مقايضات البيئة والمجتمع عبر الزمن الفضائي وخدمات النظم الإيكولوجية

فوائد وقيود مفهوم خدمات النظم الإيكولوجية في السياسات البيئية وصنع القرار: بعض وجهات نظر أصحاب المصلحة.

ويستخدم مفهوم خدمات النظم الإيكولوجية بصورة متزايدة في السياسات البيئية وصنع القرارات. ونقدم هنا تقريرا عن النتائج التجريبية التي انبثقت عن مناقشات أصحاب المصلحة في إطار مشروع البحث عن خدمات النظم الإيكولوجية بشأن بعض التحديات التي لم يتم حلها فيما يتعلق باستخدام المفهوم البيئي والاجتماعي (إس) في عملية صنع القرار. وتبين النتائج أن حدوث أوجه التآزر والمفاضلة بين مختلف النظم البيئية وأهميتها بالنسبة لصنع القرار يعتمد إلى حد كبير على النطاق المعني (ولا سيما فيما يتعلق بمستويات صياغة السياسات وتنفيذ السياسات على التوالي)، وعلى الطرق المحددة التي تكون بها النظم الإيكولوجية (مثل الممارسات المختلفة في مجال الغابات والزراعة). ونخلص إلى أن استخدام مفهوم خدمات النظام الإيكولوجي يمكن من إجراء تقييم شامل لآثار السياسات. ومن شأن هذا التقييم أن يسهم في زيادة التطابق بين السياسات من خلال الكشف عن المفاضلات ومناقشتها وتحقيق أوجه التآزر. ومن الأمور الحاسمة في هذا الصدد، تقييم سليم يتضمن تنوع تصورات أصحاب المصلحة ومعارفهم وأفضلياتهم على مختلف المستويات.

يسلط الضوء.

► العديد من إس - بغض النظر عن الخدمات غير القابلة للتسويق - يتم تناولها ضمنيا في العديد من السياسات الأوروبية. A توجد تنوع واسع من التفسيرات لماذا يختار الناس إس واحد على آخر. depend تعتمد المقايضات وأوجه التآزر بين الإدارة البيئية على الإدارة. The تتوقف أهمية المقايضات والتآزر على حجم اتخاذ القرار.

اختر خيارا لتحديد موقع / الوصول إلى هذه المقالة:

تحقق مما إذا كان لديك حق الوصول من خلال بيانات اعتماد تسجيل الدخول أو مؤسستك.

خدمة المقايضة والتآزر.

ورقة توليف أوبنيس.

فرانسيس توركلبوم، ماريجك ثونين، ساندر جاكوبس (إنبو، بلجيكا)، مارينا غارسيا-لورينت (إيميدرا، إسبانيا)، بيرتا مارتن-لوبيز (جامعة ليوفانا، ألمانيا)، بام بيري (جامعة أكسفورد، المملكة المتحدة)

المقدمة.

وقد ركز الكثير من البحوث على كيفية توفير خدمة بيئية واحدة (أو في أحسن الأحوال) من قبل بعض النظم الإيكولوجية و / أو التي تطلبها مجموعات معينة. ومع ذلك، في الواقع، توفر النظم الإيكولوجية أو المناظر الطبيعية وتنوعها البيولوجي خدمات النظم الإيكولوجية المتعددة التي تؤثر أيضا على بعضها البعض. ولأغراض صنع القرار والإدارة، من الأهمية بمكان التركيز على جميع المعايير البيئية ذات الصلة، وكذلك النظر في العلاقات القائمة بينها (كاندزيورا وآخرون، 2013). عندما يكون التسليم المتزامن لعدة إس / المطلوب إس غير ممكن، تمنع بقوة بعضها البعض، أو الشروع في الصراع، ونحن نتحدث عن "المقايضة إس".

وظهر مصطلح "المقايضة" في الستينيات في النظرية الاقتصادية (المستمدة من الفعل "للتداول"). المصطلح المبادل ينطوي على فقدان نوعية واحدة أو جانب من شيء مقابل الحصول على نوعية أخرى أو جانب آخر. وهي تستخدم الآن بشكل عام للحالات التي يلزم فيها الاختيار بين أمرين أو أكثر لا يمكن أن يكون في نفس الوقت.

والمقايضة هي أيضا مصطلح شعبي جدا في الأدبيات البيئية والاجتماعية، ولكنها تغطي مجموعة واسعة من الظواهر، مثل تعارض استخدامات الأراضي، ارتباطا سلبيا بين الحوادث المكانية ل إس، عدم التوافق إس، التنافس واستبعاد إس، الخ. على الرغم من وشعبيتها، والتعريف بديهية من "المفاضلة إس" والمتضادات "إس التآزر" تفتقر الوضوح المفاهيمي. عند الانتقال من المفاهيم النظرية نحو المقارنة العلمية، هناك حاجة إلى مزيد من التعاريف التحليلية. وفي هذا القطاع الخاص، نستكشف المزيد من المفاضالت وأوجه التآزر بين خدمات النظم اإليكولوجية، التي غالبا ما تتغلغل إلى مقايضات بين المنافع ومكونات الرفاه) إنيستا أرانديا إت آل.، 2014 (، أبعاد القيمة) مثال مارتين-لوبيز وآخرون، 2014)، أو استراتيجيات الإدارة (ماكشين وآخرون، 2011).

المفهوم والتعريف.

ولتحديد مفهوم المقايسة البيئية والاجتماعية بشكل أفضل، نقترح معيارين. أولا، لا تحدث المقايضات أو التآزر بين الأنظمة البيئية والاجتماعية إلا إذا تفاعلت الدراسات البيئية والاجتماعية مع بعضها البعض. وقد يرجع ذلك إلى الردود المتزامنة على نفس السائق أو بسبب التفاعلات الحقيقية بين إس (بينيت وآخرون، 2009). ويمكن أن يشمل السائقون استخدام النظام البيئي والاجتماعي، والتغييرات الإيكولوجية، ونظام الإدارة، وخيارات الاستثمار، وما إلى ذلك. وحتى الآن، يتم تقييم المقايضات والتآزر بين الأنظمة البيئية والاجتماعية على أساس التواجد المكاني أو الزماني للإمداد بالطوارئ الأرضية، وغالبا لا توجد روابط مباشرة بين مثل هذه الخدمات المتفاوتة. وتعرف أنماط التغير البيئي (إس) المتفاوتة مكانيا أو زمنيا على أنها "حزم إس" (بيري إت آل.، 2016). وثمة فرق آخر مع حزم إس هو أنه بالنسبة للمقايضات البيئية والاجتماعية ليس من الضروري أن يحدث التفاعل البيئي والاجتماعي المتفاعل في نفس الوقت و / أو نفس الموقع (مثل آثار تحويل استخدام الأراضي في مرحلة ما قبل الإنتاج من أجل الزراعة على مخاطر الفيضانات في المراحل النهائية) (غارسيا-لورينت وآخرون، 2015).

ثانيا، يتطلب فهم المفاضلة والتآزر بين القطاعين الاقتصادي والاجتماعي أكثر من تقييم العرض (المحتمل) وتقييم الطلب (المحتمل) (جيجزندورفر إت آل.، 2015). ولا يستدعي التفاعل بين إس إلا عندما يكون "إس" مستعملا، أي أن النظام الإيكولوجي يدار أو يتغير / يتم الوصول إليه / يحمي / يعاني بطريقة أو بأخرى نتيجة للطلب. مثل هذا التدخل المادي هو الآلية السببية التي يتم من خلالها إثارة المفاضلة (أو التآزر): هذا "الاستخدام" لخدمة واحدة يغير الوصول إلى أو تقديم أو طلب خدمة (خدمات) أخرى. وبالتالي، فإن املفاضلة والتآزر تنطوي على جوانب من العرض والطلب واالستخدام) الشكل 1 (. في كثير من الأحيان في الأدب هذه الجوانب تعتبر منفصلة. ومن الأمثلة على ذلك: قابلية الإمدادات المحتملة (التي تحددها الجوانب الوظيفية الإيكولوجية أو أوجه عدم التوافق البيوفيزيائي)، والتنافس بين المطالب البيئية والاجتماعية (التي تحددها التفاعلات بين أصحاب المصلحة، مثل علاقات القوة)، والاختلالات بين الطلب والعرض (على سبيل المثال، الطلب غير الملبى على الطلب البيئي والاجتماعي). في هذه الأمثلة لا يوجد "تداول" فعلي، وبالتالي يمكن اعتبارها "عدم تطابق إس". ويمكن أن تكون أوجه عدم التوافق هذه إس مقدمة للمقايضات البيئية والاجتماعية، ولكنها في حد ذاتها لا تمثل حتى الآن المقايضات البيئية والاجتماعية.

وبناء على ما سبق، وبناء على تفسيرات، على سبيل المثال، رودريجيز وآخرون. (2005، 2006)، بينيت إت آل. (2009)، هاو إت آل. (2014)، يقترح التعاريف التالية:

والمقايضة هي "حالة يؤدي فيها استخدام نظام إس واحد إلى خفض المنافع التي يوفرها الآخر مباشرة. ويمكن أن يحدث تغيير في استخدام الطاقة الشمسية (إس) بسبب الطلب و / أو جانب العرض. ويمكن إجراء مقايضة في نفس المكان أو في منطقة مختلفة (مثل تأثير إدارة غابة لإنتاج الأخشاب على الترفيه المحلي ونوعية المياه في المجرى). والحالة الخاصة هي مفاضلة بين الاستخدام الحالي والمستقبلي لنفس البيئة الاقتصادية (مثل الإفراط في حصاد الأرصدة السمكية). والتآزر هو "الوضع الذي يؤدي فيه استخدام نظام إس واحد مباشرة إلى زيادة الفوائد التي توفرها خدمة أخرى" (مثل تأثير حماية منطقة الشعاب المرجانية على وفرة الأسماك، مما يزيد من الرعي الطحمي وبالتالي يحمي المرجان مما يعزز في نهاية المطاف فرص الترفيه ).

وبغية توضيح الفرق بين المفاهيم ذات الصلة، نقتبس تعريف حزم إس (بيري إت آل.، 2016): "مجموعة من خدمات النظم الإيكولوجية المرتبطة المرتبطة بنظام بيئي معين والتي عادة ما تظهر معا بشكل متكرر في الوقت المناسب و / أو الفضاء ". وبالتالي، فإن التفاعل بين النظام إس ليس ضروريا. ويعرف تعدد الوظائف بأنه "سمة النظم الإيكولوجية للقيام بأداء وظائف متعددة في وقت واحد قد تكون قادرة على توفير حزمة أو حزم إس محددة".

