研究

社会-生态规模的不匹配与美国缅因州海胆渔业的崩溃

• 摘要
• 简介
• 背景
  • 缅因州海胆渔业的历史和管理
  • 基本的海胆生物学和生活史
• 方法与途径
• 资源的概念模型
  • 荒漠状态
  • 输送带状态
  • Kelp-dominated状态
• 个人收获策略
• 搜索和信息共享
• 讨论与结论
• 对本文的回应
• 致谢
• 文献引用

介绍

海洋渔业是未能以维持主要自然资源的方式管理人类活动的臭名昭著的例子(Pauly等人，2002年，Myers和Worm 2003年，Hutchings和Reynolds 2004年，Worm等人，2006年)。虽然已经确定了大量与可持续利用公共资源一致的前提条件(Ostrom 1990, Agrawal 2003)，但产生这些前提条件的动力仍然是研究和辩论的一个重要领域。例如，设计良好的产权制度，如共同管理制度，通常被认为可以对抗公地悲剧(Feeny et al. 1990)，但在某些情况下，它们可能导致破坏潜在人口结构和制度本身的捕鱼行为(Wilson 2006)。换句话说，在一个渔场运作良好的东西，在另一个渔场可能完全行不通;没有万灵药(Ostrom 2007)。我们在这里的目的是研究美国缅因州的海胆渔业，以更好地了解多尺度、社会和生物物理条件，这些条件对于设计可能能够维持资源的机构很重要。

出于以下原因，我们将注意力集中在规模问题上。许多学者将人类和自然耦合系统中的资源管理和可持续性问题(Liu等，2007)归因于社会(制度)和生态组成部分之间的规模不匹配(Berkes和Folke 1998, Young 2002, Borgström等，2006,Cash等，2006,Crowder等，2006,Cumming等，2006,Folke等，2007)。海洋中的空间尺度错配可能是司法边界过大或过小的结果，也可能是行政边界跨越重要生态边界的结果(克劳德等，2006年)。最关键的是，当管理机构的规模与生态系统的规模不一致时，结果是不完整或模糊的反馈，损害了学习和适应能力。这最终阻碍了维持资源的努力(Ostrom, 1990;Berkes et al. 2006;2006年威尔逊)。

渔民搜索和学习过程中产生的竞争和合作关系是自治或社区管理的关键要素(Wilson et al. 2007)。因此，我们还将分析重点放在渔业的精细尺度动态如何影响渔民对资源及其合作环境的知识规模。简而言之，管理规模直接影响渔民捕捞作业的规模、他们的学习和适应能力，从而影响他们可能合作采取集体行动的环境。

在世界渔业中，有一些成功治理的有趣例子(McCay和Acheson 1987年，Wilson等人2003年，Hilborn 2007年)，其中管理机构在适当的规模上充分限制渔民的捕捞行为(例如，Dyer和McGoodwin 1994年，Acheson 2003年，Basurto 2005年)。例如，缅因州的龙虾渔业是一个被广泛引用的成功自治的例子，其中非正式和正式的管理机构与资源的生态条件相匹配，以实现可持续的捕捞实践(Acheson 2003)。Basurto(2008年)说明了资源的生物和生态因素如何影响捕鱼做法，从而促进墨西哥加利福尼亚湾小规模捕鱼的可持续自我管理。在这个成功的自我管理案例中(Basurto 2005)，资源是固定的，捕鱼活动似乎与资源很好地匹配(Basurto 2008)。在这里，我们同样探讨了缅因州海胆渔业的特定社会、生态和治理条件如何影响渔民的捕捞策略，以及随后系统的整体可持续性。

如下所述，缅因州在1996年创建了一个共同管理系统。一个由工业成员和独立科学家组成的咨询委员会负责向国家管理人员提供管理咨询意见，并设立了两个管理区，但有一项了解，即当地的情况需要有更多的地方性规定。尽管共同管理通常被认为能更好地协调个人和社会利益，从而更有可能防止公地悲剧(Feeny et al. 1990)，但这显然没有在海胆渔业中发生;该系统一直无法阻止资源的迅速和持续消耗，更不用说重新建立存量。全州范围内的渔获量呈现出典型的繁荣与萧条，渔获量在1993年达到顶峰，随后下降(缅因州DMR渔获量;图1)随种群生物量耗竭的变化(Chen和Hunter 2003)。

缅因州并不是唯一一个尝试共同管理海胆的地方(Andrew et al. 2002)，也不是唯一一个这种共同管理尝试未能实现可持续资源利用的地方。加拿大新斯科舍省曾尝试以区域(或租赁)为基础的海胆管理，但这一系统未能取得成功，显然是因为管理区域的规模与渔民适当管理其全部租赁范围的能力不匹配(Miller和Nolan 2008)。日本和墨西哥也进行了以社区为基础或共同管理海胆的努力(Andrew et al. 2002)，取得了类似的结果(Berkes et al. 2006, Andrew et al. 2002)。在智利，领土使用者权(TURFs)管理着多种底栖生物物种，维持海胆渔业的努力似乎取得了更大的成功(Moreno等，2007年)。对这些其他海胆共同管理系统的全面评估超出了本文的范围，但它们相对统一的结果强调了管理海胆和其他定居物种渔业的全球挑战。

我们对缅因州渔业的考察主要集中在其精细规模的动态。过度捕捞的特点是非常局部的地方(这里称为“壁架”)从海胆为主转变为海带为主的稳定状态。在海胆占主导地位的状态下，海带和其他海藻几乎不存在，除非在高湍流的区域，例如暴露的海岸线的浅层区域。海带占主导地位的状态发生在海胆被收获时。这使得海带得以生长。海胆捕食者占领了海带，并消灭了当地的海胆种群，导致了当地系统的一个新的稳定状态(McNaught 1999, Steneck et al. 2002)。当考虑到这些精细尺度的机制时，总登陆量的下降(图1)被视为个体岩架的连续过度捕捞，也就是说，其结果是局部系统“翻转”，而不是整个海岸海胆密度的均匀减少(图2)。这对生物尺度具有重要意义，在生物尺度上可以找到关于人类影响机制的反馈。

