研究

为流域治理连接社会网络与生态系统服务:社会-生态网络视角突出了桥梁组织的关键作用

• 摘要
• 简介
• 方法
  • 研究网站
  • 社交网络
  • 社会生态异质性:农业vs.旅游业
  • 水质管理活动
  • 网络和水质管理活动
• 结果
  • 社交网络
  • 社会生态异质性:农业vs.旅游业
  • 网络和管理活动
• 讨论
  • 结果对Montérégie区域的影响
  • 研究Montérégie之外的前沿
• 结论
• 对本文的回应
• 致谢
• 文献引用

介绍

水被称为生物圈的血液，因为它连接着遥远的地方(Ripl 2003)。在我们这个人类主宰的世界里，水也连接着生活在不同地方的人们，这些联系带来了机会和冲突。在许多人口密集的农业流域，水质是宜人设施(如旅游相关设施)和农业活动之间的冲突点。这是因为农业生产中过量的化肥会污染水，进而降低水质，损害饮用水、游泳和捕鱼的生产(Carpenter et al. 1998)。此外，如果水质下降减少了旅游业或引发海滨房产价值的下降，就会造成巨大的经济损失(Leggett and Bockstael 2000)。农业流域的成功治理需要农业和以设施为基础的用水群体之间的协调活动，以产生相互期望的结果。然而，在实践中，由于这些群体之间的实践、利益、价值观和管理结构的差异，协调是困难的(Lubell et al. 2002, Ison et al. 2007, Lubell and Fulton 2008)。

为了改善农业流域的协调，政府和非政府组织投资建立用户和用户组织之间的网络。网络建设投资通常创建或资助桥梁组织，以支持和维护协作网络(Imperial 2005, Lubell和Fulton 2008, Pahl-Wostl和Kranz 2010)。桥接型组织是指其活动在原本没有联系的人或群体之间调解联系的组织(Berkes 2007)。在中介的位置上，桥接组织可以促进缺乏资源、授权或对彼此直接连接感兴趣的参与者/参与者组之间协调一致的管理行动。跨尺度的联系，横向跨景观，纵向在从地方到流域尺度的参与者之间，对于共享资源(如水)尤其重要，其用户在多个空间尺度上操作(Cash等，2006年，Olsson等，2007年)。社会网络分析已被用于理解桥接组织如何使行为者之间的协调(Olsson等人，2007年)，然而，研究刚刚开始探索桥接组织如何促进网络的结构和功能，以实现稳健的自然资源管理(Marín和Berkes 2010年)。

我们使用单模网络来表示市政单位之间的直接合作，使用双模网络来捕捉桥梁组织如何间接连接市政单位(Scott 2000)。社会科学和自然科学领域的学者都利用社会网络分析(SNA)作为工具来分析个人和群体之间的互动(参见Borgatti等人2009年的摘要)。在社交网络中，节点代表人或组织，而链接代表节点之间的关系，如通信模式、合作或资源交换(Bodin和Crona 2009)。一旦一个系统被定义为节点和链接，网络就可以使用SNA进行分析(Wasserman和Faust 1994, Scott 2000)。社会网络结构可以用来分析节点之间的链接模式如何变化，以及连接度的变化如何影响网络节点的行为。

我们使用社会网络分析来研究地方政府，在我们的案例中是市政当局，如何直接合作，以及如何通过桥梁组织间接地管理整个农业领域的水资源。社会生态系统的研究得益于在社会学、组织科学和公共管理等领域开发的社会网络分析技术(Provan和Kenis 2008, Scholz等人2008,Bodin和Crona 2009, pahal - wostl和Kranz 2010)来研究社会网络结构如何影响网络性能和活动(Sandström和Carlsson 2008, Newig等人2010)。我们通过研究社会生态环境是如何与网络结构和活动相关来建立这项工作。通过将社会网络分析与地理信息系统(GIS)和空间分析相结合，我们绘制并评估了社会生态景观中的异质性如何塑造协同水质管理网络。

我们对加拿大Montréal附近的农业景观Montérégie地区的一部分进行了这样的研究。我们评估了城市生态系统服务的使用情况(Raudsepp-Hearne et al. 2010)，以确定每个城市对农业或旅游相关生态系统服务的社会生态导向。我们通过评估市政当局参与市政水管理活动的程度，以及它们如何相互合作和连接社会网络中的组织来管理水，收集了有关市政当局如何管理水的信息(图1)。我们定量调查了市政当局的社会网络属性与市政当局参与水质管理之间的关系。我们的研究通过回答三个相互关联的问题，明确了社会网络结构和这些网络管理的生态景观之间的联系:

1. 市政当局如何合作解决水质管理问题?
   A，彼此之间(在单模网络中)
   B)与其他政府、非政府和桥梁组织(在双模式网络中)
2. 旅游市政当局和农业市政当局的活动和网络是否不同?
3. 是否有更多的相关城市参与更多的水质管理活动?