في الشكل 1، يتم تصور الروابط التحليلية بين هذه المفاهيم وآلية المفاضلة. فمن ناحية، يكون النظام الإيكولوجي عادة متعدد الوظائف، مما يمكن من الإمداد المحتمل لعدة إس (= حزمة إس). وقد تكون هناك قيود على العرض الفعلي للحزمة (إس) بسبب القيود على قدرة النظام الإيكولوجي على تقديم كل خدمة إلى المستوى المطلوب، وذلك بسبب الدوافع البيوفيزيائية (مثل المرض، وتغير المناخ، والأنواع الغازية)، والممارسات الإدارية، و / أو التفاعلات السلبية بين إس معينة. ومن ناحية أخرى، فإن أحد القوى الدافعة الرئيسية لإدارة النظم الإيكولوجية واستخدامها وهيكلها (وخاصة في المناظر الطبيعية المعدلة) هو مطالب ورغبات أصحاب المصلحة (موشت وآخرون، 2014). ويستدعي استخدام النظام الإيكولوجي التفاعلات البيئية والاجتماعية التي قد تؤدي إلى أوجه التآزر و / أو المقايضات. ويمكن أن تؤدي المقايضة إلى حدوث تضارب بين المستخدمين اعتمادا على من يتحمل العبء ومن يستفيد من الإمدادات البيئية والاجتماعية (تيب، 2010؛ كاندزيورا وآخرون، 2013). وفي حالة التآزر البيئي والاجتماعي (إس) أو عندما لا تتفاعل النظم البيئية والاجتماعية (إس) أو عندما يرغب أصحاب المصلحة في تجنب النزاع، قد يتفاوت التفاعل بين المستخدمين بين التعايش والتعاون. وتعتمد خيارات االستخدام الفعلية على عالقات القوة بين أصحاب المصلحة) فيليبي-لوسيا وآخرون، 2015 (وآليات المؤسسات والمعرفة التي تتوسط التفاعل بين أصحاب المصلحة ومع بيئتهم) هيكس أند سينر، 2014 (مع عواقب على العدالة والعدالة االجتماعية) (انظر سب بشأن العدالة الاجتماعية).

الشكل 1: تصور الصلات التحليلية بين المفاهيم ذات الصلة وآلية المفاضلة.

تحليل المقايضة.

وتتطلب إدارة إس متعددة، مع مراعاة هذه المقايضات وأوجه التآزر، تفكيك الآليات الكامنة لهذه التفاعلات إس، على سبيل المثال. وتحديد الوظائف الداعمة المشتركة، والاستجابات للضغوط المشتركة، والتفاعلات الوظيفية بين الخدمات (بينيت وآخرون، 2009). وميكن للدراسات على املستوى اإلقليمي أن تطبق تقنيات املراجعة التجميعية لتوفري مؤشرات عن املفاضالت احملتملة) انظر مثال هاو إت آل.، 2014 (. وقد تم مؤخرا نشر خارطة طريق منهجية لقياس أوجه التآزر والتآزر بين قطاعي الطاقة والطلب على جانبي العرض والطلب) موشت وآخرون، 2014 (. وكثيرا ما تستخدم طرق إحصائية كمية مختلفة لتقييم المقايضات (انظر موشت وآخرون، 2014 لاستعراضها)، ولكنها غالبا ما لا تستوعب بالكامل آليات التبادل والتآزر التي تعتمد على السياق. ويمكن أن تعزى المتغيرات التفسيرية للعلاقات البيئية والاجتماعية الملحوظة إلى العوامل الاجتماعية والاقتصادية والمؤسسية والإيكولوجية، التي هي أيضا ذات سياق خاص للغاية. وبالتالي، يلزم إجراء دراسات قائمة على الأماكن تركز على الخصائص المحلية لآليات المبادلة، مع مراعاة العرض والطلب على حد سواء. وكثيرا ما يكون إشراك المعرفة المحلية بالخبراء وأصحاب المصلحة أكثر الطرق كفاءة وموثوقية لتحديد المفاضلات البيئية والاجتماعية وشرحها. وبما أن هذا النوع من الدراسات نادر إلى حد ما، فإنه ليس من المستغرب أن المعرفة حول متى نتوقع المبادلات أو أوجه التآزر، والآليات التي تسببها، أو كيفية التقليل من المبادلات وتعزيز أوجه التآزر حاليا غير موجودة (بينيت وآخرون، 2009؛ أوستروم، 2009؛ هاو وآخرون، 2014).

ويتطلب تحليل املفاضالت بعض التحديات، مثل:

ومدى تعقيد التفاعلات البيئية والاجتماعية والعوامل التي تحددها، والأبعاد المختلفة للقيمة البيئية والاجتماعية (الاجتماعية والبيولوجية والاجتماعية والاقتصادية) توفر معلومات مختلفة وبالتالي تختلف المفاضلات (كاسترو وآخرون، 2014؛ مارتن لوبيز وآخرون، 2014، انظر أيضا أوبيننس ديليفيرابلز D4.1 و D4.3)، فإن المفاضلات (المقارنات) في المستقبل بين (إس) تنطوي على عدم اليقين (خاصة عند التعامل مع الفترات الزمنية والانقطاعات المكانية) التي يصعب تقييمها، والاعتماد على النطاق المكاني والزمني من مقايضات إس (رودريجيز إت آل.، 2006؛ رينارد إت آل.، 2015).

تفعيل عمليات المقاصة بين القطاعين العام والخاص.

في مراجعة الأدب، هاو وآخرون. (2014) أن المفاضلات البيئية والاجتماعية مذكورة أكثر بثلاثة أضعاف تقريبا من أوجه التآزر بين القطاعين العام والخاص (149 مقابل 45). كما تقدم مجموعات أصحاب المصلحة تقارير أكثر تناسبيا عن أوجه التآزر (هيكس إت آل.، 2013).

وكانت المقايضات بين توفير الخدمات وتنظيم خدمات النظم الإيكولوجية على مختلف المستويات سببا رئيسيا للقلق، لأن تنظيم خدمات النظم الإيكولوجية يعتقد أنها تكمن وراء الإنتاج المستدام لخدمات التزويد وخدمات النظم الإيكولوجية الثقافية، وهي مهمة لمرونة النظم الاجتماعية الإيكولوجية (رودسب) - Hearne إت آل.، 2010؛ غارسيا-لورينت إت آل.، 2012؛ كاسترو إت آل.، 2014). وهناك أيضا أدلة على أن المفاضلة بين الخدمات تختلف باختلاف أنواع المناظر الطبيعية. وتم النظر إلى أنواع المناظر الطبيعية التي تمثل النظم الإيكولوجية ذات التدخل البشري المتوسط ​​(مثل المدرجات الزراعية والمراعي الخشبية أو أشجار البلوط) باعتبارها جمالية وممتعة وقيمة للغاية ومتعددة الوظائف. وفي الوقت نفسه، كانت النظم المكثفة - التي تركز على تقديم خدمة توفير واحدة - أقل قيمة من قبل المجتمع) غارسيا-لورينت إت آل.، 2012 (.

إن الفهم الأفضل للآليات والدوافع الكامنة وراء المفاضلات والتآزر يمكن أن يكون مفيدا لتخطيط وإدارة نظم المعلومات، لأنه يمكن أن يساعد على:

والتنبؤ بأين ومتى يمكن إجراء المقايضات، والحد من المفاضالت غير المرغوبة والنزاعات ذات الصلة، وتعزيز أوجه التآزر المرغوبة) على سبيل المثال من خالل استراتيجيات اإلدارة التي تكون قادرة على تقديم العديد من المعايير البيئية والاجتماعية المنشودة في نفس الوقت (، وتشجيع الحوار الصادق، واإلبداع، والتعلم بين أصحاب المصلحة المعنيين) مما يؤدي إلى اتخاذ قرارات إدارية أكثر فعالية وكفاءة وموثوقية، ويحصل على نتائج أكثر إنصافا وعادلة من خالل األخذ في االعتبار التأثيرات التوزيعية للمقايضات االقتصادية واالجتماعية) على سبيل المثال في خطط خدمات التوظيف العامة (رودريجيز إت آل.، 2006؛ بينيت وآخرون، 2009؛ نيلسون وآخرون، 2009؛ هيرش وآخرون، 2010؛ رودسب-هيرن وآخرون 2010؛ إلمكفيست وآخرون، 2011؛ ​​ماكشين وآخرون، 2011؛ ​​فيلبس وآخرون، 2012؛ هيكس وآخرون، 2013).

فتح المشاكل / القضايا التي سيتم مناقشتها.

كيف تؤثر إدارة النظام الإيكولوجي على المفاضلات والتآزر بين البلدان النامية ونتائجها؟ ھل یمکننا تحدید نقاط الرافعة المالیة حیث یمکن للتغییر الطفیف في الإدارة أن یقلل من تأثیر المبادلات البیئیة والاجتماعیة (إس) وأن یعزز التآزر؟ کیف یمکن الحد من المخاطر المحتملة لفشل السیاسات بسبب المبادلات البیئیة والاجتماعیة (إس) وعدم الیقین الذي تنطوي علیھ؟ كيف يمكن معالجة أوجه عدم التماثل في السلطة بين أصحاب المصلحة للتأثير على معالجة وتسوية المقايضات الاقتصادية والاجتماعية؟ كيف يمكن أن نحسب على نحو أفضل الآثار البيئية والاجتماعية والثقافية طويلة الأجل للمقايضات بين الاقتصاد والبيئة في عمليات صنع القرار؟

أهمية أوبنيس وحزم العمل المحددة.

WP1) التحديات الرئيسية واألطر املفاهيمية (: من املهم أن تدمج املفاضالت يف مفاهيم وأطر العمل البيئية وتفعيلها) مثال يرد يف الشكل 1 (.

WP2 (الأطر التنظيمية ودوافع التغيير): تقييم ما إذا كانت المقايضات البيئية والاجتماعية تؤخذ في الاعتبار ضمن الأطر التنظيمية للاتحاد الأوروبي والوطنية القائمة والمتعلقة بالمعالجة البيئية والاجتماعية. کیف یمکن لفرد أو مزيجا من تدخلات السیاسات أن یخفف من آثار المفاضلات البیئیة والاجتماعیة وعملیات التغذیة المرتدة علی نطاقات مختلفة أو یدیرھا؟

WP3) التحكم البيوفيزيائي في خدمات النظم اإليكولوجية (: من أجل تفادي التغيرات غير المتوقعة، من المهم أن نحسن فهم عمل العمليات اإليكولوجية التي تعتبر مهمة لتوريد الخدمات والمقايضات البيئية واالقتصادية) بينيت إت آل.، 2009 (. کیفیة دمج المبادلات البیئیة والاجتماعیة (إس) والتآزر في تقییمات وأدوات التقییم البیئي والاجتماعي (إس)؟

WP4 (تقييم الطلب على خدمات النظام الإيكولوجي): ما مدى نجاح منهجيات التقييم المختلطة والمتكاملة التي يجري وضعها في برنامج أوبنيس في تقييم المقايضات؟

WP5 (الاستكشاف على أساس المكان للمفاهيم إس و نك): بالنسبة لخطط استخدام الأراضي المستقبلية أو التدخلات في دراسات الحالة، من المهم أن يتم النظر في المقايضات بشكل كامل وتقييمها.