我们从一些必要的背景信息开始，介绍我们的分析结果，并简要审查了加拿大大西洋和智利的海胆管理机构。最后，我们对管理机构的设计提出了一些可能有助于维持缅因州渔业的启示。

背景

在本节中，我们简要介绍海胆的历史、管理和生物学方面，Strongylocentrotus droebachiensis，这与理解渔民的捕捞策略最为相关。这些因素极大地影响了渔民从与资源和其他渔民的互动中得到的反馈的性质。正是这种反馈推动了渔民的捕捞战略，以及他们可能在何种条件下合作或以其他方式从事资源可持续性所必需的做法。

缅因州海胆渔业的历史和管理

缅因州海胆渔业的诞生和濒临死亡是全球海胆资源连续枯竭的一部分(Botsford等人，2004年，Berkes等人，2006年)。从20世纪50年代到80年代，缅因州有一个小型渔场。在20世纪80年代中期，由于国内供应的损失，日本市场的进口开始从越来越远的地方到达(Berkes et al. 2006)。1987年，这个市场到达缅因州，引发了爆炸性的繁荣。海胆广泛分布于浅海，近岸海底为海胆贫瘠区。这种令人难以置信的丰富使得捕捞非常容易，即使价格相对较低，也产生了巨大的收入，导致渔业的快速增长。最初的收获集中在该州的西南部地区，靠近第一批买家和加工厂的位置，但迅速向东扩散(图1)。先前形成的业务关系导致了关于市场机会的知识的快速传播，并且很少或不需要新的当地基础设施(Laur 2001,2005)。

1987年，进口了635,040公斤，总价值为236,391美元(图1)。1993年，进口总量达到顶峰，约为19,051,200公斤，而1995年的收入达到峰值，为3,550万美元。到1994年，近3000名有执照的潜水员(使用水肺)和拖曳器(使用轻型底部拖网设备)收获了资源(图3)。潜水员目前占约60%的渔获量，低于约80%;拖曳现象在缅因州东部(第2区)更为常见，那里的渔业持续存在，深度、强烈的潮流和由此产生的湍流使潜水更加困难(图3)。

20世纪90年代初，负责管理该州渔业的缅因州海洋资源部(Maine DMR)成立了一个非正式的咨询委员会，成员包括科学家和业内人士。从1992年开始，缅因州DMR要求渔民获得捕捞海胆的特殊许可证。第二年，更多的规定开始生效，包括5.1厘米的最小尺寸，潜水员和投标人员的许可证要求，夏季的禁渔期，以及对海底拖网的大小的限制。1994年，国家暂停发放许可证，并根据季节设立了两个捕鱼区(图4)。设立这两个管理区的理由是产卵的时间，产卵从西南部开始，沿海岸扩散大约需要4周时间(Seward 2002)。

1996年，随着海胆区委员会的成立，正式建立了共同管理系统。理事会最初成立时由大约18个成员组成。7名成员由行业选举产生，其余由缅因州DMR任命。行业成员包括三个拖曳者、三个潜水员、一个买家和一个加工者。此外，两名独立(非政府)科学家被任命为理事会成员。同年，设立了开放和封闭季节(第1区开放150天，第2区开放170天)。从那时起，渔业管理主要是根据理事会的建议，通过投入控制，如减少允许捕鱼天数、季节和最小和最大规模限制。此外，还有数据报告要求和支持研究和管理的费用。根据理事会的建议和偏好，对渔业的管理没有总捕捞量或个别捕捞量的限制，正如我们在下面指出的那样，这很可能是非常无效的。具体的规定因地区而异，因为在数量和繁殖时间上的地理差异。由于该机构的财政资源有限，条例往往仅限于可执行的措施。 These management rules have not been conducive to sustainable use, and informants uniformly note the absence of informal, self-governance. When co-management started in 1996, statewide landings were 11,702,880 kg; during the first decade of the this century, landings declined from an average of about 3,719,520 kg worth about US$11 million to less than 657,720 kg worth US$1.8 million. Most landings are now taken from Zone 2 because urchins are economically extinct in western Maine (Fig. 1).

基本的海胆生物学和生活史

海胆生活的深度范围从低潮间带的潮池到300米，尽管它们在50米的浅潮下区最常见。海胆呈斑块状分布;它们最常出现在岩石底部地区(这里称为岩台)，但也出现在深水的砾石底部，偶尔也出现在沙子上(Scheibling and Hatcher 2007)。科学家和潜水员还报告说，他们在泥地上发现了它们，它们似乎以零星生长的硅藻为食。密度下降到深度20至30米以下，这通常是岩石潮下带的下限。它们的上限随波浪作用和冰冲刷而季节性变化(Scheibling and Hatcher 2007)。

海胆通常是杂食动物，但它们对大型褐藻表现出明显的食物偏好，这些藻类形成了它们的主要饮食，无论是附着的叶子还是漂浮的海带(Larson et al. 1980, Vadas et al. 2000)。海胆可以探测到几米外的食物，并聚集在食物周围作为回应(Vadas和Beal 1999)。它们以漂浮的海带为食的能力使它们能够在它们喜欢的食物不生长的地方生存(例如，在漂浮的海带可能聚集的光带以下的地方)。在没有大型藻类的情况下，它们可以通过吃其他食物来生存，但生长和繁殖会减少(Larson et al. 1980)。

在海带放牧的集合体中，喂养良好的海胆具有较高的体细胞生长率和性腺指数(Scheibling and Hatcher 2007)。海胆卵在秋季和初冬膨胀，而在春季产卵(Vadas和Beal 1999)。鱼子在秋末和冬季最有价值，因为它的颜色、质地和味道都受到日本市场的青睐。海胆通常在第三年产卵，那时它们的直径为2.5至3.8厘米。一只雌海胆可以产1000万颗卵，也就是说，一只8.0厘米的海胆。海胆卵的颜色、质地、大小和味道因海胆吃什么、性别、季节和栖息地条件而异。日本市场偏爱大而结实的淡黄色鱼子。

