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伯格斯坦，A.， D.加拉法西，和?博丹》2014。社会-生态系统的空间匹配问题:检测城市区域生态连接和土地管理之间的不匹配。生态和社会 19(4): 6。
http://dx.doi.org/10.5751/ES-06931-190406
社会-生态系统的空间匹配问题:检测城市区域生态连接和土地管理之间的不匹配
摘要
社会-生态系统的制度适应问题已经被实证记录和概念性讨论了几十年，但缺乏系统和定量地检验社会-生态系统的适应水平的方法。我们解决了这一差距，专注于城市和城市周边区域景观的空间匹配。这样的景观通常表现出残留栖息地的严重碎片化，这可能限制关键物种的扩散。如果在规划土地利用时不考虑碎片化的空间模式，这可能会对物种的持久性和生态系统的功能产生不利影响。当生境碎片化的规模超出单个管理人员的控制时，管理生境碎片化尤其具有挑战性，因此需要不同的行为者协调其活动，以适当的规模解决问题。我们提出了一种研究方法，绘制管理景观不同部分的参与者之间的合作模式，然后将这些模式与生态连接结构联系起来。我们应用我们的方法来评估由瑞典斯德哥尔摩县所有26个市镇组成的协同湿地管理网络与由分散但生态上相互联系的湿地组成的生态定义网络之间的契合度。这一景观中的许多湿地要么被两个或多个城市之间的边界交叉，要么位于这些边界附近，这意味着一定程度的生态相互联系，需要跨边界湿地管理的城市间协调。我们首先估计了邻近城市湿地之间的生态连通性水平，然后利用这一估计来详细说明-à-vis城市间合作的社会-生态契合水平。我们发现，拟合水平普遍较弱。 Also, we identified critical misalignments of ecological connectivity and intermunicipal collaboration, respectively, as well as collaborations that represented an adequate alignment. These findings inform on where to most effectively allocate limited resources of collaborative capacity to enhance the level of social-ecological fit. Our approach and results are illustrated using maps, which facilitates the potential application of this method in land use planning practice.介绍
社会生态系统的适应性问题已经被记录和讨论了几十年，并被证明限制了保护和发展目标的整合(Folke et al. 1998, 2007, Young 2002, Brown 2003, Berkes 2006, Cumming et al. 2006, Borowski et al. 2008, Brondizio et al. 2009, Guerrero et al. 2013)。所讨论的适合度维度包括地理、司法或功能适合度(Cumming等人，2006年)，其中大多数论文将其简单地称为制度适合度问题。尽管有这种广泛的兴趣，但仍然缺乏量化社会和生态适应水平的方法，并以综合的方式将不匹配本地化。事实上，Pelosi等人(2010)回顾了有关农业空间错配的文献，发现只有15%的论文明确考虑了系统中的生态和社会过程。剩下的85%调查了社会或生态过程，尽管他们都讨论了社会-生态规模的不匹配。
尽管如此，还是有一些有希望的尝试。Ekstrom和Young(2009)开发了一种方法，用来衡量生态系统的一部分与一系列制度之间的功能契合度。Bodin和Tengö(2012)提出了另一个评估社会-生态契合度的跨学科模型，Bodin等人(2014)扩展了该模型。我们继续这一发展，并通过观察瑞典中部的区域城市/城郊景观，专注于与生态和治理过程的空间匹配相关的制度契合。当一个生态过程不能得到充分的管理时，就会发生空间不匹配，这要么是因为管理行动在一个比解决生态问题相关的更粗或更细的尺度上应用(分辨率不匹配)，要么是因为生态过程超越了治理边界(边界不匹配)(Cumming et al. 2006)。这些类型的不匹配可能重叠，例如，在司法边界迫使行为者在太细的尺度上管理生态过程的情况下。如果焦点生态过程不是包含在一个负责整个区域的单一高级别行为体的空间管辖范围内，也不是包含在几个较低级别行为体的空间管辖范围内，那么边界不匹配是不可能解决的(Pelosi等，2010年，Termeer等，2010年)。我们关注的是后一种情况，在这种情况下，空间匹配的程度取决于参与者之间的合作，每个参与者只管理由焦点生态过程定义的更大区域的一部分。
有人认为，与其他社会生态系统相比，城市景观中的空间不匹配通常更明显(Borgström et al. 2006, Ernstson et al. 2010)。城市化地区土地使用的集约化、分散化和不断变化给规划者带来了根本性的挑战，他们需要仔细评估新的发展规划的效果，以保持生态连接(Niemelä 2011)。城市化通常也意味着大多数物种的栖息地变得更小、更孤立。综上所述，这意味着局部灭绝的风险升高，因为物种的长期存在取决于与其他栖息地的连接，从那里可能发生再殖民(Hanski 1999, Fahrig 2003, Bergsten et al. 2013)。除此之外，许多城市区域由大量的行政区划组成，这在避免边界不匹配方面进一步使生态动态管理复杂化(Pickett et al. 1997,2001)。
