去pdf本文的版本
Delgado-Serrano, M.， E. Oteros-Rozas, P. Vanwildemeersch, C. Ort—z Guerrero, S. London, R. Escalante. 2015。在三个以社区为基础的自然资源管理系统中，拉丁美洲当地对社会生态动态的看法。生态和社会20(4): 24。
http://dx.doi.org/10.5751/ES-07965-200424
在三个以社区为基础的自然资源管理系统中，拉丁美洲当地对社会生态动态的看法
摘要
拉丁美洲社会生态系统中存在着以社区为基础的自然资源管理的几个例子，在这些例子中，社区控制着共同资源池的管理。了解社区对这些系统绩效的看法对于社区参与可持续管理战略至关重要。在对哥伦比亚、墨西哥和阿根廷三个地区的分析中，我们分析了当地对这些社会生态系统所面临的社会和环境挑战的认知，以及这些挑战和驱动因素如何影响它们的恢复力。为此，我们将前瞻性结构分析与网络分析相结合，以揭示利益相关者对每个系统功能的认知，以评估弹性。我们认为外部变量是哥伦比亚和阿根廷案例中最具影响力的变量。在墨西哥的例子中，内部变量发挥了更大的影响，特别是那些与治理系统相关的变量。案例分析表明，以社区为基础的自然资源管理方法需要外部支持和认可才能有效工作。在阿根廷和哥伦比亚的案例中，大型项目被视为控制者，具有中等或较强的影响力，但依赖性较低。利用祖先的知识(哥伦比亚)、土地利用的历史(墨西哥)和手工渔业的历史(阿根廷)都被认为是对社区自然资源管理的共同挑战。在社会生态恢复力方面，在适应周期的三维模型框架下，所有三个社会生态系统都被认为是高度联系和恢复力，但具有不同程度的能力或累积潜力。介绍
当前人类活动对调节地球系统功能的基本过程的影响，即全球变化(Steffen et al. 2004)，定义了一个新的地质时代，称为人类世(Crutzen and Stoermer 2000, Ellis 2011)。对这个时代的认识促进了理解自然保护和可持续性的整体和跨学科方法的发展。人-自然耦合系统常被视为社会-生态系统(SESs)，即具有以下主要特征的复杂适应系统:(1)综合的生物地球物理和社会文化过程，(2)自组织，(3)非线性和不可预测的动态，(4)社会和生态过程之间的反馈，(5)空间(空间阈值)和时间(时间阈值)的变化行为，(6)具有非常不同时间尺度的结果的遗留行为效应，(7)涌现属性，(8)从一个SES到另一个SES的信息外推的不可能(Holland 1995, Berkes和Folke 1998, Liu et al. 2007，Du Plessis) 2008)。已经提出了几个理论和概念框架来指导人们理解相互关联的社会和生态系统(例如，Berkes和Folke 1998, Walker等人2002,Anderies等人2004,Ostrom 2009, Díaz等人2011,Becker 2012)。
为了更好地理解SESs，其中一个目标是采用自然资源管理系统，使其能够持续运作，并将不同级别的治理结合起来。以社区为基础的自然资源管理(CBNRM)作为一种概念性方法，自1980年代中期以来逐渐演变为自然资源管理中自上而下战略的替代方案。CBNRM没有单一的定义，但这一概念的核心是人与自然的共存，区别于保护主义和人与自然的隔离(Western and Wright 1994)。CBNRM的特点是地方利益相关者参与、公众参与和组织间合作(Tang和Zhao 2011)。它假设与自然资源密切相关的社区和以社区为基础的组织最有可能促进资源的可持续利用，并拥有这样做所需的知识(Blaikie 2006)。因此，CBNRM通常被认为是治理公地的合适方法(Ostrom 2007)，因为它旨在确保社区参与决策，并整合社区想法、地方机构、习惯做法和知识系统。将社区完全纳入管理、监管和执行过程可能会防止当地对保护措施的抵制(Pomeroy 1995, Borrini-Feyerabend 1996, Barrett et al. 2001, Armitage 2005)。然而，即使CBRNM方法在过去几十年因其在全球保护战略中的作用而吸引了相当大的兴趣(Shackleton et al. 2010)，它也不是万灵药(Dressler et al. 2010)。例如，机构、捐赠和权利，以及相关的社会行为者，对CBNRM的绩效有很大影响(Leach等人，1999年)。
为了探索SES中的CBNRM管理，我们将后者描述为“由公共池资源、其用户和相关治理系统组成的结构”(Janssen和Anderies 2007:44)。鉴于对社会经济系统功能的理解仍然有限、分散和不确定(Kates等人2001,Ives和Carpenter 2007, Bettencourt和Kaur 2011, Cumming等人2013)，我们通过引出和分析CBNRM管理下的三个社会经济系统的社会认知以及他们面临的社会和环境挑战来解决这一知识差距。了解SESs中自然资源动态、挑战和危机的认知往往是影响当地社区参与管理和可持续资源使用当地规则出现的决定性因素(Siar等人1992年，Pomeroy等人2001年，Ferse等人2010年)。
为了检查系统中存在的元素和相互作用的复杂性，并确定哪些关键变量可以决定系统当前和未来的条件，我们应用了一种参与式前瞻性技术，有助于以系统的方式拥抱复杂性并分析当前和未来的因素(Godet 1994, European Commission 2014)。前瞻性结构分析(PSA)是场景构建方法组中的一种方法工具，“未来”(Godet 1986)，这有助于战略管理，帮助应对不确定性，并在面对挑战时提供不同的视角。战略预见方法最初旨在支持公共机构在区域发展，即区域预见(Kelly et al. 2004, Stratigea and Papadopoulou 2013)，但也被私营部门广泛使用，即企业预见(Lafourcade and Chapuy 2000, Benassouli and Monti 2005, Chapuy and Gros 2010)。
考虑到SESs的复杂性，以及由不同类型的交互作用、链接(如因果关系或依赖关系)和流(如信息、能源或材料)连接起来的人类和自然离散和异质元素的复杂性，SESs被概念化为社会生态网络(Janssen等人，2006年，Bodin和Tengö 2012)。网络地形的普世性使得来自不同学科的研究人员将网络理论作为一个共同范式(Barabási 2009)，包括社会生态网络，其属性可以通过网络理论进行定量分析(Gonzalès和Parrott 2012)。越来越多的科学家正致力于使用网络分析(NA)来评估SESs的可持续性，即来自网络理论的度量(Gonzalès和Parrot 2012)。网络最初是由社会科学家研究的，目的是了解社区的结构(Borgatti et al. 2009)，但也被感兴趣的自然科学家所使用，例如食物网(Tylianakis et al. 2007)。NA也被应用于CBNRM的研究。例如，Bodin和Crona(2009)和Marín和Gelcich(2012)分别在肯尼亚和智利将NA应用于SESs中，研究社会资本在社区层面渔业管理中所扮演的角色。Cumming等(2010)认为NA在保护生物地理学中的潜力和挑战。然而，据我们所知，还没有研究将NA应用于CBRNM背景下的具有不同类型节点(例如，社会、环境、制度)的社会-生态网络，这被指出是一个挑战:“节点属性可以用来连接同一系统的社会和生态方面吗?”(Cumming et al. 2010:417)。