海胆和海带群落之间的强烈互动是有充分记录的(mcaught 1999;哈里斯和泰瑞尔2001;Steneck et al. 2002, Steneck et al. 2004)。Meidel和Scheibling(2001)描述了由于海胆数量和进食行为的变化而导致的群落状态的变化。当海胆数量较少时，海带床就会茁壮成长。海胆以海带(漂藻或林下植物)为食，从而生长和繁殖。随着它们密度的增加，大型海胆聚集成“放牧阵线”。由于它们在这个时候以海带为食，沿着喂食线，它们的生长和繁殖仍然很高。最终，随着饲料的减少和当地人口的增加，海胆的营养状况下降，导致生长和繁殖的减少。这些海胆荒地一直存在，直到海浪作用、冰冲刷或收割将海胆清除。 Once urchins are eliminated, diatoms and then macroalgae grow rapidly; kelp beds can become re-established within 2 to 3 years if urchins do not repopulate the ledge. The relevant spatial scale of these processes is on the order of 10 to 200 m²．在一个未收获的系统中，由于水运动、风暴和冰的不同影响，附近岩架的状态可能有很大差异。海胆在海藻床上的重新定居是通过幼虫的定居发生的，如果它们存在，附近的海胆会从更深的水域迁移过来。

Miller和Nolan(2008)在更广泛的范围内描述了海胆在新斯科舍省东岸的迁徙。这发生在由一种可消灭25米深处海胆的paramoeba引起的广泛、反复的死亡事件之后。海胆形成了“一个缓慢移动的带，从深水到大型植物床的边缘(在浅水)，在那里进行收割”(Miller and Nolan 2008;另见Scheibling et al. 1999)。缅因州的疾病似乎没有新斯科舍省流行，因为浅水要冷得多;然而，20世纪70年代，在缅因州东部极冷的水域中，也发现了类似的移动模式，不伴随疾病，而且显然发生在更短的距离内(B. Vadas，个人观察)，潜水者也常报告这种情况。这两种迁徙的共同点是将海胆从浅水中移走。

在缅因州，即使是在浅水海胆濒临经济灭绝的地区，海胆的幼虫产量似乎也没有任何短缺(mcaught 1999)。然而，由于螃蟹捕食新来者，礁架的重新繁殖可能受到限制(Scheibling 1996, Steneck et al. 2002)。Steneck等人(2002)描述了缅因州的这种局部系统翻转，这是由于密集收割海胆去除造成的。海胆的灭绝可以增加海带森林的生长，为大型螃蟹提供有利的栖息地，这反过来又阻止了海胆的招募。这种海带主导的状态似乎相对持久和稳定;被采访的参与者无法回忆起任何一个窗台回到有海胆存在的状态的例子。

方法与途径

在这项研究中，我们采用了民族志的方法，依靠半结构化访谈，以及我们对该地区渔民和渔业的集体长期经验和观察。访谈的直接目的是了解渔业的生物物理和社会过程，以便将其纳入适应行为的计算模型(Holland 1986, Wilson et al. 2007)。下面的描述不描述建模方法;相反，它强调对渔业的多尺度动态进行定性了解所必需的多学科工作。这种理解被用来设计计算模型。

我们对缅因州海胆行业的关键信息提供者进行了11次半结构化访谈(Bernard 2006)。所有人都被认为是领导者，拥有自20世纪80年代末成立以来的渔业知识和经验。根据缅因州科学家的建议，我们采用了雪球抽样方法。受访者包括9名潜水员、1名船员/船长和1名买家。我们关注的是潜水员，因为直到最近，大约80%的着陆都是由潜水员完成的。随着渔业的衰落和东移，这个数字已经下降到60%左右。除了两名接受采访的行业成员外，其他接受采访的行业成员都是海胆区委员会(Sea Urchin Zone Council)的前任成员或积极参与者。该委员会是1996年推出的共同管理制度的核心行业咨询小组。此外，我们还采访了三位参与渔业科学和管理的政府科学家和四位学术科学家。其中两名学术科学家曾是海胆区委员会的成员。

访谈时间从1.5小时到3小时不等，以关于渔业作业和市场的机制以及渔业从丰富到匮乏的一段时间内的变化等一般性问题为指导。这些采访让我们了解了多个层面的捕鱼策略和操作，从海底的潜水员，到船上的船长，再到码头的买家，最终以日本为基地的全球市场。所有的采访都被记录下来，并从这些记录中做了详细的笔记;只有部分采访被转录。此外，与其他两名学术渔业科学家的讨论以及与其他潜水员和拖曳者的一些不太广泛的非正式谈话，使人们对这一渔业的动态有了更多的了解。

资源的概念模型

根据我们对访谈的分析，我们描述了许多渔民和科学家似乎共享的资源的概念模型。模型中的主要动态过程涉及海带生长的不同速率、海胆对海带的放牧和海胆的移除。通常，当海带和海胆同时存在时，海胆倾向于聚集在海带生长边缘的前沿。渔民们称这为食料线，海胆从深水和贫瘠地区到海带生长的运动称为“传送带”。传送带通常被描述为海胆从深水中垂直移动，但很明显，水平移动也会发生，这取决于洋流和海带和饥饿的海胆的位置。科学文献描述海胆的运动几乎是随机的，除非海胆能感觉到海带或海胆粪便(B. Vadas，个人沟通)．此外，我们还开发了一个简单的细胞自动机(Netlogo类型)模型，该模型表明科学家和渔民的观察结果完全一致。在相对较短的距离(约10米)内，有能力感知食物的随机运动产生了渔民观察到的运动和喂食线。

下面，我们简要介绍了对这一概念模型至关重要的三个关键状态(表1)。然后，我们描述了由此产生的收获策略和行为，这些策略和行为会影响该渔业的合作或集体行动的激励。这两种描述都是综合从渔民和科学家那里获得的信息。