这项研究涵盖了斯德哥尔摩县的所有26个市镇，斯德哥尔摩县的人口正在增长，达到210万居民。一半的人口居住在斯德哥尔摩市中心，剩下的一半分布在城市化程度不同的其他城市。我们集中研究湿地生态系统，特别是连接相距达5公里湿地的物种扩散过程，从而在单个湿地和县域尺度上影响物种多样性和生态系统服务。城市湿地是当地生物多样性的热点，它们的稀有意味着其作为生态系统服务和野生动物栖息地的重要性提高了(Baldwin 2011)。自1900年以来，世界湿地面积的一半以上已经消失(Zedler and Kercher 2005)。湿地损失对区域生物多样性的影响可能比栖息地面积损失所预期的要大得多(Amezaga et al. 2002, Baldwin 2011)。事实上，以往的研究已将湿地保护政策的失败归因于湿地水与植被之间空间关系的复杂性和“不可见性”(Turner et al. 2000)。
湿地的生态完整性依赖于存活的物种数量，而存活的物种数量又依赖于湿地之间的分散能力。不同的人类活动对扩散潜力有积极和消极的影响。在我们的研究案例中，关键的治理领域是土地使用规划和城市发展，特别是更直接的湿地管理，如生境保护和林业和农业排水。瑞典立法规定，土地使用规划通常是市政府的责任(瑞典的“市政规划垄断”;规划与建筑法2010)(瑞典)。与欧洲其他大都市地区的治理体系相比，斯德哥尔摩县的区域参与者只有指示性和咨询权，市政当局是唯一强大的参与者类型(Emmelin和Lerman 2006, Schmitt 2010)。地方当局可能对市政规划结果产生一些间接影响;例如，通过区域场景规划、指令和信息。尽管它们更广泛的空间关注可能解决空间不匹配问题，但市政规划垄断往往阻止区域参与者超越顾问或促进者的角色(除非市政当局违反正式规定)。监管强调城市作为土地利用规划和自然管理的基础单位，因此有利于治理当地包含的生态过程，而不是超越城市边界的生态过程(图1)。这意味着土地利用的大部分决策权是分布和分散的，这符合多中心治理的一些基本原则。不进一步讨论决策权最好是以地方为基础还是以区域为基础，研究领域目前的体制和法律框架表明，城市间合作可能在解决边界(和解决办法)不匹配方面发挥重要作用。通过对共享湿地和湿地连接的联合管理，或者至少通过与邻近城市沟通意图和活动，可以避免不匹配。从地方政府的角度来看，有令人信服的理由与与湿地有生态联系的相邻行为体进行更多的湿地相关合作，而不是与没有生态联系的邻居进行合作。这些合作可能会对湿地的地方功能以及全县湿地系统的更高级别功能产生积极的结果。 There are indeed a few documented examples of formalized multimunicipal collaborations regarding planning, green infrastructure, and water quality (e.g., Stephan et al. 2006, TMR 2010, 2013). However, these projects have not specifically targeted the biodiversity and functions of wetlands, and they have not addressed nonaquatic biotic processes. Collaboration between municipalities may therefore play an important role in maintaining nonaquatic wetland connectivity.
我们的目的有三个。首先，通过使用网络建模方法结合社会和生态系统的空间明确表示，我们开发了一种简单但通用的跨学科方法，通过自治但相邻的土地管理者(本研究中的市政当局)之间的协作来评估生态过程和治理系统的空间匹配(一致性)程度(另见Treml et al. 2013)。
其次，我们运用这种方法对瑞典斯德哥尔摩县的研究系统进行了社会生态适应水平的调查。研究区共641个湿地，重点研究了城市政府间的合作模式和湿地非水生连接的生态模式。该地区之前的研究和政策工作表明，市政当局越来越意识到影响当地生态的跨城市生态联系(斯德哥尔摩市政当局2007年，Bergsten和Zetterberg 2013年)。最值得注意的是，区域绿色基础设施的概念已由县当局广泛传播到市政当局(TMR 2010)。这促使我们测试双边合作是否在邻近城市之间比非邻近城市之间更常见(假设H丁腈橡胶)．然后我们测试合作是否与关键湿地连通性相关(H适合)．如果这是真的,H适合尤其是湿地治理的社会-生态边界不匹配问题，而H丁腈橡胶建议市政当局在选择湿地合作伙伴时，应在总体上提高双边社会-生态的契合度，但不特别适应湿地的连通性。缺乏积极的结果在H丁腈橡胶和H适合将表明缺乏有效的机制，以提高跨边界生态过程之间的总体适合程度(拒绝H丁腈橡胶)，特别是面向湿地的过程(H适合) vis-à-vis湿地协同管理模式。
第三，我们确定和定位社会-生态景观中值得特别关注的关键联系。使用地图，我们展示了边界城市之间的这种不匹配和匹配:
- 由于湿地的高度连通性，邻近城市应该继续合作(匹配)
- 由于湿地连通性较低，可能重新安置协调资源的邻近城市，或者可能利用现有的协作启动湿地恢复项目的邻近城市(不明确的不匹配)
- 邻近城市应加强协调，以保护湿地的高度连通性(不匹配)
因此，第三个也是最后一个目标将范围从评估空间适合度的总体水平改为确定关键的城市边界。这涉及到通过建立新的合作关系或创建/恢复湿地区域，在有意提高适合程度的最有效尝试的地方定位差距。第三个目标还包括尝试扩大地理规模，分析区域湿地结构和聚集如何跨越多个城市，而不仅仅是特定的城市边界。是否存在区域联系，这意味着在保护全县湿地连通性方面，一些城市比其他城市更重要?
