
结果
实地调查
实地调查证实，石斑鱼和鲷鱼在整个西部社区水域都有，而且这两个科的成员很可能被严重过度捕捞(附录1)。皇鱼作为第三重要的渔业物种科，在任何调查中都没有遇到(见附录3所观察到的46个渔业物种的列表，包括它们的丰度和平均长度)。
生境质量和鱼类组合的空间差异似乎并不明显，但我们的调查突出了几个显著的差异。例如，近岸珊瑚礁(离岸1公里内)上活珊瑚的平均覆盖面积估计将从北部群落水域的约22%增加到南部群落边界附近的约38%。较远的珊瑚礁(离岸1公里)上的平均珊瑚覆盖率明显较低(约7%;相比之下，所有区域的珊瑚礁结构都比较复杂，在整个规划区域的复杂性评分均值在2.8 - 3.9之间，但缺乏明显的纬度趋势(附录4)。生境复杂性与鱼类物种丰富度和丰度总体呈正相关关系，与鱼类物种平均大小呈明显的负相关关系。活珊瑚的覆盖率似乎没有明显的这种趋势。
中心社区水域主要保护区候选地点的渔业物种丰富度最高(4种/100平方米)。在中央保护区候选地点以南的一个近岸调查地点观察到鱼类物种的最大丰度(34个/100平方米)。该调查点鱼类物种平均大小最低(9 cm)，而平均生境复杂度最高(3.9分)。在北部社区水域的保护区候选地点观察到最低的鱼类物种丰富度(2种/100平方米)和丰富度(5个体/100平方米)(表1、图1)。
要保护多少?
最初由社区提出的保护区网络覆盖了11.7%的本地珊瑚礁栖息地。空间渔业模型表明，初始MPA设计有助于将鳟鱼种群生物量从捕捞水平的5%恢复到9%(平均= 7%±4%)。据估计，鳟鱼捕获量将从最大可持续水平的约40%恢复到63%(平均= 52%±28%;图2A-C和3)。相比之下，为渔业重建而优化的MPA设计覆盖了保护区中更大的连接细胞面积，通常包括北部社区水域的单个大型保护区，其中包含高达50%的珊瑚礁栖息地。据预测，在北部社区水域建立一个大型保护区将使珊瑚鳟鱼种群恢复到其捕捞生物量的47%(平均= 48%±3%)，并将渔获量增加到公开捕捞系统估计最大值的103%(平均= 110%±25%;图2D-F和图3)。因此，对物种保护的宏大的保护区禁捕覆盖率目标没有实现似乎降低了长期渔业生产力，为实现高达50%的严格珊瑚礁保护目标提供了灵活性，但以更高的初始捕获量下降为代价。
保护在哪里?
使用简单的李克特量表来捕捉保护区设置的关键社会和生态考虑因素，发现现有的中央保护区位置得分最高(表2)。从社会角度来看，该位置非常可行，因为它在致力于严格监督和执行的定居点的视线范围内(见表3中所有社会和生态目标的列表)。此外，这是当地渔业团体(包括邻近村庄的渔民)所知道的唯一已建立的保护区，尽管它的执行一直受到限制 自COREMAP停止支持以来处于休眠状态。在生态学上，中央保护区的特点是观察到的渔业物种的丰富程度和高质量的栖息地(表1、图1)。在北部社区水域的预定保护区位置显然得分第二高，主要是因为该位置预计具有最高的潜在渔业价值。也就是说，鉴于西部社区水域的洋流主要是向南流动，这个地点的鱼类数量恢复最有可能导致鱼苗出口到重要的渔场。与北部和中部地区相比，南部两个保护区地区更有可能向邻近社区出口鱼苗和相关渔业利益。然而，Bungaiya社区成员执行南部保护区的主要动机是社会的，而不是生态的，因为他们认为南部的空间封闭有助于限制邻近社区成员的捕鱼活动。具体来说，Bungaiya人的目标是控制南部夜间鱼叉捕鱼的负面影响，尽管该地区靠近两个南部保护区的大部分地区在可行性和可能的生态效益方面都不可取。
保护区应该有多大?