荒漠状态

1986年渔业开始时，海底的特点是海胆贫瘠，有大量几乎饿死的海胆，鱼卵质量很低(表1a)。一位买家解释说，这种贫瘠的状态是渔民当时获得如此低价格的原因。一位渔民解释说:“如果你在海底有太多(海胆)，你就会有很多垃圾。你会带来很多…但你不会得到很多报酬。”在这种情况下，渔民们几乎收获了他们能找到的一切。不幸的是，这导致了大量的海胆浪费。

输送带状态

随着渔业减少海胆种群的规模，通常是在“礁石的顶部”，海带生长发生，剩余海胆的质量由于食物竞争减少而提高。正如一位渔民解释的那样，“随着时间的推移，我们会在海胆太多的地方捕捞……这些地方的质量越来越高……随着密度的降低。在最初的几年里，情况好转了很多，海带开始提前回来。”

在这种中间状态下(表1b)，潜水员描述优先从壁架上收获海胆，特别是在喂食线上，海胆以海带或其他海藻为食，可以获得高质量的鱼卵和更好的价格(表1b)。一名潜水员解释说，“海胆是如何穿越不毛之地的……它们会吃饲料。他们会得到很好的[提高他们的质量]……(我们)总是会运行饲料管线，把所有的海胆都放在饲料管线上。”

他们进一步报告说，当海胆被移出喂食线时，来自更深水域的新海胆在向上觅食时补充该区域;这就是传送带(表1b)。正如一名潜水员解释的那样，“我们会把那些鱼留在喂食线以下。它们会进入饲料。甚至几个月后，它们就可以收获了。”另一名线人解释潜水员:“(他们会)把那些在前面喂食的鱼带走，然后把它单独放上几个星期，然后再回去。”

Kelp-dominated状态

渔民还描述了广泛捕捞后系统以海带为主的状态(表1c)。正如一位渔民解释的那样:“你可以看到海带年复一年地增长……海带越来越大了…我们在这里工作了好几年，但现在都是海带。”据线人描述，这种状态以海带为主，但也缺乏海胆:“只有大量的杂草[海带]，没有海胆——更多的杂草，因为它没有被海胆吃掉。”你只会看到海带和长春花的巨大爆炸——只是海胆被清除，还有更多的龙虾。”

渔民们经常强调，这些变化是由于他们认为不可持续的捕捞做法。用一位渔民的话来说，“真正造成很大破坏的是那个潜水员……即使质量很低，也要不停地敲打。他们只是把一个区域打得死死的，然后这些区域就会进入另一种稳定状态。[将其确定为“交替稳定状态”反映了上述潜水员对共同管理系统的参与以及他与科学家的互动。虽然不是所有的潜水员都这么说，但所有的潜水员都认为，这个系统被海带所主导，礁石上没有海胆。因此，在这种情况下，渔民不再从这些地区捕捞。

个体收获策略

上面描述的概念模型与渔民采用的捕捞策略密切相关(表1)。在渔业初期，在贫瘠状态下，最常见的捕捞策略是强调数量和最低可接受的质量水平。海胆质量的测定是有问题的。在这种情况下，价格通常基于可接受的平均质量水平(Wilson 1980)，但确定质量的难度也会鼓励玩家玩游戏。在我们的采访中，我们听到了海胆买家和收割机之间试图欺骗的例子。例如，一位渔民解释说，他们经常会“得到四五盘质量不太好的东西(低质量的)，但他们会去买好东西，这样就平均了。”这是合理的，因为渔民认为买家还使用了一些欺骗性的做法，比如称海胆的秤不准确，这往往会降低渔民的收入。

这些市场条件反映在渔民的捕捞策略中。在一个非歧视的市场中，除了剔除成本低之外，几乎没有什么动力让任何人留下任何海胆。此外，这种资源本质上是开放获取的，这意味着留下的海胆，无论质量如何，都有可能被其他海胆带走，也没有什么动力留下任何海胆。毫不奇怪，在渔民中有一种看法，认为其他渔民不关心资源的未来，因此，不能信任其他渔民不捕捞小的或低质量的海胆。一位渔民解释说:“我知道有人会说，‘我要把最后一条都钓上，然后再做点别的。’……人们会说，‘为什么要延长这个期限?让我们收拾干净，继续前进吧。’他们确实做到了。”

一名潜水员谈到，海胆渔民以只关心钱而不关心资源而闻名。他描述了一种不愿精挑细选的动机，但仍暗示自己是例外之一:“在很大程度上确实如此。我曾有过这样的经历，那时我想，‘没有其他人在处理这个问题，我为什么要做?其他人都不担心小问题。“但我不能那样做。我想在第二年赚钱。我不去打扰那些小家伙，因为我希望他们明年还会在那里。”据另一名潜水员说，“较好的潜水员一次只挑一条，把大的和小的都放在一边。”但并非所有的渔民都是有选择性的。许多人会“把所有的东西都耙到一个袋子里，送上去，然后在船上挑选;很多这样的小家伙都撑不过去。”

一些渔民还认为，无选择性的捕捞策略是渔船和渔民拥有的设备的一个属性。小型渔船渔民——6 - 9米长的船，有时被称为“狼群”或“蚊子队”——能够进入的地方受到船只大小的限制。与大型船只相比，它们必须在更靠近海岸的地方捕鱼，而且在大风条件下无法安全作业。由于这些限制，他们不能有选择性，更有可能“直接耙”，拿着他们找到的任何东西，在船上挑选。他们的最大利益是，在他们能找到东西的时候，拿走他们能找到的东西;如果他们遇到质量更好的海胆，他们总是可以在稍后丢弃低质量的海胆，但至少他们能够在一天结束时为市场带来一些东西。有可能限制潜水员捕鱼天数的规定也鼓励了类似的行为。

随着渔业的成熟，买家变得更加挑剔，更经常使用价格来区分不同质量的海胆。市场的这一变化导致收获的选择性更大。如前所述，渔民开始在礁石的顶部工作，把海胆留在更深的水里或不毛之地，而这些地方的海胆越来越少。几年来，有一个小市场将活海胆运往日本。在这个市场上，买家为持续优质的海胆支付了可观的溢价(约为现行价格的两倍)。提供这些买家的渔民似乎与买家建立了持久的一对一关系。这些关系似乎缓解了质量确定问题，导致渔民进入这个市场进行选择性捕捞，因为这样做有回报。