方法
研究网站
在大多数社会中，湿地是保护的优先事项，因为与之相关的物种和生态系统服务的数量，也因为人类活动造成的面积损失的绝对数量(Haig等人1998年，Zedler和Kercher 2005年，Costanza等人2006年，ten Brink等人2012年)。瑞典拥有欧洲第二大湿地面积(9万公里)2)和欧洲最大的湿地类型变化(Gunnarsson和Löfroth 2009)。在瑞典，重要的湿地服务包括牧场、养分保存、水净化、授粉、固碳、观鸟和狩猎(环境保护署，2012年)。
世界各地的景观变化减少了许多湿地植物和动物的数量。湿地物种的生存能力受到栖息地丧失和破碎化的影响;也就是说，通过影响生物在湿地之间移动的能力。城市湿地的研究发现植物多样性与湿地之间的距离呈负相关(Lopez and Fennessey 2002, Lopez et al. 2002, Cohen et al. 2004, Matthews et al. 2005, Reiss 2006)。在全球范围内，世界上41%的两栖动物物种现在受到威胁(Frost 2013)，它们与景观的相互作用使它们对碎片化非常敏感(Sjögren 1991, Joly et al. 2001, Marsh and Trenham 2001)。阻止两栖动物物种减少的最大潜力来自于管理连接模式的景观规模的保护计划(Cushman 2006)。
在斯德哥尔摩县，90%的现有湿地区域已受到泥炭开采和农业和林业排水的影响(SCAB 2013年)。目前，城市发展和道路建设是该县湿地及其连通性的主要威胁。然而，由于当前保护甚至恢复湿地的政治利益，补偿是有可能的(SCAB 2013)。20世纪90年代新的国家立法阻碍了新沟渠的建设，但这一措施通过加强对旧沟渠的清理得到了平衡(Tranvik和Bjekle 2010)。《湿地繁荣国家战略》(SEPA 2005)规定，到2020年，应制定保护珍贵湿地和生态系统功能的物种保护、湿地恢复和保护措施。
该县26个直辖市的面积差异很大，平均土地面积为251公里2和383公里2在标准偏差(中位尺寸= 142公里2，全县土地面积= 6526公里2[统计瑞典2013])。该县的城市规划者面临的挑战是，在适应加速城市化的同时，管理生物多样性，促进自然的合理利用。随着20世纪湿地退化和湿地生态意识的提高，最近我们看到了更多保护和恢复湿地的行动。
通过网络分析分析空间拟合
我们分析空间拟合的方法要求我们根据节点和链接来定义社会和生态网络(图1)。在社会网络分析中，节点通常代表人或组织，而链接代表节点之间的关系，如通信模式、合作或资源交换(Wasserman和Faust 1994, Scott 2000, Borgatti et al. 2009)。社会网络分析已被应用于社会生态系统，研究网络结构和连通性的变化如何影响网络性能和个体行为者的行为(Bodin和Prell 2011)。结合社会和生态数据的网络分析结果是引出社会生态系统管理意义的建设性方法(Bodin和Tengö 2012, Rathwell和Peterson 2012, Guerrero等人2013)。在本研究中，社会节点代表城市，社会链接代表湿地管理的城市间协作关系(图1)。
在景观和运动生态学中，空间生态网络将资源斑块表示为节点，而链接表示连接节点的生态过程，如能量或遗传物质的扩散和交换(Cantwell and Forman 1993, Urban and Keitt 2001, Bodin and Norberg 2007, Dale and Fortin 2010, Galpern et al. 2011)。生态网络分析已被用于研究受栖息地碎片化威胁的元种群，例如，在城市地区，斑块之间的连通性水平往往极低，需要积极管理(urban et al. 2009)。因此，生物多样性和生态系统服务的提供受到构成景观中物种栖息地的资源斑块的空间组织的影响。在本研究中，生态节点代表湿地，生态链接代表湿地之间通过扩散的生态连接。我们对湿地管理和湿地生态之间的契合度的分析建立在这样一个假设之上:湿地保护规划和备选土地用途是通过湿地所在市政当局的管理过程来控制的，如图1所示。当然，这种假设也有例外——一个有趣的当地案例是由高尔夫球场经理维护的池塘(Colding et al. 2009)。虽然有些湿地为私人所有，但只有市政当局制定了更大范围的综合空间规划。此外，市政当局在制定管理指导方针、法规、恢复激励措施和建设许可证方面具有核心地位，这些可能会影响其境内所有湿地。
湿地数据和连通性评估