Bungaiya社区最初的计划是沿着当地的边缘珊瑚礁实施一般较小的禁捕保护区，范围约为500米至1公里。然而，定量评估显示，这种规模的保护区不太可能为任何经过充分研究的石斑鱼物种提供足够的保护，这些石斑鱼是社区的主要渔业和保育关注(图4A)。同样，在0.5-1公里宽的保护区内，没有发现任何本地观察到的石斑鱼和鲷鱼的渔业品种受到最低限度的建议保护，因为平均需要1.3公里(700米至3公里)的保护，才能确保至少50%的本地个体可能在保护区边界内活动(图4B)。对于研究充分的石斑鱼物种，保护区平均需要1.5公里宽(500米到4.5公里)才能提供这种水平的保护。
经修订的海洋保护区设计方案
在最后(第三次)会议上对所有结果进行评估和讨论后，Bungaiya社区成员决定优先执行沿近海边缘珊瑚礁延伸1.5-2公里的禁捕保护区，确保有效保护当地观察到的大多数渔业物种的50%个体。然而，与最初的计划类似，初始保护区的总覆盖率不应超过当地珊瑚礁的10%，因为更高的保护区覆盖率可能导致不可接受的短期渔获量下降(图2D)。因此，社区协商了一个修订的MPA设计方案。与最初计划建立四个小型保护区不同，社区决定优先在中部和北部地区的最优先位置建立两个较大的保护区，共覆盖约9%的本地珊瑚礁栖息地(图2H)。根据渔业模拟，修正后的MPA设计为估计将使珊瑚鳟鱼数量从5%恢复到11%的捕捞生物量(平均= 9%±4%)，与开放捕捞系统相比增加2.3倍。捕获量增加了一倍多，从40%恢复到可持续最大值的91%(平均= 77%±25%)。与最初提议的MPA相比，这些结果表明恢复的鱼类生物量增加了1.4倍，渔获量增加了1.9倍(图3)。在全面执行和监测与修订MPA设计相关的保护和渔业影响之后，社区计划在南部社区水域再增加一个保护区。这个南部保护区计划扩展到更大的区域，包括最初提议的保护区(R-S1和R-S2)和附近石斑鱼的推定产卵聚集地，达到禁捕区域覆盖所有本地珊瑚礁栖息地的16%。
讨论
多项研究强调了利益相关者参与MPA设计决策的重要性(Pollnac等人，2010年，Ban等人，2011年，2013年，Lopes等人，2013年，Christie等人，2017年)，这通常是一个政府协调(自上而下)的过程。我们的研究是一个自下而上的过程的例子，在这个过程中，社区开始与MPA设计专家合作，作为对测试和改进当前管理安排感兴趣的平等伙伴。结果表明，现代量化工具可以通过从鱼类和渔民的角度指定可能的MPA绩效，并受社会考虑的约束，从而支持社区决策，后者可能是持续支持MPA的当地支持的关键。
邦盖亚以社区为基础的MPA设计决策是考虑到MPA监测和执行在当地的可行性，以及MPA对当地和外部渔民的影响。这些考虑与许多集中的MPA设计项目不同，后者关注执行的经济成本和海洋保护协议设定的环境目标(Parson et al. 1992, Fernandes et al. 2005, Maes 2008)。广泛应用的保护区安置决策支持软件，如marx和Zonation (Ball et al. 2009, Lehtomäki和Moilanen 2013)已被开发出来，以支持这种集中式MPA设计项目，帮助确定跨广阔海洋区域的优先地点，在那里，保护区最有可能以最低的经济成本捕捉到独特或许多保护特征(Possingham et al. 2000, Ball et al. 2009)。空间优先排序软件如marx是高度灵活的(例如，Halpern等人，2013年，Krueck等人，2017年一个)，但Bungaiya的条件为定量优化储备配置提供了很少的空间。首先，规划区域只覆盖了沿14公里海岸线延伸的38平方公里的海洋。在这么小的范围内，我们发现几乎没有证据表明栖息地质量、鱼类数量或环境压力的梯度，可以根据关键的社会制约因素(如当地监测和执行的可行性)，对生物物理进行优先考虑。其次，大多数社会考虑因素，如计划使用保护区来监管外部渔民，都是定性的，这使得目前可用的任何决策支持工具的使用变得复杂，无法帮助同时优化环境、经济和社会结果(Plagányi et al. 2013)。