这些问题使我们能够理解该地区的社会网络是如何形成的，反过来又是如何被社会生态环境所塑造的。市政当局如何相互合作的问题很重要，因为需要协调以确保市政当局改善水质的努力不被其他流域用户的持续污染所抵消。因为糟糕的水质是Montérégie的一个问题，而水质管理是该地区的一项法定任务，我们期望市政当局将彼此合作来解决这些问题(Québec 2002政府，Mimeault 2002)。此外，该地区还成立了政府和非政府组织，就一般治理问题和具体解决水质问题与该地区的市政当局合作并建立联系。我们期望这些组织将促进各市政当局之间的联系。

评估旅游业和以农业为导向的市政当局之间的差异是很重要的，因为农业和以设施为基础的生态系统使用鼓励各自的用水相互冲突的活动。由于社交网络通常表现出同质性，这意味着相似的参与者彼此连接(Schneider et al. 2003, Newman and Dale 2007)，因此，与问题不同的城市相比，问题相似的城市更有可能合作(Coleman 1990, Lin 2001)。然而，解决水质问题需要农业和旅游业为导向的城市之间的合作，因为大多数水质问题源自农业活动(Delisle et al. 1998, Mimeault 2002, Gangbazo和Babin 2000)。我们预计邻近的市政当局应该比非邻近的市政当局更有可能一起做项目，因为邻近的市政当局更有可能有共同的问题，比如一个跨越市政边界的富营养化湖泊。合作解决这些问题比单打独斗成本更低，也更成功。为了测试不同生态系统服务导向的城市之间的合作模式是否不同，我们比较了城市之间的直接或间接合作如何与一个城市对农业或旅游相关生态系统服务的利用相关，或者它是否是合作者的邻居。

评估在社会网络中有更多联系的城市是否参与更多的水质管理活动是很重要的，因为社会网络理论认为，与他人有更多联系的城市应该有更多的能力参与活动(Schneider et al. 2003, Scholz et al. 2008)。然而，并没有大量的实证工作来支持这一观点，特别是在公共资源池的背景下，如共享淡水资源(Bodin和Crona 2009)。预计联系较多的市政当局比联系较少的市政当局更有可能参与水管理活动。协作和活动之间的这种关系表明，在资源使用者之间投资建立网络是明智的，而消极的关系则表明它们不是。

方法

研究网站

我们的研究调查了位于横断面上的34个城市，横断面横跨加拿大Québec的Montérégie(图2)。Montérégie位于加拿大Québec的大都市Montréal的东部，这座城市有360万人口。Montérégie流域本身居住着大约140万人，包括加拿大境内的Richelieu和Yamaska流域，其面积约为7300平方公里(Raudsepp-Hearne et al. 2010)。在Québec中，市政当局是在空间上定义的行政管理单位。每个直辖市在当地水质管理中发挥着重要作用，并负责执行政府规章制度，如河流和小溪周围的缓冲区。

Montérégie湖存在严重的水质问题，导致湖泊关闭，严重影响了旅游业。一些河流的水质低于监管标准，省级和地方政府被要求解决这些问题。选择城市横断面是为了跨越该地区生态系统的多样性，以促进分析具有不同生态系统服务的城市如何在社会网络中相互作用，以管理水质。在Québec内，Montérégie以其果园、食物和山脉而闻名，但该地区结合了郊区、集约农业、旅游业和区域城镇。在西部，Montréal附近，农田正在被改造为住房，苹果园和区域森林吸引着游客。在该地区的中心，工业化的农业和大规模的猪肉生产主导着景观。在东部，景观是森林，包括许多避暑小屋(Raudsepp-Hearne et al. 2010)。大型河流、小溪和湖泊连接着城市。例如，亚山斯卡河流经丘陵茂密的城市和工业化农业城市之间。

我们的研究区域包括两个大流域内的城市，亚山斯卡和黎塞留。不同流域市政当局之间的直接合作不会像同一流域内的合作对水质产生相同的直接影响。然而，区域协作网络是重要的，因为一些城市位于流域和流域之间的合作可以加强知识共享和改进水管理实践。

社交网络

我们通过对研究地点34个城市的代表进行结构化访谈，收集了有关城市社会网络联系和管理活动的数据(附录1)。我们使用这些数据构建了网络，显示了城市之间的直接联系(单模式网络)和通过桥接组织的间接联系(双模式网络)。

在每个城市，市长或局长被要求确定他们的城市在水质管理方面与哪些行动者团体合作。之所以选择这些代表，是因为他们监督市政一级所涉及的所有项目和活动。他们也是他们所在城市在董事会和委员会中的代表，这使他们很好地了解他们所在城市如何与其他组织相互作用。受访者被要求说明(a)他们与哪些其他市政当局合作管理水资源;(b)市政当局在水质管理方面与哪些桥梁组织、正式政府机构和非政府组织合作。他们首先被允许给出一个开放式的答案，然后被要求从政府和非政府组织的列表中做出选择。该列表是在初步访谈和之前的区域分析(附录2)中制定的。在对网络数据进行初步分析后，进行了第二轮访谈，以澄清城市之间的非互惠关系。在我们的分析中只使用了市政当局之间的互惠关系。

这个分析只调查了合作关系。在我们的研究调查中，协作网络关系是四种互动类型中最强的，在访谈中被定义为市政当局合作“组织联合项目和活动”的情况(见附录1)。在这种情况下，协作意味着共同的愿景和有意义的互动，以执行联合项目和活动。我们的分析聚焦于协作关系，因为它们是景观中最强的关系，并导致生态管理的变化。