WP6 (التكامل: التوليف وقائمة الحلول المتعددة اللغات): كيف يمكن ترجمة الآثار المترتبة على المقايضات البيئية والاجتماعية إلى توصيات تتعلق بالسياسة العامة وإدماجها في قائمة الحلول المتعددة المقاييس ومجموعات البيانات المرتبطة بها؟

العلاقة مع أربعة تحديات.

فعندما تتأثر البيئة الاجتماعية بأهمية لرفاه الإنسان تتأثر بالمقايضات أو أوجه التآزر، فسيتأثر الرفاه بذلك.

الإدارة المستدامة للنظم الإيكولوجية:

غالبا ما يكون من غير الممكن ل سيم تحقيق جميع أهداف الإدارة وتحقيق جميع التوقعات العامة. ولذلك فمن الضروري إجراء مقايضات واضحة وإيجاد السبل المناسبة للتعامل معها.

ولكي تكون السياسات والحوكمة الشاملة لعدة قطاعات فعالة، يجب أن تأخذ في الحسبان (المحتملة) المقايضات الاقتصادية والاجتماعية وآثارها التوزيعية.

ويحتاج القطاع الخاص إلى النظر في المقايضات في قراراته الإدارية اليومية. يمكن التعامل مع إس مقابل أولويات العمل الأخرى. ومع ذلك، إذا كان هذا يؤثر على دعم إس التي تعتمد عليها الأعمال التجارية، يمكن أن تتأثر ربحيتها على المدى الطويل. في حالة تأثير هذه القرارات على أهمية إس بالنسبة للمجتمع، فإن الضرر بالسمعة سيكون النتيجة.

توصيات إلى اتحاد أوبنيس.

والمفهوم والتعريف المقترحان جديدان، وهو نتيجة مشاورات داخلية. ومن المقترح أن يستكشف أعضاء أوبنيس ويحسنون هذا المفهوم المفاضل في فرق العمل ودراسات الحالة. إذا وجد أن هذا النهج مفيدا، فمن المستحسن أن أوبنيس قبوله في المسرد وممارسة أوبنيس.

ويوصى بأن تؤخذ في الحسبان تماما المقايضات وجميع الآثار المترتبة عليها من أجل تحليل وتطوير النظم الإيكولوجية المتعددة الوظائف أو المناظر الطبيعية.

اقترح ثلاثة أوراق يجب أن تقرأ.

بينيت E. M. إت آل. (2009): فهم العلاقات بين خدمات النظم الإيكولوجية المتعددة. رسائل علم البيئة 12 (12): 1394-1404. هاو C. إت آل. (2014): خلق الفوز من المفاضلات؟ خدمات النظم الإيكولوجية لرفاه الإنسان: تحليل تلوي لمقايضات خدمة النظم الإيكولوجية وأوجه التآزر في العالم الحقيقي. التغير البيئي العالمي 28: 263-275. موشت M. إت آل. (2014): دليل منهجي متعدد التخصصات لقياس الارتباطات بين خدمات النظم الإيكولوجية. التغير البيئي العالمي 28: 298-308.

مزيد من الأوراق المذكورة.

بيري P. إت آل. (2016): حزم خدمات النظام الإيكولوجي. إن: بوتسشين، M. أند K. جاكس (إدس): أوبيننس إكوسيستم سيرفيسز ريفيرانس بوك. إيك FP7 اتفاق منحة رقم. 308428. متاح عبر: openness-project. eu/library/reference-book كاسترو A. J. وآخرون. (2014): مقايضات خدمة النظام الإيكولوجي من العرض إلى الطلب الاجتماعي: تحليل مكاني على مستوى المناظر الطبيعية. المناظر الطبيعية والتخطيط العمراني 132: 102-110. إلمكفيست T. إت آل. (2011): إدارة عمليات المقايضة في خدمات النظم الإيكولوجية. اقتصاديات خدمات النظم الإيكولوجية (إيس) سلسلة ورقات العمل. ورقة تنفيذ السياسات البيئية رقم 4 - برنامج الأمم المتحدة للبيئة. فيليب-لوسيا M. إت آل. (2015): تدفقات خدمات النظام الإيكولوجي: لماذا علاقة علاقات أصحاب المصلحة. بلوس وان 10 (7): e0132232.DOI: 10.1371 / journal. pone.0132232 غارسيا-لورينت M. إت آل. (2012): دور الوظائف المتعددة في التفضيلات الاجتماعية نحو المناطق الريفية شبه القاحلة: نهج خدمة النظام الإيكولوجي. العلوم البيئية & أمب؛ السياسة 19-20: 136-146. غارسيا-لورينت M. إت آل. (2015): العوامل البيوفيزيائية والاجتماعية - الثقافية الكامنة وراء التبادل المكاني لخدمات النظم الإيكولوجية في مستجمعات المياه شبه القاحلة. البيئة والمجتمع 20 (3): 39. جيجزندورفر I. R. وآخرون. (2015): تحسين تحديد أوجه عدم التطابق في تقييمات خدمات النظام الإيكولوجي. ECOL. الهندية. 52، 320-331. هيكس C. أند سينر J. (2014): تخدم الآليات الاجتماعية والمؤسسية والمعرفية فوائد خدمة النظم الإيكولوجية المتنوعة من الشعاب المرجانية. وقائع الأكاديمية الوطنية للعلوم في الولايات المتحدة الأمريكية (يناس) 111 (50): 17791-17796. هيكس C. C. وآخرون. (2013): أوجه التآزر والمفاضلة في كيفية تقدير المديرين والعلماء والصيادين لخدمات النظم الإيكولوجية للشعاب المرجانية. التغير البيئي العالمي 23 (6): 1444-1453. هيرش P. D. وآخرون. (2010): اعترافا بالمبادلات التجارية والحفاظ على التعقيد. بيولوجيا الحفظ 25 (2): 259-264. إنيستا أرانديا I إت آل. (2014): التقييم الاجتماعي الثقافي لخدمات النظم الإيكولوجية: الكشف عن الروابط بين القيم ودوافع التغيير ورفاه الإنسان. الاقتصاد الإيكولوجي 108: 36-48. كاندزيورا M. إت آل. (2013): تفاعلات خصائص النظام الإيكولوجي، وسلامة النظام الإيكولوجي ومؤشرات خدمة النظم الإيكولوجية - عملية مصفوفة نظرية. المؤشرات البيئية 28: 54-78. مارتن-لوبيز B. إت آل. (2014): المبادلات بين مجالات القيمة في تقييم خدمات النظام الإيكولوجي. المؤشرات البيئية 37 220- 228. ماكشين T. O. وآخرون. (2011): الخيارات الصعبة: إجراء مقايضات بين حفظ التنوع البيولوجي ورفاه الإنسان. بيول. Conserv. 144، 966-972. ماشين T. O. وآخرون. (2011): الخيارات الصعبة: إجراء مقايضات بين حفظ التنوع البيولوجي ورفاه الإنسان. الحفظ البيولوجي 144 (3): 966-972. نيلسون E. إت آل. (2009): نمذجة خدمات النظم الإيكولوجية المتعددة، والحفاظ على التنوع البيولوجي، وإنتاج السلع، والمقاومات في جداول المناظر الطبيعية. الحدود في البيئة والبيئة 7 (1): 4-11. أوستروم E. (2009): إطار عام لتحليل استدامة النظم الاجتماعية الإيكولوجية. العلوم 325: 419-422. فيلبس J. إت آل. (2012): إن نهج ريد + المربح للجانبين يؤمن بمقايضات الكربون والتنوع البيولوجي. الحفظ البيولوجي 154: 53-60. رودسيب-هيرن C. إت آل. (2010): حزم خدمة النظام الإيكولوجي لتحليل المعاملات في المناظر الطبيعية المتنوعة. وقائع الأكاديمية الوطنية للعلوم في الولايات المتحدة الأمريكية 107 (11): 5242-5247. رينارد D. إت آل. (2015): الديناميات التاريخية في حزم خدمة النظام الإيكولوجي. وقائع الأكاديمية الوطنية للعلوم في الولايات المتحدة الأمريكية (يناس) 112 (43): 13411-13416. رودريجيز J. P. إت آل. (2005): التفاعلات بين خدمات النظم الإيكولوجية. النظم الإيكولوجية ورفاه الإنسان: السيناريوهات 431-448.الخيار 12 - التفاعلات بين خدمات النظم الإيكولوجية. في النظم الإيكولوجية ورفاهية الإنسان: السيناريوهات، المجلد 2. تقييم النظام الإيكولوجي للألفية، مطبعة الجزيرة: 431 -448. رودريجيز J. P. إت آل. (2006): المبادلات بين خدمات الفضاء والوقت والنظام الإيكولوجي. علم البيئة والمجتمع 11 (1): 28. تيب (2010): اقتصاديات النظم الإيكولوجية والتنوع البيولوجي: أسس إيكولوجية واقتصادية. بقلم كومار إيرثسكان، لندن وواشنطن.

محرر المراجعة: ماريون بوتسشين (أونوت / فابيس كونسولتينغ)

الاقتباس المقترح: تركلبوم F .؛ ثونين، M .؛ جاكوبس، S .؛ غارسيا-لورينت، M .؛ مارتن-لوبيز، B. أند P. بيري (2016): مقايضات خدمات النظام الإيكولوجي وأوجه التآزر. إن: بوتسشين، M. أند K. جاكس (إدس): أوبيننس إكوسيستم سيرفيسز ريفيرانس بوك. إيك FP7 اتفاق منحة رقم. 308428. متوفرة عبر: openness-project. eu/library/reference-book.

شكر وتقدير: ساهم شركاء أوبنيس التاليون أيضا في سب: فرانسيسك بارو (عاب)، ديفيد أودي (كيفري)، كامينو ليكيت (جرك)، كونور كريتسش (أونوت)، بالينت تشوز (متا ÖK)، راكتيما موخوبادهياي (إبراد) فيسا يلي - بيلكونين (أو)، روي هينس يونغ (أونوت)

تنويه: هذه الوثيقة هي النسخة النهائية من ورقة تجميعية حول الموضوع ضمن مشروع أوبينيس. وقد تمت استشارتھا بشکل رسمي داخل الاتحاد في عام 2015 وتم تحدیثھا في عام 2016.

حقوق النشر محفوظة للمجلس الوطني لحفظ الطبيعة - المركز الأوروبي لحفظ الطبيعة © 2017 - جميع الحقوق محفوظة.

الصور: ميتل-ميد - أرنو بويسو & أمب؛ أوليفير بروسو / ساكسيفراغا - جان فان دير ستراتن & أمب؛ ماريجك فيرهاجين.

استعراض بشأن تحليل مقايضة خدمات النظام الإيكولوجي من أجل الإدارة المستدامة لاستخدام الأراضي.