搜索和信息共享

渔民对资源的了解和他们获取资源的方法是他们与其他渔民之间竞争与合作关系的主要决定因素，这被认为是自治或社区管理的关键因素。当渔民寻找流动资源时，共享的优势是非常有益的，如果渔民能够制定公平互惠的规范，就会发挥作用(Wilson 1990, Wilson et al. 2007)。然而，在海胆渔业中，信息共享，甚至最基本的自治形式似乎都不存在。原因是资源是固定的，即使渔民对可能搜索的地方有很好的感觉，这种知识是相当持久的;因此，大多数渔民都知道它，并不是合作的基础。

我们的采访表明，一些对海胆潜水员有价值的知识是广泛存在的，而且相对持久。例如，海胆可能的栖息地的位置在任何导航图上都很明显。因此，关于资源的大范围属性的知识几乎没有竞争价值。其他知识是精细的、私人的、短期价值的，并且被严密保护着。这一知识涉及到特定壁架的当前状态。它能提高跳水运动员的竞争地位，因此具有相当大的价值。

过于简单地说，一个矿车可能会遇到三种非常不同的资源状态。

1. 一种贫瘠的海胆，其中有大量饥饿或喂养不足的海胆(表1)。当整个渔业都处于这种状态时，关于资源的知识价值接近于零，因为任何人都可以找到海胆。
2. 一种中间或传送带状态，在这种状态下，礁石已被打捞上来但尚未翻转(表1 b)。这是一种动态状态，在这种状态下，资源的可收获条件可能在短时间内因收获或天气而发生不可预测的变化。渔民对礁石当前状态的任何知识都是有价值的，因为这是什么时候可以收获最有利可图的礁石的关键。这是渔民谋生所需要的知识。
3. 海胆绝迹，海带占主导地位的礁石，在那里的采收引起了当地系统的翻转(表1 c)。这是一种长期或稳定的状态;在这种情况下，渔民对礁石的了解的主要价值在于避免徒劳的搜寻。

我们的采访表明，渔民们头脑中有一份大量寻找海胆的好地方清单——“传送带”平台;了解搜索位置的时间相当长，但任何输送带架架的当前状态只能通过直接观察来确认。岩壁的可收获状态取决于最近的收获活动，海带的生长和海胆到岩壁顶部的运动(Vadas和Beal 1999)。这种反应的速度因壁架的不同而不同，这取决于一年中的时间、扰动的深度以及海胆必须游到顶部的距离。岩脊的地形也很重要。海胆可以相当迅速地移动到陡峭斜坡的“顶部”;另一方面，一个长而浅的斜坡，可能容易在大面积内移除海胆，这使得海胆很难“从底部向上移动”以啃食海带生长;这允许捕食者的增长，并增加了窗台过渡到翻转状态的可能性。

如果不是因为其他渔民的捕捞活动，潜水员可能能够很好地预测各个岩架上的状态。但是，渔民很难跟踪其他收割机的活动;因此，他们决定在某一天去哪里捕鱼，取决于他们对自己最近活动的了解，以及对“有希望的”礁石的昂贵而快速的搜索，这些礁石最近没有被他们捕捞过，但可能被其他渔民捕捞过。在目前的渔业中，搜索的成本特别高，因为只允许在有限的几天内捕捞:西部(第1区)为10天，东部(第2区)为45天。因此，花费在搜索上的精力减少了宝贵的捕捞时间。渔民们为了适应这种情况，在渔场关闭的日子里进行搜索，特别是开发了能够快速评估礁石的探索技术，例如，在退潮时开车经过礁石，使用玻璃底桶，必要时，在水中进进出出进行短暂潜水。我们所有的线人都报告说，当海胆以这种方式被发现时，搜索就会停止，收割就会开始。发现和收获之间的这种紧密联系几乎没有给互惠信息共享留下任何空间。即使在夜幕降临时不得不放弃一个有利的平台，分享位置的知识也只是意味着早上不必要的竞争。正如我们的一名线人所说，这就像“把我的钱包递给那个家伙”。

简而言之，以下所有因素结合在一起几乎消除了信息共享的任何好处:定居后海胆生活史的特定规模、海胆和海带相互作用的动态、决定海胆贫瘠和海带主导地位的生物阈值、市场对捕捞实践的影响，以及潜水员面临的预测和搜索问题。因此，没有可能有助于有效收获或作为成功集体行动基础的长期或甚至短期合作关系或非正式规则。从这个精细的角度来看，目前用于管理渔业的广泛规则，包括共同管理制度，似乎与资源的可持续性几乎无关。它们没有解决决定每个壁架可持续性的生物动力学问题，也没有限制开放获取的激励措施。这一观点表明，更精细的规模管理和独家版权计划可能会抑制开放获取的激励;然而，正如我们下面讨论的那样，沿着这些路线设计并在加拿大大西洋省份应用的政策似乎没有产生预期的结果。

讨论与结论

海洋中的规模不匹配导致管理机构无法获得关于人类活动影响的适当反馈;这会损害学习和适应能力，是资源枯竭的常见原因(Berkes和Folke 1998, Young 2002, Berkes等人2006,Crowder等人2006,Wilson 2006, Folke等人2007)。缅因州海胆渔业的管理包括准入限制和共同管理结构，这两者都被认为是避免公地悲剧的必要条件(Feeny et al. 1990, Wilson et al. 2003)。然而，这种资源继续减少，仍然处于枯竭状态。我们的分析表明，缅因州海胆渔业下降的最根本原因是规模不匹配;共同管理的规模与适合可持续发展的生物规模不一致。