我们用单模和双模网络分析了城市之间的连接(Scott 2000)。单模网络用于分析城市间的直接联系，双模网络用于分析城市间通过与桥梁组织合作间接形成的网络。使用统计软件R (R Development Core Team 2010)中的SNA包(Butts 2005)对网络进行分析并绘制图表。我们使用Arc Map GIS和R来展示城市和组织之间的合作是如何在整个研究区域的空间分布的。

为了确定城市间协作的单模式网络，我们创建了代表城市间协作关系的社会矩阵(n = 34;Wasserman和Faust 1994)。由于其他政府和非政府组织也与市政当局合作，并影响水质管理，我们分析了市政当局如何通过这些组织建立一个双模式网络来间接联系彼此。市政代表被要求列出与他们合作的水质管理组织的名单(n = 64)。如果市政当局与同一组织合作，则被认为是间接连接(双模式网络)。我们考虑了间接连接多个市政当局和桥梁组织的组织，这些桥梁组织的连接是根据它们与市政当局的合作关系的数量来排序的。

社会生态异质性:农业vs.旅游业

根据生态系统服务的使用情况，我们将每个城市分类为农业导向或旅游导向。我们使用统计程序R中的k -均值聚类分析进行了区分，根据6种生态系统服务的数据将城市分为两组;农作物生产(市政土地用于作物生产的百分比)、猪肉生产(每平方公里生产的猪的数量)、森林娱乐(市政土地被森林覆盖的百分比)、自然欣赏(每平方公里报告的珍稀物种目击数)、避暑别墅(每平方公里别墅的税收价值)和旅游景点(每平方公里旅游景点的数量;Raudsepp-Hearne等人，2010)。通过将城市划分为这些组，我们可以得到67%的城市在这些生态系统服务方面的变化。从图2可以看出，农业城市和旅游城市在空间上是聚集的(Moran’s I, P < 0.01)。

我们使用t检验将旅游城市和农业城市作为一个群体进行比较，以确定它们是否有不同数量的整体合作或参与不同数量的水质管理活动。我们还使用t检验来确定桥梁组织(分为政府机构和非政府组织)的联系是否倾向于旅游或农业城市。此外，t检验还揭示了旅游和农业城市是否更有可能与其他同类城市相联系。我们用Moran的I测试了桥接组织链接的空间自相关性。

水质管理活动

受访者被问及他们所在城市在水质管理方面采取的行动。然后，他们被问及他们所在的城市是否从30项活动(附录2)中采取了特定的水质管理活动。如果实施了管理活动，受访者还被问及是否有其他组织参与了实施。活动清单包括政府规章、项目和市政当局描述的活动或在该地区开展活动的非政府组织的网页上概述的活动。政府在水质管理方面的义务可从政府文件中找到，也可从对MRCs代表的初步采访中找到，MRCs即法语名称可译为市辖区县的区域政府组织。这些组织属于监督市政当局的行政级别。每个MRC由几个市组成。活动组织在一个数据库中，并根据我们自己的活动类型标准进行分类。

我们将这些活动分为四类，将基于协作的活动与市政当局单独开展的活动区分开来。我们还将法律授权的活动与市政当局主动开展的活动区分开来。总活动定义了市政当局所从事的所有管理活动。基于主动性的活动，如保护区管理计划和湖泊实验，描述了一个直辖市在执行政府规章制度之外所追求的活动。单独的活动总量和单独的以主动性为基础的活动总量是上述类别的子集，其定义是为了区分市政当局单独报告的活动和市政当局报告的在另一个市政当局、组织或政府机构的支持/领导/协作下进行的活动。

网络和水质管理活动

我们测试了一个城市的合作关系的数量是否与参与水质管理活动有关。我们通过测试合作关系的数量是否与(a)市政当局单独执行的水质管理活动的总数，(b)基于主动性的，即法规不要求的，市政当局单独执行的活动的数量，以及(c)所执行的水管理活动的总数相关。我们单独使用总活动的子集来控制协作活动与协作数量可能产生的混杂影响，并单独使用基于主动性的总活动来测试社交网络中的协作数量是否与法规不要求的活动数量相关。

为了控制土地使用、人口和世界观等方面的影响，我们使用了分级划分。分层分配是一种统计方法，它在多元回归中分析所有可能的模型，以确定每个变量对总方差的贡献，无论是独立的还是与其他变量一起，以推断每个变量的影响(Chevan and Sutherland 1991, MacNally 2002)。具体地说，我们使用等级划分来测试合作的独立效果，结合市政当局在耕地的比例、平均收入、人口密度、环境委员会的存在，以及市政当局是否认为“水质是一个重要问题”或“区域藻类是一个重要问题”。我们使用“hier”来应用分层分配方法。部分”包(MacNally和Walsh 2004)在R (R开发核心团队2010)。我们假设高斯误差并使用R²计算拟合优度。使用随机化方法(n = 1000)计算Z评分(MacNally 2002)确定各变量独立效应的统计显著性。