我们使用了641个湿地的公开数据，平均面积为23.1公顷(标准偏差为22.8公顷)，总共占该县土地面积的2% (Gunnarsson和Löfroth 2009;附录1为研究区内的湿地分布)。湿地之间的距离限制了扩散成功的机会，这反过来又影响了物种的生存，以及它根据栖息地变化和当地种群动态而重新迁移和殖民的能力(Bergsten et al. 2013, Saura et al. 2014)。为了适应具有不同传播能力的物种，我们在连通性分析中应用了1、2、3、4和5公里作为湿地间的阈值距离。该范围包括湿地修复项目的目标物种和/或生物多样性指标的几种两栖动物物种的最大扩散距离;例如，常见的蟾蜍(以以)、池蛙(Rana lessonae)、冠蝾螈(Triturus cristatus)、火腹蟾蜍(Bombina Bombina)、花椒蟾蜍(Epidalea calamita)和树蛙(雨蛙arborea)．附录2描述了使用的湿地数据，生态保护和恢复中两栖动物的一些相关研究，以及在我们的案例研究中使用1-5公里范围的扩散距离的经验估计。较低的距离限制也与Smith和Green(2005)对53种两栖动物的综述有关，102篇文献中有44%报告最大传播距离超过1公里。我们强调，我们的方法要求在绘制生态连接时仔细考虑湿地之间的距离。通过引入矩阵数据可以进一步提高基于网络的连通性模型的精度;即，焦点资源斑块之间的土地使用，如海拔数据、路网或观察到的分散事件(例如，Zetterberg等，2010年)。
生态网络分析
使用网络方法建模连通性
我们的生态网络分析将单个湿地表示为节点。空间网络分析已被应用于许多湿地系统和空间结构两栖动物种群的保护研究(例如，Fortuna等人2006,Wright 2010, Zetterberg等人2010,Ribeiro等人2011,Peterman等人2013)。当湿地边沿距离不超过阈值距离时，两个节点通过链路直接连接d．两个湿地(我而且j在式1中，属于同一分量的，通过一个数字间接连接问ij中间的链接。图2所示为湿地系统的一部分d= 2,d= 4公里。
地区湿地结构
在分析单个湿地与城市地理边界的相互作用之前，我们对斯德哥尔摩县和湿地密度较高地区的湿地分布进行了过程-颗粒分析。为此，我们将湿地矢量数据转换为25米分辨率的栅格，并使用半径为2公里的移动圆创建了第一张密度图。同样的移动圆算法应用于输出，产生如图3所示的聚合。每个聚集体代表一个连续的区域，在这个区域中，有机体在觅食和适应季节变化时可以到达并频繁利用栖息地资源(Ray et al. 2002)。这些聚集表明，一个连续的高湿地密度区域可能延伸到多个城市，这补充了一次只关注一个城市边界的分析。
识别关键的生态联系
我们估算了每个节点(湿地)和每个链接对全球连通性测度IIC(连通性积分指数)的贡献(Pascual-Hortal和Saura 2006)。IIC从物种的角度衡量景观中栖息地的可用性，通过考虑景观中栖息地斑块的面积和空间排列——在本例中是整个斯德哥尔摩县的湿地。IIC由下式给出:
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(1） |
在哪里一个我而且一个j这些地区是湿地吗我而且j；问ij湿地之间最短路径的链接数是多少我而且j；而且一个l是总研究面积。IIC范围从0(无生境)到1(生境覆盖整个景观)。对于景观中给定的生境总面积，如果生境集中在一个斑块上，则IIC值最高，如果生境分散在同样小且最大程度上孤立的斑块上，则IIC值最低。
湿地或湿地链接的重要性由其dIIC值给出，该值等于去除该元素后IIC减少的百分比(Pascual-Hortal和Saura, 2006年)。因此，dIIC是一个网络元素对整个栖息地网络连通性贡献的相对度量，是保护规划中广泛使用的指标(Conefor 2014)。常数一个l不影响dIIC。如果连接两个湿地面积较大的节点，则该链路的dIIC值较高(或显著降低)问ij）．平均链路dIIC随色散距离阈值的增大而减小d由于网络中链路总数的增加 迅速。节点对IIC的贡献与链接相同，此外，节点的dIIC也随着其湿地面积的增加而增加。因此，网络元素的dIIC值反映了它在景观中连接湿地区域的良好程度。Ribeiro et al.(2011)发现dIIC值与斑块内两栖动物多样性具有明确的相关性。从保护的角度来看，高连通性值表明在管理种群严重分散的物种时需要注意的位置(Zetterberg et al. 2010, Ribeiro et al. 2011)。在这项研究中，我们特别关注dIIC值较高的斑块和连接，这些斑块和连接也被城市边界所交叉，所有这些都意味着这些城市之间更需要对话。