因此，理解构成社会-生态网络的变量和链接对于分析该网络的社会-生态可持续性和恢复力至关重要，即系统在转变为另一种由不同结构中组织的不同变量集控制的稳定状态之前可以吸收的扰动程度(Holling 1973)。社会生态网络会根据其恢复力随时间变化和适应，因此社会经济系统的可持续性取决于其承担不同程度的不确定性的能力，以及在不丧失其自组织能力和决定其结构和功能的调节机制的情况下面对干扰的能力(例如，Carpenter and Gunderson 2001, Folke et al. 2002, Gunderson and Holling 2002, Folke 2006)。然而，考虑到弹性是很难评估的，而且这个概念也很难转化为清晰和可测量的系统变量，“在SES可以表示为一个网络的情况下，NA可以提供工具来衡量与系统弹性相关的某些结构特征”(Gonzalès和Parrot 2012:79)。Ostrom(2009)指出，将网络方法应用于生态系统提供了一个概念框架，用于在群落层面评估扰动的后果。对网络的研究可以预测变化，提供早期预警，并对变化作出更快的反应(McCulloh和Carley 2008)。在这个意义上，NA可能是一个有用的启发式框架，因为它需要很少的数据，但允许识别网络的关键部分(Bunn et al. 2000, Urban and Keitt 2001, Zetterberg et al. 2010)。我们将三个社会-生态网络的PSA和NA整合在一起，探讨网络指标与SESs恢复力的关系。
我们的主要目的是利用PSA和NA来探讨拉丁美洲三个具有不同类型CBNRM的SESs的社会生态动态的当地认知。特别是,我们:(1)确定关键变量影响的动态税,(2)探讨这些关键变量的影响和依赖,(3)比较三个系统奥斯特罗姆(2009)的框架下通过检查不同的和类似的模式,(4)放大生态网络和描述所扮演的角色的关键变量以及它们之间的反馈循环发生,和(5)反思的弹性税(附录1)。这三个案例研究是建立在哥伦比亚,墨西哥和阿根廷。
案例研究
本文提出的成果是更广泛研究的一部分，旨在确定可持续的社区治理模式，以管理环境挑战。之所以选择这些案例研究，是因为它们呈现了CBNRM在面对环境挑战时的有趣策略梯度，被认为是该地区的代表性。这些案例研究研究了哥伦比亚太平洋黑人社区委员会的水和生物多样性管理、墨西哥瓦哈卡山脉的一个社区的森林管理以及阿根廷巴伊亚布兰卡河口及其邻近海岸的海洋和沿海地区管理http://www.comet-la.eu的更多信息)。
哥伦比亚的案例研究
所选的SES对应于Bajo Calima社区委员会的集体领土(图1，表1)，位于生物地理区域Chocó，这是一个生物多样性热点(Arbeláez-Cortés 2013)，特征是高降雨量，被热带雨林覆盖。该领土是布埃纳文图拉市的一部分，哥伦比亚太平洋最重要的港口就位于那里。因此，该区的环境丰富和生物多样性及其地缘政治和经济地位具有战略意义。
社区委员会于2001年根据1993年第70号法律成立;它拥有12,335公顷的土地，居住着3419名居民。当地居民被分成六个分散在领土上的定居点。基本需求未得到满足的指数在公共服务不足方面达到98.1%，在住房不足方面达到26.6%(2013年，del Valle del Cauca部)。SES是在一个复杂的多中心治理系统下管理的，其中公共、私人和混合机构是一体的，社区委员会发挥核心作用。CBNRM相对较新，有些制度和规则并不总是得到认可。此外，监督、排除和执行的权利仍然有限。
当地经济以自然资源为基础，主要是伐木、自给农业、渔业和采矿，受到传统生态知识的强烈影响。合法和非法的木材采掘在区域和国家市场上商业化，而打猎、捕鱼和农业的产品主要用于个人或当地消费。社区和自然环境之间的亲密联系是社会组织的中轴，它加强了对领土的归属感(Farah et al. 2012)。
尽管如此，由于对自然资源的竞争以及人民的流离失所和压迫，近年来武装冲突的持续在社会结构中造成了撕裂。与非法作物有关的强大外部势力(Erythroxylum可口)和采矿不承认基于社区的规则，是冲突的重要驱动因素。公共政策通过对古柯田空中喷洒草甘膦等行动来解决这一问题，这对农业和当地居民的健康产生了间接的负面影响。SES的可持续性面临的其他挑战与大型项目、森林砍伐、正规教育的薄弱、固体残渣和水管理不力以及气候变化的影响有关。beplay竞技
墨西哥的案例研究
Santiago Comaltepec是位于墨西哥西南部瓦哈卡州北Sierra的一个社区(图2，表1)。该地区占地18366公顷，海拔200 - 3000米。温带雨林、热带雨林和山地云林是主要的生态系统，在水文调节中发挥着关键作用。该地区具有很高的保护价值，是墨西哥最多样化的生态系统之一。
1115名居民(INEGI 2010)来自Chinantec少数民族，说自己的土著语言，被分为三个定居点。治理机制基于几个世纪以来的惯例。1953年的《土地法》承认了土地和资源的集体产权，但政府后来将25年的木材特许权给了一家造纸厂，导致大规模砍伐森林。这对社区来说是一个敏感的话题，因为在80年代末，他们与政府对峙，以阻止租界，并成功了。结果，市民们重新获得了对森林的全部权利。这一结果表明，当地正式和非正式机构的力量源于长期的资源管理历史，通过这一历史，居民在稳定的政治制度下管理土地。排除、监视和执行的权利已经确立。世代相传的传统是这种社会经济制度的核心，特别是传播森林管理知识和尊重可持续资源开采的现有规则。事实上，通过基于公共财产的传统和环境可持续的CBNRM系统，该种群已成为保护的一个例子(Chapela 2007年)。
该地区的经济依赖于伐木(由当地社区公司管理)，为10%的活跃人口提供就业机会，以及自给自足的农业。然而，Comaltepec的SES目前面临着一些挑战，如迁移。个人收入的缺乏(当地公司的福利被重新投资到相同的当地公司或集体商品中)正导致社区的重要部分，特别是年轻人，搬到城市或美国(汇款在家庭中扮演着重要角色)。此外，当地的一种看法是，社区通过可持续环境管理提供的生态系统服务在经济方面没有得到充分的奖励(例如，支付生态系统服务的费用)，这造成了利润者(例如，为下游啤酒厂生产啤酒提供的水)和为提供生态系统服务作出贡献者之间的不平等。
阿根廷的案例研究
蒙特埃尔莫索-巴伊亚布兰卡河口是阿根廷第二大河口，面积23万公顷。它位于布宜诺斯艾利斯省的西南海岸(图3，表1)。河口拥有盐沼、丰富的动物群和独特的浮游植物，支持多种物种的营养食物链，是当地手工渔业的基础。此外，海滩的一部分已被建立为地质、古生物和考古省级保护区，因为存在保存完好的化石脚印(大脚印)。
SES包括5个村庄，绵延100公里，拥有阿根廷最重要的深水港。因此，这片领土对阿根廷的经济发展具有战略意义。河口社区以港口服务和其他行业(石油化工、农业食品等)为生计基础，而海滩社区以旅游业和手工渔业为生计基础。
自19世纪以来，土地征用的特点是对游牧土著的战争和与农业生产有关的私有财产制度的实施，沿海管理是次要的。自20世纪以来，人口增长源于移民流动。总的结果是缺乏独特的文化根源，这阻碍了共同文化准则、规范和规则的创造。在阿根廷，海洋和沿海资源是公共财产，而对资源使用(采砂、捕鱼等)的控制主要对应于国家的不同级别(地方、省和国家)。主要的活动(捕鱼和旅游)是由私人行为者开发的，尽管手工渔民利用共同的池资源。然而，手工渔民面临着不承认以社区为基础的管理的其他行政部门规定的重叠和往往相互矛盾的规范。