结果

社交网络

城市之间的连通性水平很低(图3)。对城市合作的单模式分析显示，该地区只有两个城市之间为共享水管理活动而建立合作网络的例子，而且都是在邻居之间(图3a)。双模网络显示，通过桥接组织的间接连接比城市之间的直接连接更常见(图3b,c,d)。虽然市政当局之间只有两种联系，但市政当局与非政府组织有55种联系，与政府组织有51种联系。

市政当局表现出广泛的合作行为。范围包括不与其他市政当局相连的市政当局，以及与除其他市政当局外的几个桥梁组织相连的市政当局(图4)。一些市政当局，如圣阿尔方斯和圣达梅斯，在水质问题上没有与其他市政当局或桥梁组织合作。在我们的研究区域的中心，大部分城市是不相连的。大多数市政当局没有与其他市政当局合作，而是通过桥梁组织与更大的水质管理网络相联系。图3和图4显示，尽管大多数市政当局之间互不合作，但许多市政当局与政府和非政府组织合作。最后，一小部分市政当局，如谢福德和滑铁卢，在水质管理方面与邻近的市政当局建立了当地合作关系，并与政府和非政府桥梁组织建立了强大的合作网络。桥梁组织的活动在空间上呈聚集性(P = 0.013)，但两个流域之间的网络结构没有显著差异。因此，景观的一些地区与这些桥梁组织的合作高度集中，而其他地区则很少(图5)。例如，在东部的贝洛伊勒市与三个组织和五个政府机构相连，而位于研究区域中心的圣阿尔方斯、圣达马斯和圣保罗·阿伯茨福德不与任何组织或市政当局相连。总的来说，水质管理网络在少数城市是密集的，在更多的城市是稀疏的，而在其他一些城市则是缺失的。

20个桥梁组织通过Montérégie将各个城市连接起来。然而，7个连接最紧密的桥梁组织提供了超过50%的连接(表1)。尽管这7个组织是研究区域内连接最紧密的组织，但这并没有转化为该地区的高连接。这一结果说明了整个Montérégie水质管理的脱节本质，同时也为联系最紧密的桥梁组织如何从战略上改善区域连接提供了见解。例如,桥接各组织可以更多地与不相连的市政当局合作。我们描述了(表2)几个联系最紧密的桥梁组织的任务，他们的联系模式，以及在采访中披露的市政对这些组织的态度。

联系最密切的组织是Québec可持续发展、环境和公园部(法语)Ministère du Développement持久，de l ' environment et Parcs或MDDEP)。自然环境和环境部在该网络中拥有最多的协作关系，这并不奇怪，因为它有省级授权，支持和执行市政在水质管理方面的行动(政府Québec 2002)。但是，mdep没有与大多数市政当局连接。图5a显示，大多数城市(34个城市中的21个)没有报告与该省级机构的合作。市政当局在接受采访时的评论为这种缺乏合作提供了可能的原因。市政主管们表示，他们对这个大型政府机构缺乏信任，他们认为MDDEP的政策对当地情况不敏感，MDDEP不愿意与他们进行对话。对MDDEP缺乏信任可能会阻碍其与该地区的联系，改善其与市政当局的关系可能是改善该地区水管理连接的重要一步(Pretty and Ward 2001, Pretty 2003)。

在我们的研究领域中，另一组提供实质性连接的组织是市政区域委员会(MRCs)。在Québec中，mrc是由其所辖城市组成的区域级政府组织。每个MRC都有支持和执行水质管理的任务;因此，我们对每个MRC中没有与所属的MRC就水质管理问题进行合作的城市数量感到惊讶(图5b)。受访者对mrc的态度和参与程度各不相同。一些市政当局表示，他们依赖并信任MRC作为处理和支持其管辖范围内水质管理的机构，而其他市政当局则对MRC能否为他们提供支持和与其他市政当局合作的机会缺乏信心。这种差异在图5b中很明显，显示了MRCs在其管辖范围内与市政当局在水质管理方面的合作程度。例如，在东部，MRC La Haute Yamaska与六个市政当局合作，但它没有与Saint-Alphonse合作。与MDDEP一样，我们的结果表明MRC作为一个政府机构，并没有在整个领域保持均匀分布的协作努力。事实上，经常是同一市镇，例如圣阿尔方斯，报告没有与MDDEP和MRC合作。

两个联系最密切的非政府组织，即亚山斯卡河畔bassin versant de la Yamaska (COGEBY)和Comité bassin and valoration du bassin de la Rivière (COVABAR)，由省政府资助成立，作为流域连接组织。然而，与上述讨论的组织类似，这些流域组织并不与各自流域内的所有市政当局合作，与严重污染水的农业市政当局合作较少。农业城市，如研究地点西北部的圣丹尼斯-苏黎塞略，或位于研究地点中心的圣达梅斯和安格加甸，没有与Québec的政府机构或这些流域组织合作。

在我们的研究中，联系最紧密的非政府组织是圣希莱尔山自然中心。它连接了我们研究区域西部圣希莱尔山周围的城市集群(图5d)。自然中心的合作范围超出了山区，与农业市政当局的合作多于与旅游市政当局的合作，这是这个桥梁组织特有的趋势(图5d)。我们的研究地点包括三个有森林的城市，但只有圣希莱尔山在它周围的城市中保持着网络。