跨境连接
我们通过合计所有元素的dIIC值(e米如式2所示)，它们被两个直辖市之间的边界所跨越。因此，对于每一个湿地间阈值距离(1-5公里)，每一对相邻城市的双边生态连通性值都被聚合。然后，我们对所有5个分析距离的这些值进行两两相加，以便得到一个更全面的生态网络与协作数据进行比较。因此，生态连通性(链接权重)E城市之间一个而且b由下式给出:
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（2） |
在哪里d距离是0-5公里和米与边界相交的元素的数量是多少d公里。为了便于解释，我们将汇总的跨界连接程度分为三个级别:低连接(下四分位数)、中等连接(四分位数范围)和高连接(上四分位数)(另见Treml et al. 2013)。
城市之间的合作
协作(社会)网络包括城市作为节点，城市间合作作为链接。
选择的受访者
2011年，我们通过向市政官员(主要是生态学家和环境规划者)发送一份基于网络的调查，调查了市政合作情况。所有的受访者都被要求代表市政组织回答调查。选择应答者的标准是:应答者应从事自然资源的空间规划和管理工作，他们在一定程度上直接或间接参与决策(例如定期提供生态咨询)，并告知他们与其他市政当局的合作情况。最后一个标准首先是根据潜在受访者(据我们所知)是否定期参加与其他市政官员讨论生态问题的会议来估计的。其次，我们要求受访者转发调查，以防他们的同事比他们更了解政府与其他市政当局的合作。除两名受访者外，所有受访者都表示他们在合作上花费了时间(每月>小时)，从而证实了他们作为本研究受访者的相关性。两个没有进行合作的受访者表示，市政当局作为一个整体没有就绿色问题进行合作。通过电子邮件和/或电话向几个城市的潜在回答者发出提醒，以便从研究区域的所有城市收集答复。大多数城市只有一个答复代表(附录3)。
调查工具
市政当局可能会与其他市政当局进行多种类型的协作。在这项研究中，我们集中研究了与湿地管理相关的合作。调查提供了所有26个城市的完整清单，受访者必须积极选择“不合作”或从三种预定义的湿地相关合作类型中选择一种:(1)信息交换;(2)生态知识的协同生产，如报告和实地评估;或(3)政策工作和联合规划和管理(调查工具见附录4)。我们提供了这些替代方案，以鼓励受访者在更广泛的意义上考虑合作。我们的社会-生态分析假设这些交互类型构成了通过增加意识、协作反思或实际适应-à-vis生态过程来避免边界不匹配的机会。
协作数据
在社交网络中，我们只考虑了任何类型的互惠链接(n= 54，链接密度= 8.3%)，这意味着只有两个相关城市中的一个提到的50个链接被遗漏了结果部分。这种方法通过降低包含非常弱的协作关系的风险和限制受访者对调查问题的潜在误解所产生的意想不到的影响，增强了协作网络的保真度。我们的分析仅使用协作网络来评估其与生态网络的空间契合度。也就是说，我们没有单独对社会网络进行分析，因为我们关注的是社会-生态匹配(但请参阅附录3，了解协作网络中城市的节点中心性)。
社会与生态网络空间比较(拟合分析)
二次赋值拟合假设的检验过程
我们使用多元回归二次分配程序(MRQAP) (Dekker et al. 2007)来测试空间邻接和/或湿地跨界生态连通性是否能够预测观察到的城市(节点)之间的协作。MRQAP允许多变量回归分析，其中复用网络(即，邻接矩阵，其中单元表示节点之间的多个链接)被用于预测网络中另一类型链接的配置(因变量)。MRQAP扩展了更简单的二次分配程序(QAP) (Hanneman和Riddle(2005))，后者计算网络之间的相关性，并通过随机排列方法发展标准误差来测试关联的显著性，因此是广泛使用的Mantel检验的一种形式(Mantel 1967, Legendre和Fortin 2010)。我们检验了假设H丁腈橡胶使用“邻居网络”作为解释变量，其中一个二进制链接表示任意给定节点对之间的共享边界(也就是说，表示市政当局是否是邻居)。我们检验了假设H适合使用城市节点之间的生态连接作为解释变量。QAP回归应谨慎使用二元数据(Robins等，2012);因此，我们用因变量(协作网络)和自变量(邻居网络和生态连通性)之间的两两QAP相关检验来补充回归分析。MRQAP和QAP在Ucinet中实现(Borgatti等人，2002年)，并由Hanneman和Riddle(2005年)进一步描述。
双边匹配