该地区的社会经济指标显示，在家庭收入、基础设施和服务方面，发展水平很高。教育机构从小学到大学都有，所有村庄都有一家中心医院和分散的医疗保健。然而，手工渔民认识到可持续发展是该地区面临的主要挑战之一。由于过度开发(主要是大型拖网渔船)、污染以及河口和海岸的干扰(未经处理的污水污染海湾，潮汐周期的变化影响浮游植物的生产)，鱼类捕鱼量正在下降。渔民们还抱怨缺乏对初级产品进行改造以增加其价值的选择。海岸还面临着日益严重的侵蚀，因为靠近海边的建筑阻挡了风和沙丘的正常循环。此外，建筑所需的沙子是从沙丘中开采出来的;虽然这种采砂是被严格禁止的，但执行起来并不容易。
最近，环境组织促进了社会资本绩效的改善。特别是渔民组织找到了一个交流和讨论渔业管理的场所。目前人口面临的其他社会生态挑战是气候变化、海岸侵蚀、过度捕捞、过度开发海滩(包括从沙丘上非法采砂)和污染的共同影响。
方法
我们使用Ostrom(2009)的框架来描述SESs。选择这个框架的动机是多方面的:(1)它涵盖了社会和生态方面及其相互作用，(2)它适用于公共资源池，(3)它包括定性和定量数据，(4)它提出了广泛而灵活的子变量谱，并允许它们适应不同的SESs，(5)它可以在不同的尺度上使用，(6)它强调了管理自然资源的治理规则和当地利益相关者的角色，(7)它旨在分析用户自组织规则对可持续性的影响，(8)它提供了比较不同案例研究的可能性，(9)它帮助研究人员和政策制定者为知识创造和政策规划提供有用的结果(Delgado-Serrano et al. 2013, Delgado-Serrano and Ramos 2015)。因为Ostrom(2009)是一个概念性框架(Binder等人，2013)，有人提出了一些方法上的适应来操作它(Cox 2014, Delgado-Serrano和Ramos 2015, Leslie等人，2015)。在这里，我们采用了德尔加多-塞拉诺和拉莫斯(2015)提出的运作化。研究分为四个步骤:数据收集、PSA、统计数据分析和NA(附录1)。
数据收集
研究过程发展了两年多，方法是基于一个学习舞台的发展，科学和当地知识的共享和整合。项目期间每两三个月与当地社区组织一次参与性讲习班。为了选择参与者(每个研讨会15-20人)，我们使用了基于标准的利益相关者映射技术，如对SES的了解、来自所有定居点的居民的纳入、领导角色以及性别和年龄平衡。第一步是使用Ostrom的可持续性分析框架的应用版本对每个SES进行综合描述。研究团队共确定和描述了132个变量，其中包括当地的合作研究人员和当地社区。变量被组织在八个Ostrom子系统中的每个子系统中:设置、资源系统、治理系统、资源单元、参与者、交互、结果和相关生态系统。在随后的讲习班中，制定了PSA工作，以选择更易于管理的变数数目，并确定每个经济系统的关键变数及其在当前和未来动态中的作用。两项工作的结果都提交给了社区，并在最后的研讨会上讨论和批准了最终结果。当地利益相关者不仅参与了PSA过程，而且还参与了使方法适应当地情况的过程。
未来的结构分析
我们使用PSA来解决我们的前两个目标:识别SES动态中的关键变量，并探索它们在SES中扮演的角色。建立在利益相关者感知基础上的影响-依赖关系可能:(1)对于根据不同群体描述什么对社会经济系统的功能是重要的至关重要，(2)有助于确定管理决策和实践如何影响这些功能，以及(3)有助于探索社会经济系统的直接和间接变化(Chan et al. 2012, Hicks et al. 2013)。
PSA分为三个阶段。在第一阶段，参与者被要求从132个变量中选择最相关的变量，包括八个子系统中至少一个变量。然后编制了一个15-20个变量的列表，通过一致意见确定。每个变量都有明确的定义(附录2)、特征和参与者的理解。第二阶段进行交叉影响分析，评估变量之间的相互影响，0表示没有影响，3表示影响最强，正、负值分别表示积极影响和消极影响。因此,一个N×N构建直接影响矩阵(matrix of direct influence [MDI])(附录3)。第三阶段是对结果数据的分析。为了捕捉间接影响，MDI被提升到第二、第三或更高的幂，直到变量的影响和依赖性的总体排名保持不变。这个稳定矩阵就是间接影响矩阵(MII)。任何给定变量的直接或间接影响或依赖性，k,被计算为rowk或列k在MDI或MII中，分别为(附录4)。这个过程允许变量根据其影响和依赖值进行排序。建立了间接影响图和依赖图。根据变量在图中的位置，可以将其在系统中所扮演的不同角色识别为自主(低影响和依赖性，意味着对系统的影响较低)、决定性(高影响和影响，但被影响的可能性较低)、调节性(中等依赖和影响，表示杠杆作用)、挑战性(高影响和被影响能力，使变量可以推动系统，但不稳定)、结果(影响能力低，依赖性高;这些变量被认为是系统演化的指标)。MDI显示了系统的实际状况，而MII显示了其未来的发展(更多细节，参见Delgado-Serrano et al. 2014)。MICMAC软件(版本6.1.2，马克斯普朗克人口研究所，罗斯托克，德国;http://www.nidi.nl/en/research/al/micmac/software)用于分析。
统计分析
由于样本量较小，我们使用非参数Mann-Whitney检验来探索变量根据其子系统的影响和依赖性的可变性(Ostrom 2009)。根据案例研究的特点，我们比较了哥伦比亚和阿根廷案例中设置内外的变量。在墨西哥的例子中，因为很少有变量属于设置，所以我们比较了治理系统内外的变量。使用XLSTAT软件进行分析(2012,Addinsoft, New York, New York, USA)。
网络分析
按照Janssen等人(2006)将SESs视为网络的方法，我们应用网络分析来解决最后两个目标:放大社会生态网络，描述关键变量所扮演的角色和它们之间发生的反馈循环，并反思社会经济系统的弹性。网络是由两个简单元素(Gonzalès和Parrot 2012)组成的简化表示:节点(或顶点)，代表离散实体(在我们的例子中，是变量);以及边(连接或链接)，它们表示节点之间的交互(在我们的例子中，是影响和依赖关系)。
我们考虑了中心性的三个衡量标准和连通性的一个衡量标准。最中心的节点是那些更容易访问网络其他部分的节点。根据现有的网络度量和弹性文献(例如，Bodin等人，2006年，Janssen等人，2006年)，我们选择了三个中心性度量作为与我们的目标最相关的度量:距离加权定向中介性(beta = 0.8)、亲近性和每个社会生态网络内变量的特征向量参数。介间性计算为两个给定节点之间最短路径总数除以这两个节点之间经过第三个节点的最短路径总数的百分比，它显示了两个节点之间包括一个特定节点的所有最短路径。距离是一个度量从每个节点到每个其他节点的平均最短距离;它被定义为远度的倒数，远度计算为每个节点到所有其他节点的距离之和。我们使用特征向量作为网络连通性的度量，因为它不仅考虑一个节点有多少连接，也就是它的度，还考虑它所连接的顶点的度。对于我们的第四个目标，一个变量与网络中其他变量的关系的中间性和特征向量的值越高，接近性的值越低，它在网络中就越相关。虽然PSA中获得的最具影响力变量的识别与网络中心性度量给出的信息部分重叠，但NA也允许分析变量之间影响的迹象(即，包括负边)，从而识别变量之间影响的正反馈和负反馈循环。