شيانغزنغ دينغ المؤلف زيهوي لي جون جيبسون.

وتشكل خدمات النظام الإيكولوجي عناصر هامة للمجتمع البشري. والتحدي الرئيسي لتلبية الاحتياجات البشرية من النظم الإيكولوجية مع الحفاظ على نظم دعم الحياة في الأرض يجعل من الملح تعزيز الإدارة الفعالة للموارد الطبيعية من أجل التنمية الإيكولوجية والاجتماعية والاقتصادية المستدامة. ويمكن أن يساعد التحليل المفاهيمي لخدمات النظم الإيكولوجية على تحديد نقاط اتخاذ القرار الأمثل لتحقيق التوازن بين تكاليف وفوائد الاستخدامات البشرية المتنوعة للنظم الإيكولوجية. وبهذا المعنى، فإن الهدف من هذه الورقة هو توفير رؤى رئيسية في تحليل مقايضة خدمات النظام الإيكولوجي على مستويات مختلفة من منظور استخدام الأراضي، وذلك من خلال استعراض شامل لأدوات تحليل المقايضات والنهج التي تعالج في علم البيئة والاقتصاد وغيرها من المجالات . وسيسهم الاستعراض إسهاما كبيرا في البحوث المستقبلية المتعلقة بتحليل المقايضة لتفادي خيارات الإدارة الرديئة وتقديم حل يكسب فيه الجميع ويستند إلى تخطيط شامل وفعال للتفاعل مع خدمات النظم الإيكولوجية المتعددة.

مؤسسة: الصين الوطنية للعلوم الطبيعية الأموال للباحثين الشباب المتميز، No.71225005؛ المشروع الرئيسي في العلوم الوطنية & أمب؛ التكنولوجيا برنامج عمود الصين، No.2013BACO3B00.

المؤلف: دنغ شيانغزنغ، دكتوراه وبروفيسور، تغيير استخدام الأراضي، التغيير العالمي والتنمية المستدامة الإقليمية.

المراجع.

معلومات حقوق التأليف والنشر.

المؤلفين والانتماءات.

شيانغزنغ دنغ 1 2 المؤلف زيهوي لي 1 2 3 جون جيبسون 4 1. معهد بحوث الجغرافيا وبحوث الموارد الطبيعية كاس بكين الصين 2. مركز السياسة الزراعية الصينية كاس بكين الصين 3. جامعة الأكاديمية الصينية للعلوم بكين الصين 4. إدارة الاقتصاد جامعة وايكاتو هاميلتون نيوزيلندا.

حول هذه المقالة.

توصيات شخصية.

اقتباس المقال.

المراجع المرجعية ريس ريفوركس زوتيرو.

.BIB بيبتكس جابريف منديلي.

مشاركة المقال.

الوصول غير المحدود إلى المقال الكامل التحميل الفوري تشمل ضريبة المبيعات المحلية إن وجدت.

اقتباس المقال.

المراجع المرجعية ريس ريفوركس زوتيرو.

.BIB بيبتكس جابريف منديلي.

مشاركة المقال.

أكثر من 10 مليون وثيقة علمية في متناول يدك.

تبديل الطبعة.

&نسخ؛ 2017 سبرينجر الدولية للنشر أغ. جزء من الطبيعة سبرينجر.

ربط خدمات النظم الإيكولوجية ونظرية القيم الإنسانية.

كريستينا C. هيكس،

العنوان للمراسلة: مركز أرك للتميز لدراسات الشعاب المرجانية، جامعة جيمس كوك، تاونزفيل، قلد 4811، أستراليا، christina. c.hicksgmail.

جوشوا E. كينر،

مركز أرك للتميز لدراسات الشعاب المرجانية، جامعة جيمس كوك، تاونزفيل، قلد، أستراليا البحث عن المزيد من الأوراق من قبل هذا المؤلف.

ناتالي ستوكل،

كلية الأعمال، جامعة جيمس كوك، تاونزفيل، قلد، أستراليا البحث عن المزيد من الأوراق من قبل هذا المؤلف.

تيم ر. مكلاناهان.

جمعية الحفاظ على الحياة البرية، برونس، نيويورك، الولايات المتحدة. البحث عن المزيد من الأوراق من قبل هذا المؤلف.

فيرست بابليشيد: 30 جوون 2015 فول بوبليكاتيون هيستوري دوي: 10.1111 / cobi.12550 عرض / حفظ سيتاتيون مقتبس من (كروسريف): 12 أرتيكلس البحث عن التحديثات.

ولا يزال فهم سبب اتخاذ الناس للقرارات التي يتخذونها تحديا أساسيا يواجه علوم الحفظ. وتعكس نهج النظم الإيكولوجية (منفعة الناس المستمدة من نظام إيكولوجي) في مجال الحفظ الجهود الرامية إلى توقع تفضيلات الناس والتأثير على سلوكهم البيئي. ومع ذلك، نادرا ما يشمل تصميم النهج البيئية والاجتماعية النظريات النفسية للسلوك البشري. سعينا لتخفيف هذا الإغفال من خلال تطبيق نظرية نفسية للقيم الإنسانية لتقييم إس الثقافي عبر الثقافات. استخدمنا المقابلات ومجموعات التركيز مع عمال الأسماك من 28 مجتمعا لصيد الشعاب المرجانية في 4 بلدان لتحديد نوعية الدوافع (أي القيم الإنسانية) الكامنة وراء التفضيلات البيئية والاجتماعية؛ وتقييم الأولويات البيئية والاجتماعية لمستخدمي الموارد تقييما كميا؛ وتحديد الأنماط المشتركة بين دوافع التنمية الاقتصادية والأولويات البيئية والاجتماعية (أي المقايضات وأوجه التآزر). وهناك ثلاثة نتائج رئيسية واضحة تتفق مع نظرية القيم الإنسانية. أولا، تعكس الدوافع الكامنة وراء التفضيلات الخاصة بالخدمات البيئية والاجتماعية الفردية قيم إنسانية متعددة في نفس مجال القيمة (على سبيل المثال، تعزيز الذات). وثانيا، كان ترتيب الأولويات البيئية والاجتماعية متسقا عندما يكون متوسطه على مستوى المجتمع المحلي أو البلد. ومع ذلك، فإن النظام يذوب التباين الكبير الذي كان قائما بين الأفراد. ثالثا، تمشيا مع نظرية القيم الإنسانية، إس ترتبط بعضها البعض في نمط ثابت؛ تعكس بعض أزواج الخدمات علاقات المقايضة (مثل الدعم والمخصصات)، في حين أن أزواج الخدمات الأخرى تعكس علاقات تآزرية (مثل الدعم والتنظيم). وتساعد هذه النتائج مجتمعة على تحسين فهم متى ولماذا يحدث التقارب والمقايضات في تفضيلات الناس من أجل البيئة البيئية، وهذه المعرفة يمكن أن تساعد على تطوير إجراءات الحفظ المناسبة.

إنلازاندو لوس سيرفيسيوس أمبينتاليس y لا تور & إاكوت؛ a دي فالوريس هومانوس.

إنتندر بور كو & إيكوت؛ لاس بيرسوناس تومان لاس ديسيسيونيس كيو تومان توداف & إاكوت؛ a إس أون أوبست & أكوت؛ كولو فوندامنتال كيو إنكارا لا سينسيا دي لا كونسيرفاسي & أواكوت؛ n. (إستفيداسيوس دي كونسيرفاتي & أواكوت؛ n باسداس سيرفيسيوس أمبينتاليس (سا) (بينيفيوس كيو لاس بيرسوناس أوبتينن دي أون إكوسيستيما) ريفلجان لوس إسفويرزوس بور أكتيفاليزار a لاس بريفيرنسياس دي لاس بيرسوناس e إنفيرفير سوبري سو كومبورتامينتو هومانو. بيزار دي إستو، إل ديس & نتيلد؛ o دي لاس إستراتيجيس دي سا كاسي نونكا إنكلوين لاس تور & إاكوت؛ أس بسيكول & أواكوت؛ جيكاس ديل كومبورتامينتو هومانو. بوسكاموس أليفيار إستا أوميسي & أواكوت؛ n آل أبليكار أونا تيور & إاكوت؛ a بسيكول & أواكوت؛ جيكا دي فالور هومانو a لا إيفالواسي & أواكوت؛ n ترانز-كولترال دي لوس سا. وتيليزاموس إنترفيستاس y غروبوس دي ميستريو كون بيسكادوريس دي 28 كومونيدادس دي بيسكا إن أريسيفس دي كورال إن كواترو با & إاكوت؛ سيس بارا إيدنتيفيكار كواليتاتيفامنت لاس موتيفاسيونيس (إس ديسير، لوس فالوريس هومانوس) كيو سوبياسن لاس بريفيرنسياس بور لوس سا؛ إيفالوار كواليتاتيفامنت لاس بريوريديدس دي سا دي لوس أوسواريوس دي لوس ريكورسوس؛ e إيدنتيفيكار لوس باترونيز كومونيس إنتر لاس موتيفاسيونيس y لاس بريوريديدس دي لوس سا (إس ديسير، لاس كومبليناسيونيس y لاس سينرجياس). تريس هالازغوس كليف كيو سي ألينان كون لا تور & إاكوت؛ a دي فالور هومانو سون إيفيدنتيس. بريميرو، لاس موتيفاسيونيس كيو سوبياسن لاس بريفيرنسياس بارا لوس سا إنديفيدوالز ريفلجارون m & أواكوت؛ لتيبلز فالوريس هومانتوس دنترو ديل ميسمو دومينيو دي فالور (بور إجيمبلو، إل أوتو-ميجورامينتو). سيغوندو، آل برومديار إل أوردن دي لاس بريوريديدس دي سا a إسكالا دي كومنيداد o دي با & إاكوت؛ s، إيست فوي كونغرونت. سين سينغلو، إل أوردن كونتراديجو أونا فارياسي & أواكوت؛ n سيغنيفيكاتيفا كيو إكسيستي & أواكوت؛ إنتر لوس إنديفيدوس. تيرسيرو، إن l & إاكوت؛ نيا كون لا تور & إاكوت؛ a دي فالور هومانو، لوس سا سي ريلاسيونارون أونوس كون أوتروس إن أون باتر & أواكوت؛ n كونغرنت؛ سييرتوس باريس دي سيرفيسيوس ريفلجارون لاس ريلاسيونيس دي كومبنساتيون & أواكوت؛ n (بور إجيمبلو، سوستنتاسي & أواكوت؛ n y بروفيسي & أواكوت؛ n)، مينتراس كيو أوتروس باريز دي سيرفيسيوس ريفلجارون لاس ريلاسيونيس سين & إيكوت؛ رجيكاس (بور إجيمبلو، سوستينتو y ريجولاسي & أواكوت؛ n). إن كونجونتو، إستوس هالازغوس أيودان a ميجورار إل إنتنديمينتو دي سو & أكوت؛ ندو y بور كو & إيكوت؛ أوكورن لا كونفيرجنسيا y لاس كومبنزيوناسيونيس إن لاس بريفيرنسياس دي لاس بيرسوناس بور لوس سا، y إيست كونوسيمينتو بيد إنفورمار آل ديسارولو دي أكيونيس دي كونسيرفاسي & أواكوت؛ n أبروبياداس.