我们通过测试合作是否与每一对邻近城市的湿地连接相一致，来识别和定位社会生态匹配和不匹配。我们展示了我们发现社会和/或生态连通性的每一对城市的匹配或不匹配情况，如图4所示(另见Treml et al. 2013)。
结果
合作及区域湿地区
相互合作的网络相对稀疏(图3)。在26位演员中，9位没有相互合作，8位有1 - 2个联系(平均2.1个联系)。能够改善体制适应性的合作活动包括战略制定、保护规划、水管理、收集和分享实地数据、交流规划的发展或保护行动，以及恢复湿地生境。
有两个联系相对良好的城市集群:一个在该郡的南部，有相当大的湿地区域，另一个就在斯德哥尔摩的北部，其市政当局没有或相对较少的湿地区域(图3)。连贯的湿地聚集或中高湿地密度的走廊，人们可以预期许多湿地物种在其中茁壮成长，在区域范围内形成(图3)。延伸到几个城市的聚集表明，需要多城市协调来充分保持区域范围内的连接，而不仅仅是相邻城市之间的边界不匹配问题。
寻找关键湿地及湿地连结
图2显示了单个湿地之间的连通性，假设最大扩散距离为2 km和4 km。它说明了当考虑较大的分散距离时，湿地管理的空间社会-生态复杂性是如何增加的。许多湿地集群包含在一个单一的城市的边界内d= 2公里是较大的跨界集群的部分d= 4公里(图2)。在这种情况下，最大传播距离较短的物种，如冠蝾螈或普通蟾蜍，不会分散到或从邻近的城市，然而，例如，池蛙或普通鼩鼱，有较长的传播距离，与邻近城市的种群相互作用(附录2)。
相邻城市之间的湿地连接
图5显示了相邻城市之间跨界连通性的合计估计值(使用公式2计算)，说明临界水平大多出现在距离县城中心(斯德哥尔摩市政府(ST)所在的地方)一段距离的地方。这反映了该地区城市核心湿地和湿地连接的密度较低(图3，附录1)。如果一个城市没有湿地，就不可能有跨界连接。
匹配和不匹配的本地化
在调查中发现的所有合作中，12%的合作符合高互联互通，29%的合作符合中等互联互通，6%的合作符合低互联互通，53%的合作完全没有跨境互联互通。图4所示的社会-生态匹配和不匹配的位置如图6和图7所示。在协作网络相对稀疏的情况下，空间不匹配比匹配更多(图3)。尽管如此，有7个湿地连接中或高的边界被协作关系匹配(图6)，因此符合我们定义的充分匹配。图7中的红色链接标志着最负的边界失配类型;也就是说，有很强的湿地连接，但缺乏双边对话。
社会与生态的契合程度
双变量回归模型(MRQAP)不能很好地预测合作，调整R20.099 (p= 0.001)。然而，模型显示，邻居网络与协作网络显著相关(系数= 0.37，p= 0.0005)，生态网络无(系数= -0.09，p= 0.10)。两两的QAP相关性(结果未显示)显示与MRQAP分析相同的模式;即邻里网络与协作网络显著相关，而生态网络与协作网络不显著相关。因此，我们找到了假说H的支持丁腈橡胶但不是H适合．
讨论
区域范围内符合
在区域尺度上，我们的分析表明，中高密度的区域湿地走廊连接着邻近和非邻近的城市(图3)。例如，HA的湿地与SÖ和NK相连。医管局与直接邻近的城市和较偏远的市政当局合作，使其能够在区域范围(图3)和特定邻近地区(图5)解决湿地连通性问题。
多尺度连通性分析表明，县域南北湿地聚集体之间的长距离扩散相当有限。虽然湿地密度(图3)表明在UB-EK-SA上存在潜在的区域走廊，但基于diic的分析(图5)显示EK-UB和JÄ-SO的湿地连通性较低。同样,VH的连接的小聚合湿地李dIIC最高所有跨境值的分析(图2 b,无花果。5)。然而,这个连接继续向南从李ST-HU在一系列湿地太少和支离破碎,没有连续走廊的湿地面积密度图(图3,图5)。从institutional-fit的角度来看,这是我们没有发现严重的合作关系在这两个地区通路。相反，只有ST有能力实现多市政努力，旨在有效管理该县南部和北部湿地系统之间的连接。
这一区域尺度的分析表明，沿区域扩散走廊的两个邻近城市之间的协作不仅对两个城市的湿地具有重要意义。相反，它可能支持保护或加强县域南北湿地系统之间的区域连通性。例如，考虑到整个地区都受益于LI的湿地保护，我们推测，与其依赖市政当局之间的自愿合作，不如由区域层面的机构处理具有区域价值的联系。根据《欧洲水框架指令》的要求，基于划定的流域，瑞典出现了多县机构和一些自我组织的多市政努力，以保护水质。尽管这些都是必要的措施，但区域协调还应考虑跨流域的非水生生态过程(Amezaga等人，2002年，Soomers 2012年)，在本研究中以基于密度的湿地区为代表(图3)。让行为体参与新的治理举措是一个昂贵的过程，通过考虑当前的合作和生态连接模式，可以降低成本/效益比。例如，一项关于整个斯德哥尔摩县湿地系统的倡议应确保社会中心行动者ST的参与，但也包括LI和EK这样的行动者，因为他们在区域生态网络中具有潜在的关键地位，并与协作网络中的纬度隔离相结合。相反，排除这些城市将加剧目前的区域社会-生态不匹配(图7)。