我们还计算了每个网络的密度(附录4)，并绘制了网络图。网络的密度表示网络中顶点之间的相互联系，即与知识交换等问题相关的内容。在每个SES中，我们选择了一个更小的变量组，该变量组具有最高的中间性、特征向量和影响，以及最低的亲和性和依赖性，并遵循先前关于适应圈模型的工作方法(例如，Holling等，2002年)，讨论了该组与社会-生态弹性的关系一个)和三维空间之外的陷阱(Allison和Hobbs 2004)。对于计算和图表，我们使用了UCINET 6.0网络分析软件(Borgatti et al. 2002)、NetDraw 2.139 (Borgatti 2002)和NodeXL 1.0.1.251 (Smith et al. 2010)。
结果
确定的变量和相应的子系统
哥伦比亚和阿根廷的案例研究遵循了类似的模式，其中关键变量集中在外部子系统(设置和相关生态系统;这一发现揭示了对社会经济体系的大量外部影响(自然资源的公共政策和治理以及外部[非法]行动)，以及外部行为者对社会经济体系资源的兴趣(自然资源市场、大型项目)。内部变量集中在参与者和治理系统子系统中。在哥伦比亚，祖先知识和人口趋势的相关性被强调，正规教育和当地驱动的研究的必要性被揭示出来。在阿根廷，重点是渔民协会的作用及其执行的养护措施、当地市场和收入、建立社区网络的必要性以及手工渔业的历史。阿根廷的相互作用分系统包括五个变量。最后，研究结果与哥伦比亚和阿根廷SESs缺乏生态可持续性有关。
墨西哥的案例显示出不同的模式。涉众选择了参与者和治理系统子系统中包含的许多变量。他们表示，治理机构、产权制度、集体选择规则、提取和排他权、监督和制裁权以及无偿活动对社会经济地位的影响最大。此外，在环境中选定的两个变数，即政治稳定和环境立法，是对目前管理制度影响最大的因素。最后，作为一个结果，迁移被认为是相关的。
未来的结构分析
哥伦比亚案例研究的间接影响和依附图(图4)表明，该系统几乎没有自主变量，具有调节变量和关键变量的优势。后面这些变量会受到系统变化的影响，也会引发系统变化;因此，系统是动态的。设置子系统中的变量比其他子系统中的变量依赖性更小(Mann-Whitney)U= 38201,P< 0.05)。一个重要的作用归因于外部变量，如正规教育、非法作物、正规机构和采矿。然而，社区通过祖先的知识、当地培养的研究和人口趋势，重新获得了对SES的控制。
墨西哥治理系统子系统中的变量比其他变量更有影响力(曼-惠特尼)U= 1177,P< 0.1);因此，地方自然资源管理规则是SES的核心。此外，很少有变量被认为是关键的，因此系统依赖于调节变量(图5)。一个重要的作用归因于内部变量，如集体选择规则、监测和制裁过程、提取和排除权。
在阿根廷案例研究(Mann-Whitney)中，设置子系统的依赖性低于其他子系统U= 10146,P< 0.05)。考虑到右上象限 影响和依赖关系图为空(图6)，系统整体相当稳定，因此相对难以改变。社区网络以及手工渔业和渔民协会有很大的潜力从内部改变社会经济地位。工业(石化工业极、污染、疏浚和液化天然气项目)和政治(缺乏对环境可持续性和渔业外部治理的政治兴趣)是重要的外部威胁，而旅游和保护措施是关键的外部机会。
最后，墨西哥和阿根廷案例中的大多数要素趋于从低依赖和高影响向高依赖和低影响发展。相比之下，哥伦比亚案例中的大多数变量被认为具有高度影响和依赖性(图7)。
网络分析:中心性和密度参数
在哥伦比亚的情况下(图8和9A, B;(附录4)，两者间性最高的变量为武装冲突和气候变化。beplay竞技水管理与固体废物的相关度较高，而人口趋势特征向量值最高。非法作物表现出较高的影响和中介性，特征向量值较大。相比之下，大型项目的所有网络参数值都很低。
当放大到具有突出网络参数值的变量组时，我们观察到，社区作为一个社会群体受到多种因素的负面影响，只受到正规机构和正规教育的正面影响。武装冲突和非法作物之间形成了积极的反馈循环(即它们相互积极影响)，这也对作为社会群体的社区、正规机构和正规教育产生了消极影响。特别是，非法作物与后三个变数有着强烈、消极和双向的联系。人口趋势与正规机构、正规教育和气候变化之间存在负反馈循环(即，人口变量对其他变量产生积极影响，而其他变量对人口产生消极影响)。beplay竞技整个网络的密度为56%。
在墨西哥案例研究中(图9C, D和10;附录4)，政治稳定具有较高的依赖性，中间性最高，其次是集体选择规则。环境立法的密切度最高，其相关性和影响程度均低于平均值，且之间性和特征向量值较小。有几个变量的特征向量最大:使用历史，接近度低，影响程度高;生计(维持生计)，依赖程度高，影响程度低;治理机构，依赖性低、中介性低、影响力最高;以及资源的重要性、经济活动(林业和农业)和自然资源的经济价值。
当关注基于网络参数值的最相关变量时，除政治稳定外，移民受到了几个负面影响(图9D)。相比之下，除移民外，政治稳定受到所有其他变量的积极影响。这两个变量之间的负反馈循环对于网络的动态是重要的。所有对迁移产生负面影响的变量也在很大程度上相互加强，这可能与这个子网络的弹性有关。整个网络的密度为67%。
在阿根廷的案例研究中，渔民协会的中介性最高，其次是手工渔业和污染，它们也是接近度较低、特征向量值较高的变量(图11)。对环境问题缺乏政治兴趣和石油化工产业极点是影响较大的变量，具有较低的间性和亲近性和较高的特征向量值。
污染、渔业的外部治理，以及阿根廷案例研究中最重要的一点，缺乏对环境可持续性的政治兴趣，对其他变量，特别是手工渔业、资源可持续性和野生动物产生了负面和强烈的影响(图9E, F;附录4)。在这个子网络中，有几个正反馈循环具有积极影响，如渔民协会和手工渔业之间的正反馈循环。旅游业的其他相关循环如下:(1)缺乏对环境的政治兴趣可持续性对旅游业产生负面影响，而旅游业对前一个变量产生积极影响;(2)旅游业对资源可持续性产生负面影响，可持续性促进了旅游业的发展;(3)污染是由旅游业产生的，但也会对旅游业产生负面影响(图9F)。出现了一些有趣的正-正关系，如:渔业的外部治理-渔民协会-野生动物，野生动物-手工渔业-资源可持续性，以及渔民协会-手工渔业-旅游。整个网络的密度为60%。
讨论
方法论方面
对SESs等复杂系统的分析需要能够识别这种复杂性并促进理解的方法。这里记录的经验表明，将SESs作为社会生态网络，并将NA与参与式PSA结合使用可以:(1)揭示社会对所研究的SESs结构的认知，(2)帮助将SES的关键变量和驱动因素可视化，(3)通过识别可能对改变系统最关键的变量，为系统管理和决策构建论据，(4)促进利益相关者之间的参与分析，以整合科学和地方知识。PSA方法促进了a 社会建构的学习过程，正如之前的文献(例如，Gertler和Wolfe 2004)所指出的，其中对SESs的局部感知被浓缩成半定量的、可分析的形式，用于检测主观信息中的模式和关系。这种自下而上的模式促进了利益攸关方之间的讨论(Gavigan和Scapolo在2001年也报告了这一点)，从而更好地了解了系统的动态和可持续管理的必要行动(例如，吸引政策制定者注意他们的行动如何影响SESs，或确定可以发挥监管作用从而促进变革的内部变量)。此外，它创造了一种共同的语言，结构化的集体思维，并允许参与者挪用结果(Godet et al. 2004年也报道过)。
不出所料，NA理论和PSA技术被证明是兼容和互补的。两者具有相同的基本原理和数据结构，即PSA中的变量和影响，NA中的节点和顶点。此外，一些中心性度量(如程度、中间性、密切度和特征向量值)是适用的，并阐明了SES中每个变量的作用，而PSA只是表面上做了这方面的工作。然而，由于节点代表变量，顶点代表影响，而不是更常用的人员或机构和信息或物理流，解释其他NA参数是复杂的。