社会生态异质性:农业vs.旅游业

城市生态系统服务的类型与其协作模式密切相关。市政当局之间唯一的两个直接合作关系是在旅游市政当局之间。旅游城市与桥梁组织的合作数量约为农业城市的两倍(4.12 vs. 2.24, t检验，P < 0.01)。这一模式的驱动因素是旅游城市报告的与非政府组织的合作是农业城市的两倍多(1.88比0.82,P < 0.01)。农业市政当局与旅游市政当局对政府组织的协作程度无显著差异。在最核心的桥梁组织中(表1)，只有圣希莱尔山自然中心与农业市政当局的合作多于与旅游市政当局的合作。

旅游城市的总活动比农业城市多(15.59比12.59,P < 0.06)。旅游城市的主动性活动也高于农业城市(5.18 vs. 3.24, P < 0.05)。两组单独进行的活动没有显著差异。

网络和管理活动

市政当局对水质管理活动的参与在各市政当局之间差别很大。参与水质管理活动最多的市报告了23项活动，而参与最少的市报告了3项活动(附录2)。与协作链接不同，市政管理活动没有显著的空间聚集性(图6)。

市政当局的合作总数与市政当局的水质管理活动数量密切相关。协作关系与一个直辖市单独执行的管理活动总数呈正相关(单独执行的活动总数;R = 0.596, P < 0.001)，一个直辖市单独执行的基于主动性的活动数量(单独执行的基于主动性的活动总数;R = 0.670, P < 0.0001)，与水质管理活动总次数(总活动;R = 0.701, p < 0.0001)。

分层分区分析也有力地证明，一个直辖市的协作对一个直辖市执行的活动总数有最大、最一致的影响;一个市政当局单独执行的管理活动的数量;以及一个市政当局单独执行的基于主动性的活动的数量。总活动的独立变量有24%是由总合作解释的，14%是由平均家庭收入解释的。一个市政当局发起的活动的独立变化有27%是由总合作解释的，12%是由市政当局是否将水质视为其最大的问题之一。仅一个市政当局开展的活动的独立变化有22%可以用总合作解释，14%可以用平均家庭收入解释。水质、耕地比例、感知到的区域和“水中藻类对城市的重要性”以及“水质目标的设定”对一个城市开展的活动数量没有显著影响。

讨论

与我们预期的相反，市政当局会直接与他们的邻居和其他与他们有相同农业或旅游业定位的市政当局合作，我们发现直接的市政间合作是罕见的。相反，市政当局通过桥梁组织间接连接在双模式网络中。

农业市政当局和旅游市政当局在与桥梁组织的联系和参与水管理活动方面有所不同。旅游市政当局与桥梁组织的联系是以农业为导向的市政当局的两倍，农业市政当局参与较少的水质管理活动。换句话说，农业地区联系较少，也较少参与改善水资源的活动。由于该地区的水质问题没有得到解决，因此没有一个更完整的网络就不足为奇了。然而，有趣的是，市政当局的生态系统服务导向解释了如此多的变化。桥梁组织与污染水的市政当局合作最少，这很可能导致该地区无法解决共同的水质问题(van Bueren et al. 2003, Head 2008)。农业和旅游业之间的脱节在Montérégie尤其重要，因为农业城市产生了大部分的水问题。政府和非政府的桥梁组织都没能弥合农业和旅游业的鸿沟，相反，它们把类似的城市连接在了一起。我们无法确定这种差异是由桥梁组织、市政当局驱动的，还是由于它们之间的相互作用。

我们的研究表明，合作的差异与水资源管理的差异有关。研究人员认为，演员/演员群体之间的社交网络增强了资源管理(Crona和Bodin 2006, Lubell和Fulton 2008, Bodin和Crona 2009)，我们的研究结果支持这种关系。我们的统计分析显示，社会网络中的协作关系强有力地预测了单独或合作进行的水管理活动，以及法律规定的活动或在市政倡议下进行的活动。此外，分级分配检验表明，合作的数量比市政当局的人口特性或市政当局对水质的看法更能解释水管理活动的变化。虽然我们的研究结果没有证明网络连接会导致水管理活动，反之亦然，但它们确实表明两者是一起被发现的。随着时间的推移，对网络动态和水管理活动之间关系的研究可能能够揭示因果关系，但我们预计因果关系是复杂的，因为社会网络中的合作和参与活动是相互加强的。

结果对Montérégie区域的影响

Montérégie有一个水质问题没有得到解决。水质差已导致湖泊关闭，并严重影响了旅游业。此外，一些河流的水质低于监管标准(Raudsepp-Hearne et al. 2010)。该区域许多组织的一个正式明确的目标是改善其糟糕的水质(政府Québec 2002)，然而，迄今为止，这些努力只取得了部分成功。

水质管理活动可以改善水的质量，我们的研究结果表明，参与水质管理活动与参与与桥梁组织的合作密切相关。这一结果表明，建立和资助桥梁组织的战略可能促进了水管理活动的增加，因为市政当局之间的合作增加了。然而，桥梁组织的连接很大程度上反映了该地区的社会生态异质性，而不是连接冲突的用户群体。