المقدمة.

وعلى الرغم من الجهود املحلية والوطنية والعاملية للتخفيف من تغري النظام البيئي غري املرغوب فيه) كوب 2011 (، فإن اآلثار البشرية عىل أنظمة األرض تكثف) بارنوسكي وآخرون 2012؛ كوستيلو وآخرون 2012 (. وقد أدى هذا الفشل الواسع النطاق في توجيه السلوك البشري إلى الاعتراف المتزايد بأن حلول التحديات البيئية تحتاج إلى تجاوز الحدود التأديبية، وعلى وجه التحديد، إدراج الاعتبارات الاجتماعية (دايلي & أمب؛ ماتسون 2008؛ ميلنر-غولاند 2012). واستجابة لذلك، أقر تقييم النظم الإيكولوجية للألفية (ما 2003) نهجا لخدمات النظم الإيكولوجية يعترف صراحة بالفوائد التي يحققها الناس من الطبيعة. ويهدف النهج البيئي والاجتماعي (إس) إلى وصف الاستدامة البيئية برفاهية الإنسان، ومن ثم بناء الدعم للحفاظ على الموارد وإدارة الموارد المستدامة (دايلي 1997؛ نورغارد 2010).

وعلى الرغم من أن هناك تركيزا واضحا على توجيه السلوك البشري نحو مسار أكثر استدامة، إال أن تطبيقات إس كانت حتى اآلن تأتي بشكل كبير من العلوم اإليكولوجية أو االقتصادية) على سبيل المثال، بلفانيرا وآخرون 2006؛ ماس وآخرون 2011؛ ​​باتيمان وآخرون 2013 تفتقر إلى التكامل مع أدبيات العلوم االجتماعية األوسع حول خيارات الناس وسلوكهم) أجزن 1991؛ ميلنر-غولاند 2012؛ شوارتز 2013 (. ومع ذلك، فإن مجموعة متزايدة من البحوث التي تركز على الحفظ والتي تعتمد على العلوم النفسية يمكن أن تساعد على إبلاغ هذه الجهود. ويسعى هذا البحث إلى تحديد كيف تتشكل خيارات وسلوكيات الناس البيئية من قيمهم ومعتقداتهم ومواقفهم ومعاييرهم ونواياهم (أجزن 1991؛ ستيرن وآخرون 1999؛ مانفريدو وآخرون، 2009). These factors, in various combinations, are used in frameworks such as a theory of planned behavior (Ajzen 1985, 1991) and value belief norm (Stern et al. 1999) to predict specific behaviors, such as maintaining a forest patch or recycling (Mastrangelo et al. 2014). In all cases, human values, which are an expression of people's motivational goals (Schwartz 1994; Rokeach 2008), are antecedent to the factors that shape their behavior (Stern et al. 1999; Song et al. 2013). Yet, few studies have explicitly examined how human values, and thus behaviors, are related to people's ES preferences.

It is generally accepted that a small number of human values exist, are present in all societies, and are prioritized in a consistent order (Schwartz 1994; Rokeach 2008; Hofstede 2011). Because this finite set of values are conceptually consistent, scholars have been able to develop robust value-measurement systems that advance and validate ideas about human values and how they relate to one another (e. g., Morris 1956; Rokeach 2008; Schwartz 2013). For example, in a widely adopted framework, Schwartz (1994, 2013) identified 10 basic human value types (benevolence, universalism, self-direction, stimulation, hedonism, achievement, power, security, tradition, conformity) that are related to each other, heuristically depicted as a wheel of values (Schwartz 1994, 2013) (Fig. 1a; Supporting Information). Within this wheel, adjacent values have similar motivations and differences are accentuated when values are opposite each other. These 10 values cluster into 4 domains (traditionalism, openness to change, self-transcendence, self-enhancement) that lie along 2 axes (Table 1). Values within a domain complement one another and domains that lie in opposition to one another create potential trade-offs, where activities that enhance values in one domain will obstruct values in the opposing domain (Schwartz & Bardi 2001; Davidov 2010). Behaviors are therefore guided by trade-offs among competing values such that people will actively oppose activities that enhance low priority values and promote activities that enhance high priority values (Rokeach 1973; Tetlock 1986; Schwartz 1996). Self-enhancement values lie opposite self-transcendence values and reflect a trade-off between concern for self and concern for others. Openness-to-change values lie opposite traditionalism values, reflecting a trade-off between desires for change and for stability. Therefore, an understanding of the human values associated with various ES preferences can help managers and scientists anticipate people's general behavior (e. g., tendency to cooperate or not) (Schwartz 1996).

Ecosystem service value orientations: (a) Human values wheel (2 circles) adapted from Schwartz (1994), showing human values and how they are structurally related to each other (values adjacent to one another are similar and values opposite one another are in opposition; outer circle, placement of identified ecosystem services according to motivations underlying resource users ES preferences [Table 2, Supporting Information]) and (b) similarities between quantitative ecosystem service priorities (for marginal values).

We positioned marine ESs (MA 2003; Böhnke-Henrichs et al. 2013) in a human values framework (Schwartz 1994, 2013) to improve understanding of the underlying values associated with specific ES preferences. To operationalize this, we visited 28 coral reef fishing communities in 4 countries to examine how resource users’ prioritize nine ES and the human values associated with each. We sought to determine how resource users conceptualized ES benefits, the human values associated with ES preferences, how resource users prioritized ES benefits, and how ESs (i. e., their associated human values and priorities) related to one another (i. e., which ESs create synergies and which trade-offs).

We conducted interviews and focus groups with fish workers (fishers, fish processors, and traders) from 28 independent coral reef fishing communities across Kenya, Tanzania, Madagascar, and Seychelles. Communities were selected to be representative of the regions rural coral reef fishing communities. These fisheries were therefore artisanal (i. e., small scale), where fishers land a diversity of reef and reef-associated species for home consumption and local markets using a diversity of gears (broadly classified as spears, nets, traps, and handlines).

For each community, we contacted the relevant local fish workers organization or the fisheries department to establish how many registered fish workers they were, how old they were, where they lived, and what they used as a primary gear. We used this information to randomly select respondents across the age, gear, and geographic range of all involved in the fishery. Informed consent was obtained from all participants. Fish workers were predominantly male, although there were some female fish processors and traders. The average age of a fish worker was 40 years (range 14–80).

We conducted 28 focus groups, one in each community, at either fish landing sites, communal meeting spots, or a fisher's house. Focus groups were designed to help us conceptualize ES benefits and identify the underlying motivations (i. e., human values) associated with these benefits. We then conducted face-to-face, individual, semi-structured interviews to quantitatively measure resource users’ ES priorities according to how important each ES was to each resource user. We interviewed 374 fish workers, 7–32 from each community, which represented 20–40% of the fish workers in each community (Hicks et al. 2013).

Conceptualizing ES benefits and underlying values.

We asked resource users in focus groups to explore the benefits they associated with their environment (Hicks et al. 2013; Hicks & Cinner 2014). We then used concepts from an ecological economics perspective on ES (MA 2003; Supporting Information) to stimulate further discussion and determine whether any ES, relevant to resource users across the 4 study countries, had been missed. The first 2 focus groups in each country developed a description of each ES and selected a photograph of each ES to be used later in the quantitative strategy (described below). The later focus groups were used to ensure the descriptions and photographs (Supporting Information, Hicks et al. 2013) were applicable at different sites, where necessary adjustments were made. For example, some communities identified the spiritual significance of a baobab tree ( Adansonia spp.) (a cultural service), whereas others identified spiritual sites found in coastal caves, known as kayas . The final list contained 9 ESs that we categorized into 1 of the 4 ES categories: provisioning services - fishery and materials; regulating services - coastal protection and sanitation; supporting service - habitat provision; and cultural services-education, recreation, culture, and bequest (natural or cultural heritage for future generations).

In the second part of the focus group, we used a human values framework (Schwartz 1994, 2013) from social psychology to identify the underlying motivations (i. e., human values) associated with each benefit. We asked resource users to explore and articulate why each of the nine ES were important in their lives. The first author used the notes and transcripts from the focus groups to code respondents’ statements according to statements used in Schwartz (2009) value survey (SVS). The SVS contains 58 statements (e. g., preserving my image) that are associated with a specific value type (e. g., power). The SVS allowed us to assign a value type or types to respondent's statements and thus to assign a value to each ES. For example, respondents said fishery benefits were important because acquiring them enabled fishers to gain personal income; provide for families; be seen as a skilled fisher; and eat tasty fish. These motivations reflected the following statements from the SVS “wealth - material possessions and money”; “influential - having an impact on people and events”; “preserving my image - protecting my face”; and “pleasure - gratification of desire” that reflect power, achievement, and hedonism values. Fishery was therefore assigned power, achievement, and hedonism values, which fall within the self-enhancement domain (Table 1, Table 2, Supporting Information). The last author then independently checked the first author's assignment of value types to ES. Where inconsistencies arose, the first author revisited the original text and decided which value type most closely reflected the respondents’ statements.

Millennium ecosystem assessment (MA 2003).

Statements from focus groups (Supporting Information).

Schwartz (1994) value types and value domains.

Quantifying ES priorities.

In the quantitative component of the evaluation, we used individual semi-structured interviews to estimate the relative importance individuals assigned to each ES. We were interested in how important the ES was in general (often referred to as total value) and how important it was to enhance or increase the ES (often referred to as marginal value) (Pearce & Turner 1989; Bateman et al. 2002). Total and marginal values are quite distinct. For example, in general water tends to be very important because it is necessary for survival. But, an increase in available water is only likely to be important for people who do not currently have enough water.

In the interviews, we used the photographs and descriptions of the ES (Hicks et al. 2013; Supporting Information) to discuss and reach a common understanding of each ES with respondents. We then asked the respondents to rank the services by arranging the photographs in order of how important each ES was to them in general. The ranking exercise generated ordinal data that reflected an estimate of total value. It is, however, important to recognize that ranking forces an order; therefore, it is not possible for two services to be viewed as equally important, if they are. Next, we asked the respondents to rate the services by how important it was to gain an increase from each service (e. g., a more productive fishing trip, a healthier reef, more spiritual fulfillment from cultural practices). For the rating exercise, fishers were provided with 20 matches and asked to distribute the matches across the nine ES, according to where they would most like to see an increase in the quantity or quality of that service. For example, respondents could place all matches on one particular service or distribute them among several services. To maximize the time spent considering where matches were distributed and allow respondents to reevaluate their distributions, we provided the 20 matches in 4 batches. The number of batches and weighting applied to a match from each batch was determined separately (for details, see Supporting Information). The rating exercise generated continuous data that reflected an estimate of marginal value. We normalized the importance (marginal and total) of ES to a common, continuous scale of 0–1 across all ecosystem services:

Ordering of ES priorities.