然而，渔业模拟突出了生态和社会理想MPA设计之间的地方分歧。综合了渔场、珊瑚礁栖息地、洋流和主要渔业物种的生物学特征的信息(Krueck等，2017b)，渔业模拟始终确定，北部社区水域的大型禁捕保护区是重建鱼类种群生物量和渔获量的最有效手段。相反，从社会的角度来看，社区的目标是在南部社区水域建立最大的保护区，在那里，它们预计将限制邻近社区的渔民，同时对当地渔民的影响很低。随后的MPA设计谈判主要集中在这个明显的冲突上。显然，即使是通用MPA设计指南(Roberts等人2003年，Gaines等人2010年，Green等人2014年，2015年，Krueck等人2017年)b)可以帮助确定在Bungaiya的社会和生态最佳MPA设计之间冲突的本质。然而，渔业模拟和保护区规模有效性的明确预测等量化工具的主要好处是，它们明确并可视化了与替代社区决策相关的预期保护和渔业影响。因此，MPA的性能可能得到了很大的提高。
Bungaiya社区最初设计的MPA包括四个小型禁捕保护区，其中两个位于南部社区水域，主要是为了限制外来渔民。这种对社会有利的MPA设计危害了鱼类种群和渔业的恢复，因为单个保护区相对于已知的成年礁鱼活动规模太小，无法期望得到有效的保护，而且由于保护区中生产的大多数鱼苗很可能被当地洋流带到社区水域以外的南方。相比之下，修订后的MPA设计只包括北部和中部社区水域两个相对较大的保护区，共覆盖约9%的当地珊瑚礁栖息地(与最初的建议相似)。根据订正的建议，个别保护区很可能在其边界内保护三至四倍以上的主要渔业种的个体，并在社区水域保留更多在当地生产的这些种的幼虫，从而支持未来的渔业生产力。
结论
据报道，一个社区与科学家的合作展示了参与式和自下而上的管理决策的潜在影响。参与式管理方法虽然非常有价值，但往往会延续政府和科学家以及他们选择邀请的人之间的不平衡权力关系(Lynch 2017)。我们相信，这里所记录的方法从根本上得到以下因素的支持:(1)社会科学家参与本地海洋管理问题的社区讨论长达一年;(2)本地环保人士在海洋及渔业保育方面的激励作用;(3)参与式实地工作;(4)一系列参与性社区会议，包括(5)MPA设计方案的持续指导和(6)基于中期评估、建模结果和现场调查结果的审查的渐进决策过程。促进知情的自下而上MPA设计的一个重要步骤是持续开发决策支持工具，社区可以使用这些工具来量化和可视化预测和观察到的MPA性能。
致谢
本研究得到了世界银行项目“捕捉珊瑚礁和相关生态系统服务”(CCRES)和澳大利亚研究理事会链接项目LP120200245和LP160100730的支持。我们感谢Bu Andi Rismayani和Bu Andi Ismainna在实地数据收集、举行社区会议和调解社区讨论方面提供的宝贵援助。我们感谢邦盖亚的村长Pak Agus Haryanto与CCRES社会科学团队联系，主持所有MPA设计社区会议，协调现场工作活动，以及他的热情好客。
文献引用
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