如果缅因州海胆渔业有任何可持续性的生物物理基础，那似乎是在每个礁石上的传送带的管理，在那里，系统还没有转变为海带主导的状态。然而，传送带的规模远远小于单个捕捞作业的相关规模(可能在10到15个平台的量级)，当然也远远小于每个海胆共同管理区160公里或更多的范围。资源的社会和生态动态所产生的激励因素使个别渔民几乎不可能保护资源，因为他们不能保证其他人也会这样做。因此，出于所有实际目的，管理机构的规模在与渔民行为和海胆生态最相关的规模上维持开放准入制度，导致了公地悲剧的局面。因此，正如政府控制和私有化并不总是能够避免公地悲剧(Feeny et al. 1990)，共同管理有时也不足以实现可持续性。该案例强调了关注人类与自然耦合系统的精细尺度动态的重要性，以及根据当地情况制定管理规则的必要性。

例如，在缅因州的海胆渔业中，特殊的社会和生态条件表明，适当的管理制度应该是一个渔民或一小群渔民对一个海湾的一个或一组礁石拥有独家捕捞权。从理论上讲，这样的制度更有可能激励渔民实践可持续的捕捞技术，因为他们将得到保护的好处。然而，加拿大和智利等地也曾尝试过这种独家采收权制度，结果好坏参半。

在加拿大新斯科舍省的东岸尝试了个体租赁的方法(Miller和Nolan 2008)。租赁者被授予专属的海洋区域使用权，并负责管理其区域内的鱼类(Miller 2008)。他们被要求参与监测和提高，但不受季节或捕捞限制。改进包括将海带移到海胆过度拥挤或饥饿的地方，并根据需要调整收获强度，以保持馈线(或放牧前沿)在可接受的深度。这一制度让渔民在瞄准高价时拥有了更大的灵活性，因为他们可以把海胆抛在后面，“而不用担心把它们的库存卖给另一个渔场”，甚至有时因为价格低而拒绝出售海胆。承租人有选择性地捕捞，但从事最小存量提高(Miller 2008)。加拿大官员报告说，这种租赁方式是不成功的，部分原因是租赁的规模往往太大，个人持有人无法管理(Miller和Nolan 2008)。此外，对疾病的恐惧可能足以阻碍渔民对渔业的未来进行投资。渔民将他们的收获努力集中在他们专属区域内的几个生产性地方，米勒(2008)称之为区域高分级。在为期4年的试验期结束时，14个租赁区中只有1个符合良好管理的标准(即，在小于6米深的喂食线前方小于1000米)。 It is also not clear from the Canadian scientific literature or from our brief discussions with scientists and one fisherman whether other aspects of the fishery, outside the control of leaseholders, led to the apparent reluctance to invest in the resource. Maine’s sea urchin fishery, at least so far, has been relatively immune to the disease that affected the Nova Scotian fishery, although there was a small outbreak in 1999. More data are needed to assess if key differences in biophysical circumstances (mainly temperature and oceanographic conditions) in Nova Scotia imply different outcomes from such a leasehold system in Maine.

另一方面，针对包括海胆在内的底栖生物物种的基于区域的管理系统似乎在智利运行良好(Moreno et al. 2007)。20世纪80年代经济自由化后，智利立法为小规模渔民指定专属捕鱼区，并引入了管理区的概念(Cancino et al. 2007)。在这种以权利为基础的管理制度(称为TURFs(渔业的领土使用者权利))中，渔民协会被分配给各地区的专属捕鱼权。在草皮系统内的海胆管理中，渔民在顾问的帮助下评估其区域内资源的丰度并确定种群状况(Moreno et al. 2007)。该系统“在保护和管理包括海胆在内的有价值的底栖物种的手工渔业方面取得了成功”(Moreno et al. 2007:46)。

在这一区域，渔业具有高度的流动性，并在覆盖四个纬度的区域内进行扩张和收缩(Moreno等，2007年)。Moreno等人(2007)将该地区海胆渔业的动态描述为二十年的“枯竭和恢复”，而不是像缅因州那样出现长期的连续枯竭。与我们在缅因州看到的情况类似，他们报告说，短期的恢复可能是海胆从避难区转移到枯竭地区的结果，渔民报告说，在潜水员无法到达的深度避难。他们还报告了渔民“耗尽一种商品”的普遍做法procedencia(捕鱼区)在季节开始时，暂时放弃，然后在季节结束时返回。”一项探索空间显性管理策略的研究发现了“不同规模的渔业区域自发旋转”和“大片未收获区域”(Moreno et al. 2007:56)。尽管智利的渔业采用了与缅因州类似的管理系统，即有限的获取权，但没有独家捕捞权，智利的渔业似乎避免了缅因州渔业中出现的那种地方一级的连续枯竭。

在缅因州，过度捕捞造成的长期的、几乎是永久性的后果可归因于当地系统的翻转。如果缅因州没有这种门槛，渔业的历史可能会大不相同。在智利，这些门槛效应似乎不是一个问题，尽管在招聘和定居后的过程中存在不确定性(Moreno et al. 2007)。未来的研究应旨在更好地了解推动智利渔业发展的生态环境，以便更好地评估缅因州基于区域的管理系统的可行性。

对这些案例和其他案例的深入分析超出了本文的范围。然而，这些案例研究清楚地提醒我们，可持续的资源利用需要使规则适应当地特殊情况的机制。在智利或加拿大可行或不可行的方法，在缅因州可能不会产生相同的结果，因为对可持续性最重要的特定社会和生物物理条件各不相同。制度设计必须考虑如何以与特定资源的特定精细社会和生态动态相一致的方式约束渔民的行为。遵循Ostrom(2007)的观点，我们重申没有万灵药。从我们的角度来看，如果我们要评估特定管理机构的可行性，就必须了解精细尺度上耦合的自然和人类系统。

最后，我们的访谈和相关的科学文献表明，影响该渔业可持续性的因素必须在相对精细的规模上建模。最终以广泛枯竭的形式出现的机制发生在单个礁架的规模上(图2)。从这个角度来看，过度捕捞问题的通常的广泛视角(如图1所示)除了作为与实际枯竭机制无关的广泛统计描述外，没有任何意义。在一个零散复杂的环境中，过度捕捞是一个相对精细的过程，它将一块一块地、离散地、局部地聚集在一起。因此，在更大的尺度上对渔业进行建模并不是捕捉影响可持续性的动态的一种方法，而且正如渔业的历史所表明的那样，在这种尺度上建模显然不能为实际管理提供见解。