We used a linear mixed model (LMM) (Field 2009) that tests for differences in ES priorities (for marginal and total values separately) followed by post hoc pair-wise comparisons of the 9 ESs to see where differences lie. This allowed us to determine whether there is a consistency in the ordering of ES priorities that holds across scale - similar to that found for human values. We ran 3 separate models that first accounted for intercountry variation; second accounted for intercommunity variation; and, third did not account for intercountry or intercommunity variation. We fitted all models and compared Akaike information criterion values (AIC) to select the best model fit (Supplementary Information).

We next used a LMM (Field 2009) to test for differences in individuals’ priorities (for marginal and total values separately) followed by a linear regression of variability (measured as standard deviation) against priority, to determine where the greatest variability lies across a gradient of priorities. We again ran 3 separate models that first accounted for intercountry variation; second accounted for intercommunity variation; and, third did not account for intercountry or community variation (Supplementary Information). We again fitted all models and compared AIC values to select the best model fit. For all models, we checked assumptions of normality and homogeneity by visual inspection of residual plots. Data were homogenous but displayed some departure from normality for marginal values; however, while LMM is sensitive to problems with homogeneity, it is considered robust to departures of normality (Mass & Hox 2004).

Relationships among ESs.

To determine how ESs are related to one another (i. e., whether certain services create synergies and others trade-offs), we used the 3 independent data sets (i. e., ES human values, marginal ES priorities, total ES priorities) to map and visually compare the similarities among ESs. We used the data sets in 3 ways. First, we used the human values associated with each ES, identified from the focus groups, to arrange the 9 ESs around Schwartz's (1994, 2013) value wheel (Table 2) (Fig. 1a). The Schwartz wheel arranges values with similar motivations close together and values with opposing motivations at a distance. Second, we used respondents marginal ES priorities, determined in the rating exercise, to map the similarities among ESs (at individual, community, and country scales) based on a non-metric multidimensional scaling (NMDS) ordination. We used a Spearman's rank correlation coefficient with 100 iterations and 25 restarts to minimize the stress value (Legendre & Legendre 1998; Clarke & Gorley 2006). This approach places services that respondents gave similar relative priorities close to one another and services that respondents gave different relative priorities far from one another. Third, we used the total ES priorities, determined in the ranking exercise, to map the similarities among ESs (at individual, community, and country scales) based on NMDS ordination. We used Spearman's rank correlation coefficient with100 iterations and 25 restarts to minimize the stress value (Legendre & Legendre 1998; Clarke & Gorley 2006).

Human values underlying ES.

Fish workers from the western Indian Ocean identified a number of motivations (i. e., human values) associated with each ES. All motivations aligned with broader human values from social psychology and together covered the full spectrum of human value domains (Table 2) (Schwartz 1994, 2013). It was not possible to assign individual values to each ES because the motivations identified reflected multiple value types (e. g. power and achievement) (Supporting Information). However, the value types associated with each ES tended to fall into a single value domain (Schwartz 1994, 2013) (e. g., traditionalism, openness to change, self-transcendence, and self-enhancement) (Table 2). The exception was the ES recreation, where the stated motivations could be classified as openness to change (e. g., creative) or self-enhancement (e. g., wealth) values. However, because the identified self-enhancement values were yet to be realized by the respondent (i. e., they represented new opportunities to harness ecosystems for income), we assigned recreation to the openness-to-change value domain. Four groups of ESs were identified, each associated with a values domain: culture, education, and bequest associated with traditionalism values; recreation associated with openness-to-change values; fishery and materials associated with self-enhancement values; and habitat, coastal protection, and sanitation associated with self-transcendence values (Table 2).

Ordering of ES priorities.

There were significant differences in the priorities assigned to the 9 ESs based on marginal ( F 8,2984 = 116, p <0.0001) and total ( F 8,2984 = 92, p < 0.001) estimates. There were 4 levels of priorities for marginal value estimates. Fishery was the highest priority and was followed by habitat and education; coastal protection, sanitation, and bequest; and, finally, materials, recreation, and culture (Fig. 2a). There was no difference in the LMM performance based on AIC values, suggesting this ordering was consistent across community, country, and region (Supporting Information). There were 7 levels of priority for total value estimates: fishery and habitat were the highest priority; education was second; coastal protection, third; sanitation, fourth; materials and bequest, fifth; recreation, sixth; and culture was the lowest priority (Supporting Information). Again, there was no difference in LMM performance based on AIC values, suggesting this ordering was also consistent across community, country, and region (Supporting Information).

(a) Order of the mean marginal value people in western Indian Ocean countries place on each ecosystem service (ES) (layers reflect significant differences between mean values [based on linear mixed model]), (b) estimates of the marginal value respondents placed on each ES, and (c) estimates of the total value respondents placed on each ES (dots, average value assigned to each ES by each country [9 ESs in each of 4 countries]; dashed lines, 95% CIs calculated around the slope).

The individual priorities assigned to ESs varied significantly for both marginal (F 2,223 = 733, p <0.0001) and total ( F 2,247 = 50, p < 0.0001) estimates at country and community scales (Supporting Information). The greatest variability was associated with the largest marginal values ( R 2 = 0.79; P <0.0001; F 1,34 = 133.2) (Fig. 2b) and the smallest total values ( R 2 = 0.63; p <0.0001; F 1,34 = 57.4) (Fig. 2c). There was no difference in model performance based on AIC values, suggesting these relationships hold across scale (Supporting Information). In other words, although there tended to be agreement that fishery, habitat, and education were of high priority in general (total value), there was less agreement that improvements (marginal value) to fishery, habitat, and education were a high priority.

Relationships among ES.

All 3 ES approaches (human values, marginal, and total priorities) produced similar patterns that were consistent across scale. This result suggests ESs were related to one another in a consistent manner (Fig. 1; Supporting Information). Based on human values and marginal priorities, culture, education, and bequest were bundled and diagonally opposite recreation. This juxtaposition reflected a trade-off. Similarly, habitat, coastal protection, and sanitation were bundled and diagonally opposite a bundle composed of fishery and material, which reflected a second trade-off (Fig. 1). Bundling based on total value priorities was similar. The most notable difference was recreation's positioning adjacent to, rather than opposite, culture, education, and bequest (Supporting Information).

نقاش.

Our results support 3 key findings. First, individual ESs were associated with multiple human values, but these values were all from the same value domain (Schwartz 2013). Second, certain ESs were consistently prioritized higher than others. Schwartz and Bardi (2001) and Fischer and Schwartz (2011) similarly found that certain human values are consistently prioritized higher than others. However, the consistency in ES priorities masked considerable, yet predictable, variation in individuals’ priorities. Third, we found consistent patterns among ES priorities and their associated human values, reflecting synergies and trade-offs among ESs (Raudsepp-Hearne et al. 2012; Vira et al. 2012; Hicks et al. 2013). Together, these key findings hold promise for understanding when and why convergence and trade-offs in people's ES priorities occur. People's behavior can be influenced by the values they hold. An understanding of the motivations associated with people's priorities can therefore help managers develop locally appropriate policies (e. g., people motivated by a concern for others are more likely to co-operate and thus be amenable to co-management).

Understanding ES preferences from their underlying human values.

Even in resource dependent societies, the state of natural resources is seldom a main priority (Mills et al. 2011). Instead, people use broad goals to prioritize their decisions and develop behavioral norms. Dialogues that recognize the breadth of benefits people gain from nature are therefore an important part of any conservation discussion. However, attempts to influence pro-environmental behavior need to be informed by people's psychological motivations. We found ES preferences were associated with a range of motivations; but for any single ES, these motivations were similar and within the same value domain (Davidov 2010). Future studies can therefore focus on identifying the value domain (e. g. self-enhancement ) , rather than the type of value (e. g., power) associated with an ES. Fishery benefits were, for example, associated with individual achievement, satisfaction, economic gain, and success (Schwartz 2009; Pollnac et al. 2012), whereas coastal protection benefits were associated with safe and reliable fishing environments and protected homes (Schwartz 2009). A single ES therefore influences multiple aspects of people's lives (Dietz et al. 2005).

Consistent ordering of ES priorities and social heterogeneity.

The consistent pattern of ES prioritization (e. g., habitat, fishery, and education prioritized over materials, recreation, and culture) mirrors the human values literature, although details of the ordering differ (Schwartz & Bardi 2001; Fischer & Schwartz 2011). Furthermore, this pattern and order holds, whether considering ESs in general or an increase in ESs. However, the apparent consistency in ES priorities at community or country scale belies considerable variation that exists within a community. Importantly, this variation is greatest when an ES improvement is considered a high priority (e. g., fishery, education, and habitat). This pattern may arise because people prioritize only one value from fishery, habitat, and education, rather than all three simultaneously (Hicks et al. 2013). Disagreements are therefore likely to occur because groups of people have strong but differing opinions on which ESs need improvement.

There are many reasons why individuals may prioritize ESs differently. Different stakeholders often hold different priorities due to different occupations and experiences (Hicks et al. 2013). Similarly, individuals are only likely to perceive a benefit if they have access to and are capable of benefitting from a resource base (Leach et al. 1999; Hicks & Cinner 2014). Standard processes of aggregation (e. g., means and medians) overshadow within-group variation and make assumptions about how individuals behave (Hitlin & Piliavin 2004; Vatn 2009; Arrow 2012). Because there is no ideal or unique way to combine individual choices to obtain a group choice (Arrow 2012), future ES assessments should examine the distribution in individuals’ priorities. If this variation is not attended to, any intervention is likely to benefit some and harm others, exacerbating existing inequalities and power asymmetries (Daw et al. 2011).

Uncovering underlying mechanisms for ES synergies and trade-offs.

The arrangement of ESs into value domain broadly aligned with the 4 ES categories (MA 2003). Furthermore, this arrangement supported established trade-offs commonly reported in the ES literature, specifically, between provisioning services and regulating or supporting services (Foley et al. 2005; Rodriguez et al. 2006; Martin-Lopez et al. 2012). This suggests ES trade-offs arise when human values conflict, whereas synergies arise when values align (Schwartz & Boehnke 2004). However, preferences for various cultural ESs were motivated by conflicting values: excitement and change versus tradition and stability. This division creates trade-offs between recreation and culture, education, or bequest (Hicks et al. 2009). Cultural services are therefore in need of better conceptualizations (Chan et al. 2012; Daniel et al. 2012), and ES assessments need to ensure that cultural services, other than recreation, are captured (Hicks 2011; Seppelt et al. 2011; Milcu et al. 2013). A failure to do this could result in traditionally sacred locations being inadvertently replaced with recreation benefits and conflict (McClanahan et al. 1997).

Implications for management and anticipating human behavior.