在这一过程中出现了其他一些问题和挑战。Janssen等人(2006)认识到社会-生态网络中关系的本质可以是完全社会的，完全生态的，或者两者的混合。然而，我们无法评估在同一层次(节点)上处理生态和社会变量是否会对结果产生影响，或者使用更普遍的影响作为顶点定义是否等同于通常使用的信息或物理流。此外，PSA的潜在影响值与睡眠节点概念之间的对应关系(Janssen et al. 2006)应该在未来的研究中进行探索。通过分析PSA的后续间接矩阵中创建的网络，或通过重复参与式的影响分析(例如，在不同的情景下)，有可能捕捉到社会生态网络的动态方面，这是当前的挑战(Cumming等，2010年)。
此外，变量选择的过程会影响网络的度量，即，如果网络从每个SES中识别的完整变量集中包含不同的变量，网络参数就会发生变化(例如，变量越多，密度就会增加)。鉴于我们只对比较SES内的变量(对于中心性度量)和三种情况(对于密度)之间的变量感兴趣，即相对值，在我们的情况中这不是一个问题。
最后，关于像这里提出的参与式方法，还有两个注意事项需要考虑。首先，考虑到以参与式方式构建大型PSA矩阵的困难，在整合PSA和NA时，变量数量和参与之间出现了权衡。其次，有一个固有的假设，即社会生态网络是作为参与者构建的一个结构来处理的，因此解释不是一成不变的，而是一种工具，旨在帮助理解参与者所感知的社会经济系统的功能。
共同的挑战和机遇
在案例研究中也可以发现类似的模式，例如，阿根廷和哥伦比亚的大型项目所起的作用。这种类型的项目被观察为在SESs中施加中等到强烈影响的元素，但不能被影响(低依赖性)，因此是系统的决定因素或控制器。大型项目，如阿根廷的疏浚或液化天然气项目和哥伦比亚的工业采矿项目，对SES和CBNRM有很强的影响，但受外部力量控制，当地社区对其几乎没有什么权力(例如，Zilio等人，2013年，Göbel和Ulloa 2014年)。这一事实加上环境变数的巨大影响(哥伦比亚的外部正式机构的力量和阿根廷对环境可持续性缺乏政治兴趣就是例证)，与墨西哥的案例研究不同。在前两种情况下，公共政策的制定和自上而下的实施方式存在两极分化，具有高度的政治中心性(例如，Cicalese 1997, SNUCMADS 2014)。相比之下，在墨西哥的案例中，CBNRM的历史传统和最近对木材特许权的反抗在很大程度上证明并维持了高度授权的地方治理体系，包括集体选择规则和监督和制裁过程(Tucker 2010)。最有可能的是，这段强有力的地方治理和斗争的历史解释了治理系统变量相对于其他变量的高度重要性。特别是，集体选择规则在社会生态网络中发挥了强大的作用，从而形成了社会经济系统的当前状态。
人们认为，农业、渔业、狩猎和采矿等维持生计的活动在哥伦比亚和墨西哥的情况比阿根廷的情况更为相关，阿根廷的农村程度较低，而且存在明显的体制分裂。在阿根廷的案例中，与内部和外部(环境)治理相关的问题被认为比其他两个案例发挥更重要的作用。
污染、森林砍伐和固体废物等负面结果只出现在哥伦比亚和阿根廷的案例中，而在墨西哥的案例中没有发现负面结果。这可能是因为几个世纪以来，墨西哥社区实施了堪称典范的环境可持续森林CBNRM (García-López 2013)。由于当地的意识和国际认可(例如森林管理委员会)，人们认为目前的土地使用完全尊重环境。
在三个案例研究中被认为相关的一组相似因素是祖先知识(哥伦比亚)、土地使用历史(墨西哥)和手工渔业历史(阿根廷)，所有这些都被认为是三个SESs的关键。土地利用历史或资源管理历史可以作为社会生态记忆的一部分进行观察，这是社会生态恢复力的一个重要组成部分(Folke et al. 2002)。在CBNRM背景下，传统生态知识的形式被认为是基本的(Berkes 2004)。在这里的案例研究中，即使CBNRM的发展可以被描述为从高度发达(墨西哥)到初级阶段(阿根廷)的梯度，土地使用历史和传统生态知识等变量的出现作为相关的事实可以被解释为社区权力方面的自我意识的标志(例如，Dadón等人，2011,Velez和Lopez 2013)。
特定地点的挑战和机遇
在墨西哥的案例中，行动者和治理系统子系统中确定的大量变量显示了基于社区的管理的重要性。在哥伦比亚，相对年轻的治理体系及其在被外部行为体认可方面面临的困难是显而易见的(ortizs - guerrero et al. 2014)。
从恢复力的角度来看，所有三个社会生态网络都表现出高密度。这可以有四种解释，如下:(1)有机会进行良好的信息交流和学习，这可能会改善管理(例如，Pretty和Ward 2001)，(2)增强创新扩散的基质(例如，Abrahamson和Rosenkopf 1997)，(3)系统可能变得极其连接和脆弱(Redman和Kinzig 2003)，或(4)“阴暗面”，可能阻碍与外部参与者的合作，限制参与者在群体规范之外追求想法的自由(Lechner et al. 2010)。即使这四种解释中的大多数，或者可能全部适用于三个案例研究，在每个案例中也可能有一种解释占主导地位。此外，三个案例研究的总体高密度可能与所采用的方法有关，因为PSA需要对所有变量对之间的联系强度进行评分。
在自适应周期模型下(Holling等，2002一个)，它具有潜力或能力、连通性和弹性三个维度，所有三个SESs都可以被认为(如参与者所感知的)是高度连接和弹性的，但具有不同程度的潜力或能力。根据弹性文献，三维空间之外的三种陷阱已经被描述(Allison and Hobbs 2004):刚性陷阱、锁定陷阱和贫困陷阱。当变化潜力大、结构变量之间的联系程度高、对变化的弹性高时，就会出现刚性陷阱;这些陷阱可能适用于组织及其机构的成员高度联系、僵化和不灵活的社会系统(Holling et al. 2002b)．锁定陷阱的特征还包括高度的连通性和弹性，但改变的潜力很低(Allison和Hobbs 2004)。第三个也是最著名的陷阱是贫困陷阱，在复原力框架内，它被定义为一种连通性和复原力较低、变革潜力未实现的情况(Holling等，2002年)b,Allison和Hobbs 2004)。按照上述的指导方针，下面将讨论每个案例研究。
哥伦比亚案例研究的两个特殊性值得一提。非法作物被认为是社会-生态网络中最强大的因素之一，加上武装冲突，成为一个关键节点。这两个因素似乎都与其他节点高度相关，因此很可能决定了社会生态网络的所有动态和弹性。因此，该地区可以被认为是高韧性SES的缺点的一个例子，就以下方面而言:(1)武装冲突和非法作物(以及空中喷洒)的结合所施加的巨大控制，这干扰了社会凝聚力和社区的发展;(2)社会生态可持续性视角下的不良状态;(3)高度的连通性;(4)由于反馈循环可能将SES推入或接近锁定陷阱而导致的低变化潜力。然而，从社会-生态网络分析中，我们观察到，由于气候变化导致的正式制度、社区或环境变化都可能打破负反馈循环。beplay竞技同样，哥伦比亚案例的第二个特殊性是，它是唯一一个提到研究的案例。这一结果可能是因为当地社区认为，与研究机构的合作正在产生积极的影响。 Explicitly defined as locally driven research, this element showed great connectedness, i.e., a great potential to behave as a bridge between otherwise disconnected elements, which might be an interesting insight on how to break the lock-in trap. However, scientific knowledge can only affect decision-making if it is used by the people involved in the decision-making process (Beunen and Opdam 2011).