我们发现了该地区协同水管理网络的三种弱点。这些弱点的存在表明，该网络还有改进的空间，这可能进一步改善水质管理。首先，我们发现城市之间的网络存在着差距和薄弱的连接。有些市政当局与其他市政当局既不直接也不间接相连。我们发现市政府之间明显缺乏直接合作(34个城市中只有4个)。其次，我们发现水质管理的大部分网络都不是很健全。许多市政当局与其他市政当局的联系很弱，因为它们是通过它们不信任的过渡性组织联系起来的，而且它们缺乏其他联系来帮助它们与其他市政当局联系。第三，我们发现，除了圣希莱尔山自然中心外，非政府组织更多地与旅游市政当局合作。这一趋势正在加剧景观中的社会生态分化问题。虽然城市参与合作本身不足以解决水质问题，但如果没有这种包括所有城市和能够协调的扩大网络，区域内有效的水管理可能仍然有限(Ostrom, 1991年，Ostrom等人，1999年)。

我们的研究结果表明，水管理活动与合作关系高度相关，并表明改善水管理合作可以进一步改善水质。根据我们的分析，我们建议三个重叠的策略来解决水管理网络的弱点。首先，政府组织可以尝试改善市政与大型政府组织之间的关系质量。这将提高与这些组织合作的城市的数量和合作的质量。此外，非政府组织可以加大努力，与更多的市政当局建立合作关系，目的是加强与农业市政当局的联系。圣希莱尔山自然中心在连接多种类型市政当局方面取得的特别成功表明，该组织可以成为其他组织的榜样。最后，市政当局可以加强合作。可以通过连接组织以及增加对市政当局的技术、行政、社会或财政支助来鼓励这些联系。

目前直接合作、间接合作和合作差距的聚集表明，有针对性的水管理战略可以从现有的有效城市水管理的热点地区扩展到没有联系或联系薄弱的城市。这可能是普遍增加流域管理活动的最有效的战略。这种方法可以建立在现有成功的基础上，同时打破已经观察到的仅在旅游地区连接更紧密的网络的模式。另一种办法是将努力和资源集中在与水质管理网络脱节的市政当局。

如果所有有关各方都了解形成这种网络的地方障碍，就可以加快建立区域水管理合作。我们提出了关于网络形成的三个进一步研究领域。首先，通过发现是什么因素推动各组织和各城市参与水管理合作，了解各城市之间现有联系稀少的原因将是有益的。通过更好地理解为什么市政当局仍然互不联系，可以采用更有效的战略来连接跨流域的行动者群体。其次，了解导致农业和旅游城市之间互联互通差异的社会、经济或文化因素，将有助于桥梁组织设计战略，以开发更具有协作性的水质网络，明确目标是农业和旅游之间的划分。第三，通过研究哪些管理活动最能改善水质，并测试随着时间的推移，合作联系的建立或丧失如何影响有效水管理战略的实施，流域行为者小组可以确定最佳改善水管理的有力方法。

研究Montérégie之外的前沿

我们的研究为社会生态系统中的社会网络研究做出了三个贡献，我们相信这些贡献可以用来推进社会生态研究。首先，我们证明了社会网络结构，特别是合作的数量，与管理活动的参与程度相关。其次，我们论证了生态系统服务的分布与社会网络结构的形状有关。第三，我们的工作证实了连接组织在建立跨区域连接方面的重要性，但也表明，通过连接组织建立的连接可能会在区域网络中留下巨大的差距。

尽管许多研究者研究了社会网络结构与管理成功的各种标准之间的重要关系(Provan and Milward 2001, Sandström and Carlsson 2008, Scholz et al. 2008)，但对社会网络的生态环境如何塑造其形式的关注较少(Pahl-Wostl 2009, Lubell et al. 2002)。社交网络的社会生态学方法需要测试社交网络如何运行，以及网络如何随其生态环境而变化。我们将网络结构与生态系统服务和生态管理活动联系起来的策略提供了一种结合社会和生态(图1)的方法，可应用于其他情况。

社会生态景观的多样性增强了韧性，但也使管理复杂化。在我们的研究中，社会网络、水管理和生态系统服务使用在整个景观中分布不均。这种多样性通过提供多种形式的多样性来应对和适应变化，有助于恢复力(Peterson et al. 1998)。然而，我们发现这种多样性也阻碍了水资源综合管理，因为不同的生态系统服务用户之间没有联系。我们的研究表明，将社会生态异质性纳入区域管理分析将有助于发现整合管理的障碍，并可能有助于发现同时允许整合管理和社会生态景观多样性的解决方案。

桥梁组织可以协调行动，在不破坏社会-生态多样性的情况下实现综合管理。通过连接不同的流域行为体，例如以农业和旅游业为基础的市政当局，桥梁组织可以促进共享资源的协调和一致管理(Cash等，2006年，Berkes 2007年，Olsson等，2007年)。理论上，桥梁组织非常适合完成这样的任务，因为它们跨越流域区域，为协调可能无法直接合作的市政当局的努力提供了一个共同机制。然而，在Montérégie中，与桥梁组织的联系在结构上受到景观的社会生态属性的影响。我们发现，Montérégie中的桥梁组织与旅游城市的联系比与农业城市的联系更频繁，因此与水污染最严重的城市的合作最少。这一方向也创造了网络“热点”，即特定地区的市政当局与各种桥梁组织保持不成比例的高数量合作。这种趋势加强了社会生态的异质性，而不是协调相互冲突的用户群体之间的行动。这一结果表明，考虑其社会生态属性的桥梁组织研究可能揭示其网络中的社会生态差距和热点。