The values people prioritize are central to their sense of self. As such, people are likely to respond positively to opportunities to attain those values (Schwartz 1996). Theory suggests that self-transcendence values promote co-operation for social benefits, whereas self-enhancement values promote personal gains (Schwartz 1996). Similarly, openness-to-change values promote independence and change, whereas traditionalism values promote social stability (Schwartz 1996). These insights, and knowledge of how ESs relate to them, can help managers anticipate how people are likely to respond to various conservation approaches. Individuals who, for example, prioritize ES associated with self-transcendence values (i. e., supporting and regulating services) are more likely to engage in collaborative approaches that focus on social benefits such as community conservation areas. Similarly, individuals who prioritize ES associated with traditionalism values (i. e., culture, education, and bequest) are more likely to engage in management that maintains or reinforces local traditions or practices—such as securing traditional tenure, protecting sacred areas, or legitimizing local efforts to exclude destructive practices (McClanahan et al. 1997).

However, activities that promote one value simultaneously threaten the opposing value, causing people to respond negatively to activities that promote values of a low priority and positively to activities that promote values of a high priority. Understanding the relationships among ES values and their trade-off characteristics can help managers anticipate behavior and develop appropriate strategies (Schwartz 1996). People who prioritize recreation, an openness-to-change value, may support a management innovation, such as gated trap technology (Mbaru & McClanahan 2013), but people who prioritize culture, a traditionalism value, may find this innovation threatening. Similarly, people who prioritize fishery, a self-enhancement value, may comply with management that addresses individual returns, such as maximizing yields or building pride in the success of management, whereas those who prioritize habitat, a self transcendence value, may object to such approaches. This suggests it may not be possible to accommodate all stakeholder desires. For example, protecting biodiversity and enhancing fisheries may not be possible because these values, and thus behaviors, are in opposition to one another. However, in such instances, managers would be wise to embrace the social heterogeneity and target approaches to the individuals most likely to support them. In this way, a conservation project can address biodiversity and fisheries objectives with different strategies targeting different individuals, both in the same location.

Future research directions.

Although ES assessments are yet to be adopted widely by managers, the push to use them should incorporate a human values dimension to aid in their success. We have demonstrated how insights from psychology have application in ES research and how the different domains of cognition can help practitioners understand when, why, and what types of synergies and trade-offs are likely to emerge (Rodriguez et al. 2006; Martin-Lopez et al. 2012; Vira et al. 2012). This approach should allow conservation professionals to be explicit about the losses, costs, and hard choices involved (McShane et al. 2010; Vira et al. 2012). However, values are unlikely to be static. The human values associated with an ESs may change through time, particularly if aspirations, such as deriving income through recreation (e. g., tourism), are realized, and will differ depending on context. Key questions of relevance to future research are the observed relationships between ESs consistent through time and across contexts? how do people benefit from their environment? what influences the values people hold? and how can individual values be aggregated to determine a social value?

شكر وتقدير.

This work was funded by the Western Indian Ocean Marine Science Association (WIOMSA) through the Marine Science for Management scheme (MASMA). Logistical support was provided by the Wildlife Conservation Society (WCS) Madagascar and the Seychelles Fishing Authority. J. Cinner and C. Hicks received funding from the Australian Research Council. Figure 1a, table 1, and supplementary Figure 1 were adapted from Schwartz (1994) permission number: 3636920850835. Many thanks to C. Abunge, R. Charo, D. Julie, and R. Solovo in the field, to the many fishers who gave their time and knowledge, to K. Nash for statistical advice, and to N. Graham for comments on the manuscript. T. R. McClanahan was supported by the Wildlife Conservation Society through grants from the John D. and Catherine T. MacArthur and Tiffany Foundations during this period.

معلومات المادة.

تنسيق متاح.

&نسخ؛ 2015 The Authors. Conservation Biology published by Wiley Periodicals, Inc. on behalf of the Society for Conservation Biology.

This is an open access article under the terms of the Creative Commons Attribution-NonCommercial License, which permits use, distribution and reproduction in any medium, provided the original work is properly cited and is not used for commercial purposes.

cultural psychology; human behavior; motivations; social psychology; التعاضد؛ trade-off; compensación; comportamiento humano; motivaciones; psicología cultural; psicología social; sinergia.

تاريخ النشر.

Issue online: 17 September 2015 Version of record online: 30 June 2015 Manuscript Accepted: 3 March 2015 Manuscript Received: 30 April 2014.

Western Indian Ocean Marine Science Association (WIOMSA)

Supporting Information.

Please note: Wiley-Blackwell is not responsible for the content or functionality of any supporting information supplied by the authors. Any queries (other than missing content) should be directed to the corresponding author for the article.

Literature Cited.