墨西哥案例中的社区似乎被困在了一个僵化的陷阱或一个锁定的陷阱中。在20世纪80年代反对木材租赁权的斗争(SES的危机)之后，地方治理体系得到了加强。从那时起，强大的CBNRM确保了环境的可持续性，因为地方治理结构和协议发展出了专注于这一单一方法的强大能力(Carpenter和Brock[2008]解释了这与刚性陷阱的关系)。然而，控制着社会生态网络的紧密联系的集体选择规则被认为是社会经济体系僵化的原因，因为它们阻碍了创造力和创新。该系统探索替代方案的能力低(即弹性的“阴暗面”)，特别是缺乏创造力和创新，使该系统更加脆弱，似乎是一项紧迫的挑战。根据文献，政策阻力(Sterman 2001)是系统动力学中一个众所周知的现象，被描述为大规模系统中的咬回悖论(Gunderson et al. 2002)。
在阿根廷的情况下，高网络密度可以解释为良好的信息交换和学习的迹象，这可能有助于改善管理。这项研究已经在SES利益相关者中引发了更多的联系和意识，它似乎在某种程度上改善了管理。例如，渔民协会正在认识到他们的联盟在与更高管理级别的正式机构沟通方面的效用和力量。对环境问题的政治兴趣也在增加，目前正在实施一些小措施，如禁止使用塑料袋和限制海滩使用。在这种情况下，社会经济系统似乎没有陷入任何陷阱，但它可能处于一个增强自组织的动态阶段。然而，阿根廷的历史表明，政治和宏观经济的不稳定是自我组织的主要障碍。独裁和民主政府的先后顺序影响了社会网络的发展，在地方动态中产生了高度的不确定性(Vezzetti 2002)。
尽管在三个案例研究beplay竞技中，气候变化是两个共同的问题，并且被认为在这两个案例中具有中等程度的影响，但在哥伦比亚，气候变化被认为是极其依赖的，而在阿根廷则几乎是独立的。几项研究强调了个人对气候变化的看法如何与公平、发展、感知的经济实力、社会政治背景以及管理和科学之间的联系联系在一起。beplay竞技其他研究表明，更多的农村或城市背景在风险感知中发挥了重要作用(Wolf和Moser 2011)，这可以解释这种差异。
为决策者和政策制定者提供思考和见解
CBNRM在可持续管理环境挑战方面所能发挥的作用正受到越来越多的关注，但确定的许多关键驱动因素和变量是SESs之外的，或与外部利益攸关方(如政策制定者或武装行为体)有关。我们的研究结果表明，CBNRM方法需要外部支持和认可才能有效工作。从这项研究中产生的有趣的见解和信息可能对决策有用。在内部，参与性和当地适应的办法有助于在探索社会经济系统动态方面综合当地的知识和看法，从而有助于确定所有利益攸关者可能采用的更好的战略和决定。在更高的层面上，基于地点的方法可以避免一刀切的结果，这种结果往往没有认识到资源的独特性和每个社会经济系统内部的相互作用，也可以支持其他环境下的研究和决策，这些环境目前正面临社会生态挑战和日益增加的不确定性，如本文所述。
在这三个案例研究中，与会者选择了公共政策和治理制度、管理自然资源的法律框架、市场和外部大型项目作为关键变量。所有这些变量都深刻地影响系统性能和基于社区的管理，但它们不能在局部受到影响。决策应增加灵活性，并为当地行为者提供各种选择，以表达他们对改变动态的理解和意愿。合作的机会可以帮助消除主要障碍，培养杠杆，并实现可持续的管理。
在不同的SESs中，社区治理目前具有或可能具有的不同功能可能会对所有级别的决策产生影响。事实上，这种力量(无论是已经在行动的，初期的，还是潜在的)不仅可以用于最常见的防御方式，而且还具有干扰外部或更大机构的强大潜力，特别是在处理社会生态挑战时。
结论
当地的看法和理解对于促进变革至关重要，特别是那些与当地行动者可以推动的内部变数有关的变革。因此，我们发现PSA和NA方法是互补的，有助于揭示SESs的复杂性和理解。
在不同的案例研究中，PSA过程允许积极的社区参与和新技能的获得，这有四个后续影响。首先，它改进了社区一级的决策过程。例如，在科马尔特佩克，大会现在作出了更加明智的决定，社区理事会正在参加分析自然资源可持续利用的其他研究项目。就阿根廷而言，使用和保护海滩之间的一些老争端现在正在得到解决。二是提高了当地居民规划自身发展、管理和解决冲突的能力。例如，这三个地区目前正在进行综合发展计划。第三，它扩大了地方治理机构在其领土之外的可见度，超越了作为发展和生物多样性保护项目对象的传统愿景。例如，手工渔民协会现在在阿根廷关于手工渔业的法律的讨论中有发言权。最后，它揭示并挑战了现有的权力和权威模式。
社区对自然资源的控制程度似乎决定了关键变量在社会经济体系内部或外部子系统中的集中程度。在阿根廷和哥伦比亚的案例中，CBNRM在每个SES中所扮演的角色，以及与当前社会生态挑战的关系，在很大程度上依赖于SESs外部的关键因素，而在墨西哥的案例中，CBNRM基本上与地方治理系统相关联。这一发现揭示了充分确定和重新分配责任的重要性，并产生具有不同和部分重叠的地理和时间尺度的机构马赛克，可以有效地解决社会生态问题的复杂性(Meadowcroft 2002)。在社区层面设计的政策可能会引入在公共和聚合(如社区)私人利益方面更好的配置(Carmona Torres et al. 2011)。
在有限的知识和高度的不确定性下进行规划和决策是具有挑战性的任务;然而，承认本地知识和力量与全球化或全球化的力量和外部力量之间的困难平衡就更加困难了。我们相信这项研究及其参与性焦点提供了对三种SESs的全面理解。它还强调了社会经济系统的关键驱动因素和变量，它们在未来扮演或可以扮演的角色，以及它们如何相互作用，在通往社会生态可持续性和公平的道路上产生阻碍或触发效应。
致谢
前两位作者(MD和EO)对这项工作做出了同样的贡献。本研究在“拉丁美洲环境挑战的社区管理”(FP7-ENV2011-282845 COMET-LA)项目框架内得到欧洲委员会第七框架计划的资助。我们感谢巴霍卡里马(哥伦比亚)、圣地亚哥科马尔特佩克(墨西哥)、巴伊亚布兰卡河口和邻近海岸(阿根廷)黑人社区社区委员会的人员在研究中的合作。我们也感谢Irene Iniesta-Arandia在网络分析和见解深刻的评论方面的帮助。最后，我们感谢两位匿名审稿人的深刻评论。
文献引用
亚伯拉罕森，E.和L.罗森科普夫，1997。社会网络对创新扩散程度的影响:计算机模拟。组织科学8(3): 289 - 309。http://dx.doi.org/10.1287/orsc.8.3.289
艾利森，H. E.和R. J.霍布斯，2004。西澳大利亚农业地区的恢复力、适应能力和“锁定陷阱”。生态和社会9(1): 3。(在线)网址://www.dpl-cld.com/vol9/iss1/art3/
安德里斯，J. M.， M. A.，杨森和E.奥斯特罗姆，2004。一个从制度角度分析社会生态系统稳健性的框架。生态和社会9(1): 18。(在线)网址://www.dpl-cld.com/vol9/iss1/art18/
Arbelaez-Cortes, e . 2013。哥伦比亚生物多样性知识:出版和索引。生物多样性和保护22日(12):2875 - 2906。http://dx.doi.org/10.1007/s10531-013-0560-y