跨境适合
我们的研究结果表明，被调查的城市之间开展了合作，从而积极提高了匹配水平。然而，稀疏的合作导致了大量的双边不匹配(图7)。由于目前53%的湿地相关合作与湿地连通性不匹配，似乎我们分析中的社会和生态过程没有以有效的方式匹配。对协作网络和生态网络之间的一致性水平的统计检验进一步强化了这一结论，尽管与邻近城市进行更多合作的相对较弱的趋势确实有助于更好的整体匹配。尽管如此，目前的合作可能有助于匹配我们的特殊案例研究没有考虑到的湿地连通性，如水文或物种在较远距离的传播。
湿地的紧密连通性标志着有必要开展双边对话，以协调城市边界两侧的管理行动。它可能促使行政当局重新分配用于与其他市政当局合作的资源。例如，我们的研究结果表明，SO地区的湿地管理者可以考虑增加与UV的合作(图7)。其他需要加强合作的城市组合是UV和SI, VT和NO, LI和VH, BO和NH, NH和HA，以及SÖ和SA。请注意，这些双边不匹配中的一些与区域分析中显示的差距重叠(图3)。
我们还发现，有些合作是在不共享任何湿地连接类型的城市之间进行的(例如，图6中的TÄ和ÖS)。这可以被解释为对有限合作资源的低效分配。或者，我们也可以把这种弱生态连通性和已经建立的合作的并存视为湿地恢复和跨界连通性的杠杆点。从这个角度看，SO、SU、SN、DA、ST聚类湿地具有良好的联合建设或修复前景。这些参与者组成了一个非正式的城市规划组织“4S+J”(包括JÄ但不包括DA) (Ingo et al. 2006)。此外，最南端的八个城市组成了Södertörn集团，在这个集团中，城市共同参与基础设施项目和自然保护(Ingo et al. 2006)。这两个群体——尽管并不主要从事湿地管理——可能是图3中可见的两个社会联系良好的城市单元(集群)背后的驱动因素。ST有八个环节，具有最高的中心性，这可能是研究区域一半的居民和更多的资源用于协作的结果。这三个例子说明了在湿地管理中有合作伙伴可能存在的“偏见”，这可能解释了为什么我们没有找到假说H的支持适合；也就是说，如果湿地连接在一起，市政当局倾向于合作。要找出两个城市在湿地管理方面合作的确切原因，我们需要从历史、文化、经济和制度层面寻找与湿地连接不直接相关的因素。一种不同于我们的研究制度契合度的方法可能是绘制研究区域内存在的多城市协作群体的地图，然后研究这些群体能够感知和管理什么样的空间生态系统结构。
改善健康
斯德哥尔摩地区的实证研究表明，最明显的空间不匹配存在于多城市尺度上(Borgström et al. 2006, Ernstson et al. 2010)。通过这项工作，我们希望为识别这种不匹配提供概念性的理解和实用的方法。我们研究体系的一个关键属性是规划管辖权的地理分离，在瑞典被称为市政“规划垄断”。因此，我们的研究结果表明，湿地治理存在空间错配，但这些错配可能通过多城市合作的方式来解决。在单中心治理的传统中，这样的安排被认为模糊了每个自治市各自的责任(Termeer et al. 2010)。另一方面，多级治理传统强调跨治理级别协调的作用(Hooghe和Marks 2003)。后者使空间不匹配得以探讨，并可能通过管理个别资源的当地行为者和在更大范围内监测生态模式并协调当地行为者管理行动的区域行为者之间的互补活动加以解决。在我们的网络调查中，所有城市都报告了至少一次与区域或城市层面的行为者的互动(未显示)。尽管如此，很明显，在这种情况下，市政当局还没有与其他市政当局制定足够的合作安排，以适应管理所观察到的湿地模式(Folke et al. 2005, Olsson et al. 2007)，因此将在很大程度上依赖区域机构来解决边界不匹配问题。在我们的研究体系中，该问题在一定程度上由县机构“区域增长、环境与规划”(TMR)解决，该机构制定绿色基础设施管理政策，并主持有关规划和生态的公开讨论。 However, it is important to acknowledge that regional initiatives are more likely to succeed and guidelines are easier to implement if collaborative ties are already in place between municipalities.