结论

我们的研究显示了考虑社会网络的社会生态环境的价值。我们在Montérégie上就社会网络、管理和生态系统服务之间的关系提出了三个问题，并通过将社会网络与水管理和生态系统服务使用联系起来来回答这些问题。我们发现，与我们的预期相反，城市之间的网络很少直接建立在邻居之间，而主要是通过政府和非政府的桥梁组织间接建立。但是，即使是这些桥梁组织也只是部分连接了该区域的市政当局，使许多市政当局之间的联系很弱，有些则完全孤立。这种联系的缺乏似乎很重要，因为我们发现市政当局的联系与他们参与水质管理活动呈正相关，无论是单独的还是与他人合作的。最后，我们发现城市生态系统服务类型(旅游和农业)与网络结构密切相关，表明旅游城市之间的联系和与桥梁组织的联系比农业城市更紧密。

综合这些发现，我们发现了Montérégie水资源管理网络内的生态系统服务差异，并允许我们在这一景观中识别协作热点和差距。这些结果建议使用最适合景观社会生态结构的协作策略，同时也表明社会生态方法可以改进自然资源管理中的社会网络分析。

文献引用

伯克,f . 2007。全球化世界中的社区保护。美国国家科学院院刊104:15188 - 15193。

博丹,O。B. I. Crona 2009年。社会网络在自然资源治理中的作用:什么样的关系模式起作用?全球环境变化19:366 - 374。http://dx.doi.org/10.1016/j.gloenvcha.2009.05.002

Borgatti, s.p, A. Mehra, D. J. Brass, G. Labianca. 2009。社会科学中的网络分析。科学323:892 - 895。http://dx.doi.org/10.1126/science.1165821

布茨，2005年。社交网络分析工具。1.5版。加州大学欧文分校，美国加州欧文。(在线)网址:http://erzuli.ss.uci.edu/R.stuff/

S. R.卡朋特，N. F.卡拉科，D. L.科雷尔，R. W.豪沃思，A. N.沙普利，V. H.史密斯，1998。磷和氮对地表水的非点源污染。生态应用程序8:559 - 568。http://dx.doi.org/10.1890/1051 - 0761 (1998) 008 (0559: NPOSWW) 2.0.CO; 2

卡什，D. W.， W. N. Adger, F. Berkes, P. Garden, L. Lebel, P. Olsson, L. Pritchard和O. Young。2006。规模和跨规模动态:多层次世界中的治理和信息。生态和社会11(2): 8。(在线)网址://www.dpl-cld.com/vol11/iss2/art8/

Chevan和M. Sutherland, 1991。分层分区。美国统计学家45:90 - 96。

科尔曼，1990。社会理论基础。哈佛大学出版社，美国马萨诸塞州剑桥。

克罗娜，B.和Ö。博丹》2006。你认识的人就是你认识的人?资源用户之间的通信模式是共同管理的先决条件。生态和社会11(2): 7。(在线)网址://www.dpl-cld.com/vol11/iss2/art7/

迪莱尔，F.， S. Gariépy, Y. Bédard。1998.Bassin versant de la rivière Yamaska: l 'activité agricole et ses effets sur la qualité de l 'eau。Ministère de l ' environment et de de la Faune et Saint-Laurent Vision 2000, Québec, Québec，加拿大。

G. Gangbazo和F. Babin, 2000。污染的水rivières dans les bassins versants agricole。为了说明Environnement)33:47-57。

魁北克政府。2002.“国家政治”。威尼斯。如此。未来。Ministère du Développement persistent, de l ' environmental et des Parcs, Québec, Québec，加拿大。(在线)网址:http://www.mddep.gouv.qc.ca/eau/politique/

头，b.w. 2008。评估基于网络的协作。公共管理评论10:733 - 749。http://dx.doi.org/10.1080/14719030802423087

帝国理工学院，2005年。使用协作作为治理策略:六个流域管理项目的经验教训。管理与社会37:281 - 320。http://dx.doi.org/10.1177/0095399705276111

伊森，R.， N. Röling, D.沃森，2007。水的可持续管理和使用对科学和社会的挑战:研究社会学习的作用。环境科学与政策10:499 - 511http://dx.doi.org/10.1016/j.envsci.2007.02.008

Leggett, C.和N. Bockstael. 2000。水质对住宅用地价格影响的证据。环境经济与管理杂志39:121 - 144。http://dx.doi.org/10.1006/jeem.1999.1096

林:2001。社会资本:一种关于社会结构和社会行为的理论。剑桥大学出版社，英国剑桥。

卢贝尔，M.和A.富尔顿，2008。地方政策网络与农业流域管理。公共管理研究与理论杂志18:673 - 696。http://dx.doi.org/10.1093/jopart/mum031