阿米蒂奇,d . 2005。适应能力和社区自然资源管理。环境管理35(6): 703 - 715。http://dx.doi.org/10.1007/s00267-004-0076-z
Barabási, a.l. 2009。无规模网络:十年甚至更久。科学325(5939): 412 - 413。http://dx.doi.org/10.1126/science.1173299
巴雷特，C. B.， K. Brandon, C. Gibson, H. Gjertsen. 2001。在制度薄弱的情况下保护热带生物多样性。生物科学51(6): 497 - 502。http://dx.doi.org/10.1641/0006 - 3568 (2001) 051 (0497: ctbawi) 2.0.co; 2
贝克尔,e . 2012。作为认知对象的社会-生态系统。页面37-59在M.格拉泽，G.克劳斯，B. M. W.拉特和M.威尔普，编辑。人类世的人-自然相互作用:社会-生态系统分析的潜力。Routledge，纽约，纽约，美国。
Benassouli, P.和R. Monti. 2005。La planification par scénarios。法国安盛第十。(在线)网址:http://www.ressources-prospective.com/uploads/06_Recherche-publications/11_redac%20axa%20art.pdf
伯克,f . 2004。反思以社区为基础的保护。保护生物学18(3): 621 - 630。http://dx.doi.org/10.1111/j.1523-1739.2004.00077.x
伯克,f . 2007。理解不确定性和减少脆弱性:韧性思维的教训。自然灾害41(2): 283 - 295。http://dx.doi.org/10.1007/s11069-006-9036-7
贝尔克斯和c·福尔克，编辑。1998.连接社会和生态系统:建设复原力的管理实践和社会机制。剑桥大学出版社，英国剑桥。
L. M. A.贝当古和J.考尔，2011。可持续发展科学的演变与结构。美国国家科学院院刊108(49): 19540 - 19545。http://dx.doi.org/10.1073/pnas.1102712108
Beunen, R.和P. Opdam. 2011。当景观规划变成了景观治理，科学会发生什么变化?景观与城市规划100(4): 324 - 326。http://dx.doi.org/10.1016/j.landurbplan.2011.01.018
宾德，c.r, J.欣克尔，P. W. G.波茨，和C.帕尔-沃斯特。2013.社会生态系统分析框架的比较。生态和社会18(4): 26。http://dx.doi.org/10.5751/ES-05551-180426
布莱基没有放过任何一件芝麻小事,p . 2006。小真的漂亮吗?马拉维和博茨瓦纳的社区自然资源管理。世界发展34(11): 1942 - 1957。http://dx.doi.org/10.1016/j.worlddev.2005.11.023
博丹,O。，而且B. I. Crona. 2009. The role of social networks in natural resource governance: What relational patterns make a difference?全球环境变化19(3): 366 - 374。http://dx.doi.org/10.1016/j.gloenvcha.2009.05.002
博丹,O。，B. Crona, and H. Ernstson. 2006. Social networks in natural resource management: What is there to learn from a structural perspective?生态和社会11 (2): r2。(在线)网址://www.dpl-cld.com/vol11/iss2/resp2/
博丹,O。，而且M. Tengö. 2012. Disentangling intangible social-ecological systems.全球环境变化22(2): 430 - 439。http://dx.doi.org/10.1016/j.gloenvcha.2012.01.005
博加蒂出版社，2002年。图形可视化软件。分析技术，哈佛，马萨诸塞州，美国。
鲍加蒂，s.p, M. G.埃弗雷特，L. C.弗里曼，2002。Ucinet 6 for Windows:用于社交网络分析的软件。分析技术，哈佛，马萨诸塞州，美国。
Borgatti, s.p, A. Mehra, D. J. Brass, G. Labianca. 2009。社会科学中的网络分析。科学323(5916): 892 - 895。http://dx.doi.org/10.1126/science.1165821
Borrini-Feyerabend, g . 1996。保护区的协同管理:根据具体情况调整方法。世界自然保护联盟、腺、瑞士。(在线)网址:https://portals.iucn.org/library/efiles/documents/1996-032.pdf
邦恩，A. G.， D. L.厄本和T. H.凯特，2000。景观连通性:图论在景观保护中的应用。环境管理杂志59(4): 265 - 278。http://dx.doi.org/10.1006/jema.2000.0373
C.卡莫纳-托雷斯，C. Parra-López, J. C. J.格鲁特和W. A. H.罗辛。2011。多尺度环境管理的集体行动:通过当地资源管理者的合作实现景观政策目标。景观与城市规划103(1): 33。http://dx.doi.org/10.1016/j.landurbplan.2011.05.009
卡朋特，S. R.和W. A.布洛克，2008。适应能力和陷阱。生态和社会13(2): 40。(在线)网址://www.dpl-cld.com/vol13/iss2/art40/
卡朋特，S. R.和L. H.甘德森。2001。应对崩溃:生态系统管理中的生态和社会动态。生物科学51(6): 451 - 457。http://dx.doi.org/10.1641/0006 - 3568 (2001) 051 (0451: cwceas) 2.0.co; 2
陈，K. M. A, A. D.盖里，P. Balvanera, S. Klain, T. Satterfield, X. Basurto, A. Bostrom, R. Chuenpagdee, R. Gould, B. S. Halpern, N. Hannahs, J. Levine, B. Norton, M. Ruckelshaus, R. Russell, J. Tam，和U. Woodside. 2012。在哪里文化而且社会在生态系统服务?建设性接触的框架。生物科学62(8): 744 - 756。http://dx.doi.org/10.1525/bio.2012.62.8.7
Chapela, f . 2007。瓦哈卡的El manejo森林社区indígena en la Sierra de Juárez。123 - 145页在D.布雷，L.梅里诺，D.巴里，编辑。Los bosques comunitarios de México: manejo可持续的森林。国家研究院Ecología，墨西哥城，墨西哥。