文献引用

艾奇逊，J. M. 2003。捕获公地:设计机构来管理缅因州的龙虾业。新英格兰大学出版社，黎巴嫩，新罕布什尔州，美国。

阿格拉瓦尔，A. 2003年。公共池资源的可持续治理:背景、方法和政治。人类学年鉴32:243 - 262。http://dx.doi.org/10.1146/annurev.anthro.32.061002.093112

Andrew, N. L, Y. Agatsuma, E. Ballesteros, A. G. Bazhin, E. P. Creaser, D. K. A. Barnes, L. W. Botsford等，2002。世界海胆渔业现状与管理。海洋学与海洋生物学年度评论40:343 - 425。

巴苏托，2005年。当地设计的准入和使用控制如何防止墨西哥小规模渔业社区的公地悲剧。社会与自然资源18(7): 643 - 659。http://dx.doi.org/10.1080/08941920590959631

巴苏托，2008年。支持海洋自治的生物和生态机制:墨西哥塞里卡洛德哈查渔业。生态与社会13(2): 20。(在线)网址:www.www.dpl-cld.com/vol13/iss2/art20/．

贝尔克斯，F.和C.福尔克，1998。将社会和生态系统联系起来，以提高复原力和可持续性。页1 - 25在F. Berkes和C. Folke，编辑。连接社会和生态系统:建立复原力的管理实践和社会机制．剑桥大学出版社，纽约，美国。

贝尔克斯，F.， T. P.休斯，R. S.斯坦内克，J. A.威尔逊，D. R.贝尔伍德，B.克罗纳，C.福尔克等。2006。全球化，流寇，海洋资源。科学311(5767): 1557 - 1558。http://dx.doi.org/10.1126/science.1122804

伯纳德，h.r.， 2006。人类学研究方法:定性方法和定量方法．第四版。阿尔塔米拉出版社，核桃溪，加利福尼亚州，美国。

Borgström, S. T.， T. Elmqvist, P. Angelstam和C. Alfsen-Norodom。2006.城市景观管理中的尺度不匹配。生态与社会11(2): 16。(在线)网址:www.www.dpl-cld.com/vol11/iss2/art16/．

博茨福德，L. W.， A.坎贝尔，R.米勒，2004。北美海胆渔业管理中的生物参考点。加拿大渔业和水产科学杂志61:1325 - 1337。http://dx.doi.org/10.1139/f04-131

坎西诺、内田、维伦。2007。TURFs和itq:集体决策vs.个人决策。海洋资源经济学22:391 - 406。

卡什，D. W.阿杰，F.伯克斯，P.加登，L.勒贝尔，P.奥尔森，L.普里查德和O.杨，2006。规模和跨规模动态:多层次世界中的治理和信息。生态与社会11(2): 8。[在线]网址:www.www.dpl-cld.com/vol11/iss2/art8

陈，Y.和M.亨特，2003。评估绿海胆(Strongylocentrotus drobachiensis)美国缅因州的库存。渔业研究60(2 - 3): 527 - 537。http://dx.doi.org/10.1016/s0165 - 7836 (02) 00082 - 6

克劳德，L. B.， G. Osherenko, O. R. Young, S. Airame, E. A. Norse, N. Baron, J. C. Day, F. Douvere, C. N. Ehler, B. S. Halpern, S. J.兰登，K. L.麦克劳德，J. C. Ogden, R. E. Peach, A. A. Rosenberg, J. A. Wilson. 2006。解决美国海洋治理中的不匹配问题。科学313(5787): 617 - 618。http://dx.doi.org/10.1126/science.1129706

卡明，g.s.， D. H. M.卡明，C. L.雷德曼。2006。社会-生态系统中的规模错配:原因、后果和解决方案。生态与社会11(1): 14。(在线)网址://www.dpl-cld.com/vol11/iss1/art14/．

戴尔，C.和J. R.麦克古德温。1994.世界渔业的民间管理:对现代渔业管理的启示。科罗拉多大学出版社，尼沃特，美国科罗拉多州。

D.菲尼，F.伯克斯，B. J.麦凯和J. M.艾奇逊，1990。公地悲剧:22年后。人类生态学(1): 18 -。http://dx.doi.org/10.1007/BF00889070

福尔克，C.， L.普里查德，F.伯克斯，J.科尔丁和U.斯维丁。2007。生态系统和制度之间的契合问题:十年后。生态与社会12(1): 30。(在线)网址://www.dpl-cld.com/vol12/iss1/art30/．

哈里斯，L. G.和M. C.泰瑞尔，2001。缅因州海湾不断变化的社区状态:入侵者、过度捕捞和气候变化之间的协同作用。beplay竞技生物入侵3:9-21。http://dx.doi.org/10.1023/A:1011487219735

希尔伯恩，R. 2007。确定渔业的成功和目标的冲突。海洋政策31(2): 153 - 158。http://dx.doi.org/10.1016/j.marpol.2006.05.014

霍兰，1986。避免脆弱性:通用学习算法应用于基于规则的并行系统的可能性。593 - 624页在R. S. Michalski, J. G. Carbonell和T.M. Mitchell，编辑。机器学习，一种人工智能方法．摩根·考夫曼，旧金山，加州，美国。

哈钦斯，J. A.和J. D.雷诺兹，2004。海洋鱼类种群崩溃:对恢复和灭绝风险的后果。生物科学54(4): 297 - 305。http://dx.doi.org/10.1641/0006 - 3568 (2004) 054 (0297: MFPCCF) 2.0.CO; 2

拉尔森b.r.， R. L.瓦达斯，M.凯泽。1980。海胆的摄食与营养生态学Strongylocentrotus drobachiensis在美国缅因州。海洋生物学59:49 - 62。http://dx.doi.org/10.1007/BF00396982

2001。工作海滨的灵活生产:西北大西洋海胆产业的社会起源。农村社会学66:532 - 556。http://dx.doi.org/10.1111/j.1549-0831.2001.tb00083.x