吕贝尔，M.施耐德，J. T.肖尔茨，M.米特，2002。流域伙伴关系和集体行动机构的出现。美国政治科学杂志46:148 - 163。http://dx.doi.org/10.2307/3088419

MacNally, r . 2002。生态学与保护生物学中的多元回归与推理:识别重要预测变量的进一步评述。生物多样性和保护11:1397 - 1401。http://dx.doi.org/10.1023/A:1016250716679

R.麦克纳利和C. J.沃尔什，2004。分层分区公共领域软件。生物多样性和保护13:659 - 660。http://dx.doi.org/10.1023/B:BIOC.0000009515.11717.0b

Marín, A.和F. Berkes. 2010。理解小型渔业治理的网络方法。智利沿海共同管理制度的案例。海洋政策34:851 - 858。http://dx.doi.org/10.1016/j.marpol.2010.01.007

Mimeault m . 2002。密西西比湾和香槟湖的法式拼盘。Agrosol13:92 - 96。

Newig, J.， D. Günther，和C. Pahl-Wostl。2010.网络中的突触:环境管理背景下治理网络中的学习。生态和社会15(4): 24。(在线)网址://www.dpl-cld.com/vol15/iss4/art24/

纽曼，L. L.和A.戴尔，2005。网络结构、多样性和积极的弹性建设:对汤普金斯和阿杰的回应。生态和社会10 (1): r2。(在线)网址://www.dpl-cld.com/vol10/iss1/resp2/

Olsson, P.， C. Folke, V. Galaz, T. Hahn和L. Schultz, 2007。通过适应性共同管理提高适应性:在瑞典克里斯蒂安斯塔德Vattenrike生物圈保护区，创建和维护匹配尺度的桥梁功能。生态和社会12(1): 28。(在线)网址://www.dpl-cld.com/vol12/iss1/art28/

奥斯特罗姆,e . 1991。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. J.伯格，C. B.菲尔德，R. B.诺加德，D.波利兰斯基。1999。重新审视公地:当地的教训，全球的挑战。科学284:278 - 282。http://dx.doi.org/10.1126/science.284.5412.278

Pahl-Wostl, c . 2009。分析资源治理机制中的适应能力和多层次学习过程的概念框架。全球环境变化19:354 - 365。http://dx.doi.org/10.1016/j.gloenvcha.2009.06.001

Pahl-Wostl, C.和N. Kranz, 2010。变革时代的水治理。环境科学与政策13:567 - 570。http://dx.doi.org/10.1016/j.envsci.2010.09.004

彼得森，G. D. C. R.艾伦，C. S.霍林，1998。生态恢复力、生物多样性和规模。生态系统1:6-18。http://dx.doi.org/10.1007/s100219900002

漂亮,j . 2003。社会资本与资源的集体管理。科学302:1912 - 1914。http://dx.doi.org/10.1126/science.1090847

Pretty, J.和H. Ward, 2001。社会资本和环境。世界发展29:209 - 227。http://dx.doi.org/10.1016/s0305 - 750 x (00) 00098 - x

普罗文，K. G.和P.肯尼斯，2008。网络治理模式:结构、管理和有效性。公共管理研究与理论杂志18:229 - 252。http://dx.doi.org/10.1093/jopart/mum015

K. G.普罗文和H. B.米尔沃德。2001。网络真的有用吗?评估公共部门组织网络的框架。公共管理评论61(4): 414 - 423。http://dx.doi.org/10.1111/0033-3352.00045

R开发核心团队，2010。R:用于统计计算的语言和环境。R统计计算基金会，维也纳，奥地利。

Raudsepp-Hearne, C. G. D. Peterson和E. M. Bennett, 2010。生态系统服务包用于分析不同景观的权衡。美国国家科学院院刊107:5242 - 5247。http://dx.doi.org/10.1073/pnas.0907284107

Ripl, w . 2003。水:生物圈的血液。伦敦皇家学会哲学学报B358:1921 - 1934。http://dx.doi.org/10.1098/rstb.2003.1378

Sandström, A.和L. Carlsson, 2008。策略网络的性能:网络结构与网络性能之间的关系。政策研究》杂志36:497 - 524。http://dx.doi.org/10.1111/j.1541-0072.2008.00281.x

Schneider, M.， J. Scholz, M. Lubell, D. Mindruta, M. Edwardsen. 2003。建立共识机构:网络和国家河口计划。美国政治科学杂志47:143 - 158。http://dx.doi.org/10.1111/1540-5907.00010

J. T.肖尔茨，R.贝拉尔多，B.凯尔，2008。网络能解决集体行动问题吗?信誉、搜索和协作。政治杂志70:393 - 406。http://dx.doi.org/10.1017/S0022381608080389

斯科特,j . 2000。社交网络分析:一本手册。第二版。圣人,伦敦,英国。

范布伦，e。M。e。h。Klijn和J. F. M. Koppenjan, 2003。处理网络中的邪恶问题:从网络的角度分析一场环境辩论。公共管理研究与理论杂志13:193 - 212。http://dx.doi.org/10.1093/jopart/mug017

沃瑟曼，S.和K.浮士德，1994。社会网络分析:方法与应用。剑桥大学出版社，英国剑桥。