Ajzen I . 1985 . From intentions to actions: a theory of planned behavior . Pages 11-39 in Kuhl J , Beskmann J , editors. Action control: From cognition to behavior . Springer, New York . Ajzen I . 1991 . The theory of planned behavior . Organizational Behavior and Human Decision Processes 50 : 179 – 211 . CrossRef | Web of Science® Times Cited: 13174 Arrow KJ . 2012. Social choice and individual values . Volume 12 . Yale University , New Haven, Connecticut . Balvanera P , Pfisterer AB , Buchmann N , He J , Nakashizuka T , Raffaelli DSB . 2006. Quantifying the evidence for biodiversity effects on ecosystem functioning and services . Ecology Letters 9 : 1146 – 1156 . Wiley Online Library | PubMed | Web of Science® Times Cited: 924 Barnosky AD , et al. 2012. Approaching a state shift in Earth's biosphere . Nature 486 : 52 – 58 . CrossRef | PubMed | CAS | Web of Science® Times Cited: 378 | ADS Bateman IJ , et al. 2002 . Economic valuation with stated preference techniques: a manual . Edward Edgar, Cheltenham . CrossRef Bateman IJ , et al. 2013 . Bringing ecosystem services into economic decision-making: land use in the United Kingdom . Science 341 : 45 – 50. CrossRef | PubMed | CAS | Web of Science® Times Cited: 142 | ADS Böhnke-Henrichs A , Baulcomb C , Koss R , Hussain SS , deGroot RS . 2013 . Typology and indicators of ecosystem services for marine spatial planning and management . Journal of Environmental Management 130 : 135 – 145 . CrossRef | PubMed | Web of Science® Times Cited: 21 Chan K , Satterfield T , Goldstein G . 2012. Rethinking ecosystem services to better address and navigate cultural values . Ecological Economics 74 : 8 – 18 . CrossRef | Web of Science® Times Cited: 209 Clarke KR , Gorley RN . 2006. Primer v6:User Manual/Tutorial . PRIMER-E, Plymouth. pp. 190 . COP (Convention on Biological Diversity) . 2011 . Report of the tenth meeting of the conference of the parties to the convention on biological diversity. (UNEP, Nairobi) pp. 353 . Costello C , Ovando D , Hilborn R , Gaines SD , Deschenes O , Lester SE . 2012. Status and solutions for the world's unassessed fisheries . Science 338 : 517 – 520 . CrossRef | PubMed | CAS | Web of Science® Times Cited: 147 | ADS Daily GC , editor. 1997 . Nature's services: societal dependence on natural ecosystems . Island Press, Washington D. C . pp. 392 . Daily GC , Matson PA . 2008 . Ecosystem services: From theory to implementation . Proceedings of the National Academy of Sciences 105 : 9455 – 9456 . CrossRef | PubMed | Web of Science® Times Cited: 245 | ADS Daniel TC , et al. 2012. Contributions of cultural services to the ecosystem services agenda . Proceedings of the National Academy of Sciences 109 : 8812 – 8819 . CrossRef | Web of Science® Times Cited: 212 | ADS Davidov E . 2010 . Testing for comparability of human values across countries and time with the third round of the European Social Survey . International Journal of Comparative Sociology 51 : 171 – 191 . CrossRef | Web of Science® Times Cited: 25 Daw T , Brown K , Rosendo S , Pomeroy R . 2011 . Applying the ecosystem services concept to poverty alleviation: the need to disaggregate human well-being . Environmental Conservation 38 : 370 – 379 . CrossRef | Web of Science® Times Cited: 92 Dietz T , Fitzgerald A , Shwom R . 2005. Environmental values . Annual Review of Environmental Resources 30 : 335 – 372 . CrossRef | Web of Science® Times Cited: 228 Field AP . 2009 . Discovering statistics using SPSS: (and sex and drugs and rock ‘n’ roll) . Sage, London . Fischer R , Schwartz S . 2011 . Whence differences in value priorities? Individual, cultural, or artifactual sources . Journal of Cross-Cultural Psychology 42 : 1127 – 1144 . CrossRef | Web of Science® Times Cited: 50 Foley JA , et al. 2005. Global consequences of land use . Science 309 : 570 – 574 . CrossRef | PubMed | CAS | Web of Science® Times Cited: 2690 | ADS Hicks CC , Cinner JE . 2014 . Social, Institutional, and knowledge mechanisms mediate diverse ecosystem services from coral reefs Proceedings of the National Academy of Sciences , USA 111 : 17791 – 17796 . CrossRef | CAS | Web of Science® Times Cited: 9 | ADS Hicks CC . 2011 . How do we value our reefs? Risks and tradeoffs across scales in "biomass-based economies" . Coastal Management 39 : 358 - 376 . CrossRef | Web of Science® Times Cited: 14 Hicks CC , Graham NAJ , Cinner JE . 2013 . Synergies and tradeoffs in how managers, scientists, and fishers value coral reef ecosystem services . Global Environmental Change 23 : 1444 – 1453 . CrossRef | Web of Science® Times Cited: 15 Hicks CC , McClanahan TR , Cinner JE , Hills J . 2009 . Trade-offs in values assigned to ecological goods and services associated with different coral reef management strategies . Ecology and Society 14 : ecologyandsociety. org/vol14/iss1/art10/. Hitlin S , Piliavin JA . 2004 . Values: reviving a dormant concept . Annual Review of Sociology 30 : 359 – 393 . CrossRef | Web of Science® Times Cited: 256 Hofstede G . 2011 . Dimensionalizing cultures: the Hofstede model in context . Online Readings in Psychology and Culture 2 ( 1 ):dx. doi. org/10.9707/2307-0919.1014 CrossRef Leach M , Mearns R , Scoones I . 1999. Environmental entitlements: dynamics and institutions in community-based natural resource management . World development 27 : 225 – 247 . CrossRef | Web of Science® Times Cited: 415 Legendre P , Legendre L . 1998. Numerical Ecology . 2nd edition . Elsevier Science, Amsterdam . MA (Millennium Ecosystem Assessment) . 2003 . Ecosystems and human well-being: a framework for assessment . Island Press, Washington, D. C . Maas CJM , Hox JJ . 2004 . The influence of violations of assumptions on multilevel parameter estimates and their standard errors . Computational Statistics & Data Analysis 46 : 427 – 440 . CrossRef | Web of Science® Times Cited: 80 Mace GM , Norris K , Fitter AH . 2011 . Biodiversity and ecosystem services: a multilayered relationship . Trends in Ecology & Evolution 27 : 19 – 26 . CrossRef | PubMed | Web of Science® Times Cited: 249 Manfredo M , Teel T , Zinn HC . 2009 . Understanding global values towards wildlife . Pages 31 – 43 in Manfredo M , Vaske J , Brown PJ , Decker DJ , Duke EA. editors. Wildlife and society: The science of human dimensions . Island Press, Washington, D. C . Martín-López B , et al. 2012. Uncovering ecosystem service bundles through social preferences . PLOS ONE 7 ( e38970 ) DOI: 10.1371/journal. pone.0038970. CrossRef | PubMed | Web of Science® Times Cited: 125 | ADS Mastrangelo ME , Gavin MC , Laterra P , Linklater WL , Milfont TL . 2014 . Psycho-social factors influencing forest conservation intentions on the agricultural frontier . Conservation Letters 7 : 103 – 110 . Wiley Online Library | Web of Science® Times Cited: 3 Mbaru EK , McClanahan TR . 2013 . Escape gaps in African basket traps reduce bycatch while increasing body sizes and incomes in a heavily fished reef lagoon . Fisheries Research 148 : 90 – 99 . CrossRef | Web of Science® Times Cited: 5 McClanahan TR , Glaesel H , Rubens J , Kiambo R . 1997 . The effects of traditional fisheries management on fisheries yields and the coral-reef ecosystems of southern Kenya . Environmental Conservation 24 : 105 – 120 . CrossRef | Web of Science® Times Cited: 87 McShane TO , et al. 2010 . Hard choices: Making trade-offs between biodiversity conservation and human well-being . Biological Conservation 144 : 966 – 972 . CrossRef | Web of Science® Times Cited: 177 Milcu AI , Hanspach J , Abson D , Fischer J . 2013 . Cultural ecosystem services: a literature review and prospects for future research . Ecology & Society 18 : dx. doi. org/10.5751/ES-05790-180344 CrossRef | Web of Science® Times Cited: 50 Mills D , et al. 2011 . Vulnerability in African small-scale fishing communities . Journal of International Development 23 : 308 – 313 . Wiley Online Library | Web of Science® Times Cited: 23 Milner-Gulland EJ . 2012. Interactions between human behaviour and ecological systems . Philosophical Transactions of the Royal Society B: Biological Sciences 367 : 270 – 278 . CrossRef | Web of Science® Times Cited: 27 Morris CW . 1956 . Varieties of human value . University of Chicago Press, Chicago . Pages 208 . CrossRef Norgaard RB . 2010 . Ecosystem services: From eye-opening metaphor to complexity blinder . Ecological Economics 69 : 1219 – 1227 . CrossRef | Web of Science® Times Cited: 273 Pearce DW , Turner RK . 1989 . Economics of natural resources and the environment . Johns Hopkins University Press, Baltimore, MD . Pollnac R , Bavinck M , Monnereau I . 2012. Job satisfaction in fisheries compared . Social Indicators Research 109 : 119 – 133 . CrossRef | PubMed | Web of Science® Times Cited: 8 Raudsepp-Hearne C , Peterson GD , Bennett EM . 2010 . Ecosystem service bundles for analysing trade-offs in diverse landscapes . Proceedings of the National Academy of Sciences 107 : 5242 – 5247 . CrossRef | Web of Science® Times Cited: 321 | ADS Rodríguez JT , Beard D Jr , Bennett EM , Cumming GS , Cork SJ , Agard J , Dobson AP , Peterson GD . 2006. Trade-offs across space, time, and ecosystem services . Ecology and Society 11 : ecologyandsociety. org/vol11/iss1/art28/ Rokeach M . 1973 . The nature of human values . Free Press, New York. Rokeach M . 2008 . Understanding human values . Free Press, New York . Schwartz SH . 1996 Value priorities and behavior: applying a theory of integrated value systems . Erlbaum L. editor. The psychology of values. The Ontario Symposium , Vol 8 . Schwartz SH . 1994. Are there universal aspects in the structure and contents of human values? Journal of Social Issues 50 : 19 – 45. Wiley Online Library | Web of Science® Times Cited: 1200 Schwartz SH . 2009 . Draft users manual: proper use of the Schwartz Value Survey, compiled by Romie F. Littrell . Centre for cross cultural comparisons , Auckland, New Zealand . Available from crossculturalcentre. homestead. Schwartz SH . 2013 . The psychology of values . Pages 1 – 23 in C Seligman , C. J. M. Olson and M. P. Zanna editors. The Ontario Symposium 8 . Psychology Press, Ontario. Schwartz SH , Bardi A . 2001 . Value hierarchies across cultures taking a similarities perspective . Journal of Cross-Cultural Psychology 32 : 268 – 290 . CrossRef | Web of Science® Times Cited: 422 Schwartz SH , Boehnke K . 2004 . Evaluating the structure of human values with confirmatory factor analysis . Journal of Research in Personality 38 : 230 – 255 . CrossRef | Web of Science® Times Cited: 280 Seppelt R , Dormann CF , Eppink FV , Lautenbach S , Schmidt S . 2011 . A quantitative review of ecosystem service studies: approaches, shortcomings and the road ahead . Journal of Applied Ecology 48 : 630 - 636 . Wiley Online Library | Web of Science® Times Cited: 227 Song AM , Chuenpagdee R , Jentoft S . 2013 . Values, images, and principles: What they represent and how they may improve fisheries governance . Marine Policy 40 : 167 – 175 . CrossRef | Web of Science® Times Cited: 12 Stern PC , Dietz T , Abel T , Guagnano GA , Kalof L . 1999. A value-beliefnorm theory of support for social movements: the case of environmentalism . Research in Human Ecology 6 :81–97. Tetlock PE . 1986 . A value pluralism model of ideological reasoning . Journal of Personality and Social Psychology 50 : 819 – 827 . CrossRef | Web of Science® Times Cited: 297 Vatn A . 2009 . An institutional analysis of methods for environmental appraisal . Ecological Economics 68 : 2207 – 2215 . CrossRef | Web of Science® Times Cited: 66 Vira B , Adams B , Agarwal C , Badiger S , Hope RA , Krishnaswamy J , Kumar C . 2012. Negotiating trade-offs: Choices about ecosystem services for poverty alleviation . Economic & Political Weekly 47 : 67 – 75 .

المحتوى ذو الصلة.

مقالات متعلقة بالصفحة التي تشاهدها.

نقلا عن الأدب.

Number of times cited : 12.

1 Dawn C. Dickinson , Richard J. Hobbs , Cultural ecosystem services: Characteristics, challenges and lessons for urban green space research, Ecosystem Services , 2017 , 25 , 179 CrossRef 2 Timothy E. Essington , Lorenzo Ciannelli , Selina S. Heppell , Phillip S. Levin , Timothy R. McClanahan , Fiorenza Micheli , Éva E. Plagányi , Ingrid E. van Putten , Empiricism and Modeling for Marine Fisheries: Advancing an Interdisciplinary Science, Ecosystems , 2017 , 20 , 2, 237 CrossRef 3 JEROEN F. ADMIRAAL , RIYAN J. G. VAN DEN BORN , ALMUT BERINGER , FLAVIA BONAIUTO , LAVINIA CICERO , JUHA HIEDANPÄÄ , PAUL KNIGHTS , LUUK W. J. KNIPPENBERG , ERICA MOLINARIO , CORNELIS J. M. MUSTERS , OSMA NAUKKARINEN , KATARINA POLAJNAR , FLORIN POPA , ALES SMREKAR , TIINA SOININEN , CARMEN PORRAS-GOMEZ , NATHALIE SOETHE , JOSE-LUIS VIVERO-POL , WOUTER T. DE GROOT , Motivations for committed nature conservation action in Europe, Environmental Conservation , 2017 , 44 , 02, 148 CrossRef 4 Michael J. Manfredo , Jeremy T. Bruskotter , Tara L. Teel , David Fulton , Shalom H. Schwartz , Robert Arlinghaus , Shigehiro Oishi , Ayse K. Uskul , Kent Redford , Shinobu Kitayama , Leeann Sullivan , Why social values cannot be changed for the sake of conservation, Conservation Biology , 2017 Wiley Online Library 5 Nathalie Seddon , Georgina M. Mace , Shahid Naeem , Joseph A. Tobias , Alex L. Pigot , Rachel Cavanagh , David Mouillot , James Vause , Matt Walpole , Biodiversity in the Anthropocene: prospects and policy, Proceedings of the Royal Society B: Biological Sciences , 2016 , 283 , 1844, 20162094 CrossRef 6 Caio Cesar de Araujo Barbosa , John Dearing , Sylvia Szabo , Sarwar Hossain , Nguyen Thanh Binh , Dang Kieu Nhan , Zoe Matthews , Evolutionary social and biogeophysical changes in the Amazon, Ganges–Brahmaputra–Meghna and Mekong deltas, Sustainability Science , 2016 , 11 , 4, 555 CrossRef 7 Albert V Norström , Magnus Nyström , Jean-Baptiste Jouffray , Carl Folke , Nicholas AJ Graham , Fredrik Moberg , Per Olsson , Gareth J Williams , Guiding coral reef futures in the Anthropocene, Frontiers in Ecology and the Environment , 2016 , 14 , 9, 490 Wiley Online Library 8 Jasper O. Kenter , Rosalind Bryce , Michael Christie , Nigel Cooper , Neal Hockley , Katherine N. Irvine , Ioan Fazey , Liz O’Brien , Johanne Orchard-Webb , Neil Ravenscroft , Christopher M. Raymond , Mark S. Reed , Paul Tett , Verity Watson , Shared values and deliberative valuation: Future directions, Ecosystem Services , 2016 , 21 , 358 CrossRef 9 Timothy R. McClanahan , Carlos Ruiz Sebastián , Josh E. Cinner , Simulating the outcomes of resource user - and rule-based regulations in a coral reef fisheries-ecosystem model, Global Environmental Change , 2016 , 38 , 58 CrossRef 10 Christopher M. Raymond , Jasper O. Kenter , Transcendental values and the valuation and management of ecosystem services, Ecosystem Services , 2016 , 21 , 241 CrossRef 11 Patricia Carignano Torres , Carla Morsello , Luke Parry , Renata Pardini , RunGuo Zang , Who Cares about Forests and Why? Individual Values Attributed to Forests in a Post-Frontier Region in Amazonia, PLOS ONE , 2016 , 11 , 12, e0167691 CrossRef 12 Ali Bene , Anne Fournier , Réflexion sur la notion de services écologiques : étude de cas à Kotoudéni (Burkina Faso), VertigO , 2015 , Volume 15 Numéro 3 CrossRef.

كوبيرايت & كوبي؛ 1999 - 2017 جون وايلي & أمب؛ سونس، Inc. جميع الحقوق محفوظة.