为了为协作的多城市景观管理提供有效的激励，瑞典的高度分散的规划可能需要在立法上辅以跨层级治理机制，比今天更有效地适应跨边界生态模式(Bergsten和Zetterberg 2013)。此外，当土地管理者拥有个人实验性理解和绘制空间生态模式的能力时，空间匹配会得到加强(Borowski等2008年，Bergsten和Zetterberg 2013年，Cumming等2013年)。
结论
我们的分析方法认识到，行政边界在生态上是重要的，因为它们制约着管理活动的规模和强度，而管理活动反过来又影响着往往超越同一行政边界的生态系统功能。相比之下，传统的湿地保护方法往往基于对被认为具有特殊重要性的孤立地点的保护，通常是因为它们对迁徙的水鸟具有重要意义(Amezaga et al. 2002)。然而，忽视空间依赖性可能会导致社会-生态不匹配，随着时间的推移，这可能会对当地湿地造成不利后果。
然而，解决社会-生态不匹配需要社会-生态一体化的分析方法，并能够指出具体的不匹配。我们的论文沿着这条道路前进，提供了一种新的方法来定位潜在的空间不匹配，这需要对跨特定边界起作用的社会和生态过程进行深入调查(另见Treml et al. 2013)。该方法只要求管理人员和资源在空间上相关联;也就是说，参与者与景观的不同部分相互作用(重叠与否)。在人类主导的生态系统中，社会和生态过程通常跨尺度相互作用，景观规划需要识别相应尺度的模式。最容易观察到的尺度对关注的生态问题不一定有意义。例如，物种调查或土地覆盖图等容易观察到的数据往往只有在它们能够在更高层次上识别生态系统功能时才具有相关性(参见Steinhardt和Volk 2003年的多尺度模型和Cumming等人2006年定义的分辨率不匹配)。在我们的研究案例中，单个湿地的连通性模式影响着更高层次的生态组织属性，如物种分布和县级生态系统服务。在斑块尺度上，我们的生态网络分析根据单个湿地斑块的大小和与景观中所有其他湿地的空间关系对其连通性贡献进行了排序(图2)。评估单个资源斑块的连通性和保护关键区域的生态完整性是在生态系统水平上保持所需属性的成本效益措施。研究生态网络结构(图2)也是一种可行的方法，可以找到栖息地恢复的地点，从而增强整个湿地系统的连通性。
最后，空间生态和社会连接的网络模型可以很容易地包含更多关于节点和焦点连接过程的信息。例如，社会联系的属性可以用来表示一种关系的强度，或表示两个行为体通过在同一跨界组织中的成员关系而具有间接关系(万斯-博兰和霍利2011年)。生态环节可根据基质质量进行加权;例如，道路如何影响两栖动物的运动(Beaudry et al. 2008)。此外，行为者和资源之间的社会-生态联系可以进一步明确，例如，通过区分管理活动和生态系统服务的类型，或通过跨空间连接行为者和资源(比如当服务和环境影响被运输到其他地点时)(Seitzinger et al. 2012)。确实存在大量与制度契合相关的社会和生态连接模式。通过在同一尺度上对生态和行政模式进行建模，从而进行比较，我们的研究表明，对于如何理解和改善空间制度契合度，有可能为管理者和决策者提供具有实用价值的结果。
致谢
该项目获得了瑞典研究委员会Formas的资金支持，斯德哥尔摩大学的mista通过核心赠款向斯德哥尔摩韧性中心提供资助，斯德哥尔摩大学的EkoKlim战略研究项目也提供了资金支持。
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