劳拉，S. R. 2005。新兴资源产业中的创业过程:缅因州海胆产业中的社区嵌入性。农村社会学70:145 - 166。http://dx.doi.org/10.1526/0036011054776406

刘杰，T. Dietz, S. R. Carpenter, M. Alberti, C. Folke, E. Moran, A. N. Pell等。2007。人类与自然系统耦合的复杂性。科学317(5844): 1513 - 1516。http://dx.doi.org/10.1126/science.1144004

B. J.麦凯和J. M.艾奇逊，1987。公地问题:公共资源的文化和生态．亚利桑那大学出版社，图森。美国亚利桑那州。

麦克诺特，1999。大型藻类和微捕食对缅因州绿海胆定居后成功的间接影响．未发表的博士论文。美国缅因州奥罗诺缅因州大学。

梅德尔，S. K.和R. E. Scheibling, 2001。海胆亚群产卵的变异Strongylocentrotus droebachiensis:理论方法。海洋生态进展系列213:97 - 110)。http://dx.doi.org/10.3354/meps213097

米勒R. J. 2008。海胆潜水渔场由专属渔区经营。页7787在R. Townsend, R. Shotton, H. Uchida，编辑。渔业自治案例研究．粮农组织技术报告204。粮农组织，罗马，意大利。

R. J.米勒，S. C.诺兰，2008。具有单独渔区的海胆潜水渔业的管理方法。贝类研究杂志27(4): 929 - 938。http://dx.doi.org/10.2983/0730 - 8000 (2008) 27 [929: MMFASU] 2.0.CO; 2

莫雷诺，C. A.巴拉霍马，C.莫里内，J. M.奥伦桑兹，A. M.帕尔马，A.祖莱塔，2007。智利海胆渔业从危机到制度可持续性。593 - 624页在T.麦克拉纳汉和J.C.卡斯蒂亚，编辑。渔业管理:迈向可持续性的进展．布莱克威尔出版社，艾姆斯，爱荷华州，美国。http://dx.doi.org/10.1002/9780470996072.ch3

迈尔斯，R. A .和B.沃姆，2003。全球范围内掠食性鱼类种群的迅速枯竭。自然423:280 - 283。http://dx.doi.org/10.1038/nature01610

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，剑桥，英国。

奥斯特罗姆，E. 2007。一种超越万灵药的诊断方法。美国国家科学院院刊104(39): 15181 - 15187。http://dx.doi.org/10.1073/pnas.0702288104

保利，D.， V.克里斯滕森，S. Guénette, T. J.皮彻，U.拉希德·苏迈拉，C. J.沃尔特斯，R.沃森和D.泽勒，2002。迈向世界渔业的可持续性。自然418:689 - 695。http://dx.doi.org/10.1038/nature01017

希布林，1996。在加拿大东部，捕食在调节海胆种群中的作用。Oceanologica学报．19:421 - 430。

谢布林，R. E.和B. G.哈彻，2007。第18章:生态Strongylocentrotus droebachiensis．水产养殖和渔业科学发展“，37:353 - 392。http://dx.doi.org/10.1097/00002826-197900040-00006

谢布林，A. W.亨尼格尔，T.鲍尔奇，1999。破坏性放牧，附生和疾病:新斯科舍省海胆-海带相互作用的动态。加拿大渔业和水产科学杂志56(12): 2300 - 2313。http://dx.doi.org/10.1139/cjfas-56-12-2300

苏厄德，l.c.n. 2002。春季浮游植物繁殖，海胆产卵，和缅因州选定地点的冬春水文之间的关系．硕士论文。美国缅因州奥罗诺缅因州大学。

斯坦内克，r.s.， M. H.格雷厄姆，B. J.布尔克，D.科比特，J. M.厄兰森，J. A.埃斯蒂斯和M. J.泰格纳。2002。海带森林生态系统:生物多样性、稳定性、恢复力和未来。环境保护29(04): 436 - 459。http://dx.doi.org/10.1017/S0376892902000322

斯坦内克，R. S.， J.瓦夫里内克，A. V.利兰。2004。北大西洋西部海带森林生态系统营养失调加速。生态系统7(4): 323 - 332。http://dx.doi.org/10.1007/s10021-004-0240-6

瓦达斯，R. L.和B. F.比尔，1999。绿海胆成体大小、成熟度和繁殖力之间的关系:产卵量标准作为保护工具的潜在用途。最终报告．缅因州海洋资源部，布斯湾港，缅因州，美国。

R. L.瓦达斯，B.比尔，T.道林和J. C.费格利，2000。绿色海胆中天然藻类饲料的实验现场测试，Strongylocentrotus droebachiensis:在后产卵动物夏季快速生产的一个例子。水产养殖182:115 - 135。http://dx.doi.org/10.1016/s0044 - 8486 (99) 00254 - 9

威尔逊，J. Raakjr Nielsen, P. Degnbol, 2003。渔业共同管理经验:成就、挑战和前景．第26卷，鱼类和渔业系列。Kluwer学术出版社，美国马萨诸塞州波士顿。

威尔逊，1990。追求知识。土地经济学66(1): 12号。http://dx.doi.org/10.2307/3146679

威尔逊，J.，严L.， C.威尔逊，2007。缅因州龙虾渔业治理的先驱。美国国家科学院院刊104(39): 15212 - 15217。http://dx.doi.org/10.1073/pnas.0702241104

威尔逊，1980年。适应不确定性和小数量交换:新英格兰鲜鱼市场。贝尔经济学杂志11(2): 491 - 504。http://dx.doi.org/10.2307/3003375

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。(在线)网址:www.www.dpl-cld.com/vol11/iss1/art9/．

沃姆，B.， E. B.巴比尔，N.博蒙特，J. E.达菲，C.福尔克，B. S.哈尔彭，J. B. C.杰克逊等，2006。生物多样性丧失对海洋生态系统服务功能的影响科学314(5800): 787 - 790。http://dx.doi.org/10.1126/science.1132294

杨，2002年。环境变化的制度维度:适应、相互作用和规模。麻省理工学院出版社，剑桥，马萨诸塞州，美国。