Chapuy, P.和V. Gros. 2010。集体预见:集体预见未来问题的:未来的战略为农业和粮食系统“未来研究”俱乐部捐款。技术预测与社会变革77(9): 1540 - 1545。http://dx.doi.org/10.1016/j.techfore.2010.06.025
Cicalese博士率领,g . 1997。Gestión葡萄牙省:privatización国家利益冲突当地:马德普拉塔市的港口之家，1994年。Comunicaciones学报》第4 - 14 4 (34):
考克斯,m . 2014。将社会-生态系统框架应用于陶斯谷灌溉系统的研究。人类生态学42(2): 311 - 324。http://dx.doi.org/10.1007/s10745-014-9651-y
Crutzen, P. J.和E. F. Stoermer. 2000。“人类世”。全球变化的时事通讯41:17-18。(在线)网址:http://www.igbp.net/download/18.316f18321323470177580001401/1376383088452/NL41.pdf
G. S.卡明，Ö。H.欧内斯特和T.艾姆奎斯特。2010。保护生物地理学中的网络分析:挑战与机遇。多样性和分布16(3): 414 - 425。http://dx.doi.org/10.1111/j.1472-4642.2010.00651.x
卡明，G. S. Olsson, F. S. Chapin III和C. S. Holling, 2013。社会生态景观中的弹性、实验和尺度不匹配。景观生态学28(6): 1139 - 1150。http://dx.doi.org/10.1007/s10980-012-9725-4
Dadón, J.， N. Boscarol, A. Lara, C. Lebrero, R. Fèvre，和C. Lasta. 2011。阿根廷的海滨之旅:海滨之旅。Manejo costero integro y política pública en Iberoamérica: propuestas para la acción。Red Ibermar (CYTED)， Cádiz，西班牙。
Delgado-Serrano, M. M.和P. Ramos. 2015。使奥斯特罗姆的框架适用于地方层面的社会生态系统特征。国际下议院杂志9(2): 808 - 830。(在线)网址:http://www.thecommonsjournal.org/index.php/ijc/article/view/567
Delgado-Serrano, m.m.， P. Ramos, A. Nekhay, P. Vanwildemeersch, P. Ambrosio, C. Riccioli, R. Navarro, J. Berbel和J. Icely. 2013。D1.1:适合当地的社会生态系统特征描述工具。彗星la, Córdoba大学，西班牙。(在线)网址:http://www.comet-la.eu/images/comet_la/deliverebles/COMET-LA%20D1.1.pdf
Delgado-Serrano, m.m.， P. Vanwildemeersch, C. Ortiz, R. Escalante, M. Rojas, J. Berbel, P. Ambrosio. 2014。D1.2:适应当地的社会生态系统前瞻性分析技术。彗星la, Córdoba大学，西班牙。(在线)网址:http://www.comet-la.eu/images/comet_la/deliverebles/Deli_1.2.pdf
del Valle del Cauca部门，2013。通知布埃纳文图拉市政当局:caracterización a partir del Sisbén。哥伦比亚圣地亚哥·德卡利行政部Planeación。(在线)网址:http://www.valledelcauca.gov.co/planeacion/descargar.php?id=11894
Díaz, S.， F. Quétier, D. M. Cáceres, S. F.特雷纳，N. Pérez-Harguindeguy, M. S. Bret-Harte, B. Finegan, M. Peña-Claros, L. Poorter. 2011。在跨学科分析自然对社会的好处的框架中，将功能多样性和社会行为者策略联系起来。美国国家科学院院刊108(3): 895 - 902。http://dx.doi.org/10.1073/pnas.1017993108
德莱斯勒，W.， B. Büscher, M. Schoon, D. Brockington, T. Hayes, C. A. Kull, J. McCarthy，和K. Shrestha. 2010。从希望到危机再回来?全球CBNRM叙事的批判性历史。环境保护37(1): 5 - 15。http://dx.doi.org/10.1017/S0376892910000044
杜立石，2008。理解社会生态系统的概念框架。59 - 90页在M.伯恩斯和A.韦弗，编辑。探索可持续发展科学:南部非洲的视角。太阳出版社，Stellenbosch，南非。
埃利斯，2011年。陆地生物圈的人为改造。英国皇家学会哲学汇刊369(1938): 1010 - 1035。http://dx.doi.org/10.1098/rsta.2010.0331
欧洲委员会,2014年。欧洲远见平台。欧盟委员会，比利时布鲁塞尔。(在线)网址:https://ec.europa.eu/jrc/en/scientific-tool/european-foresight-platform
法拉赫，m.a, E.加里多，D.玛雅，C. Ortíz-Guerrero, P.拉莫斯。2012。哥伦比亚案例研究中利益相关者对社会生态系统状况的看法。彗星la, Córdoba大学，西班牙。(在线)网址:http://www.comet-la.eu/images/comet_la/deliverebles/D%202.1.stakeholder%20view%20on%20SES%20deliverable%20
哥伦比亚% 20 final.pdf 20 9月% 202012% 2014%
S. C. A. Ferse, M. Máñez Costa, K. Schwerdtner Máñez, D. S. Adhuri和M. Glaser. 2010。盟友，而不是外来者:增加当地社区在海洋保护区实施中的作用。环境保护37(1): 23-34。http://dx.doi.org/10.1017/S0376892910000172
Folke, c . 2006。恢复力:社会生态系统分析视角的出现。全球环境变化16(3): 253 - 267。http://dx.doi.org/10.1016/j.gloenvcha.2006.04.002
C. Folke, J. Colding和F. Berkes, 2002。综合:建设社会生态系统的恢复力和适应能力。352 - 387页在F.伯克斯，J.科尔丁，C.福尔克，编辑。引导社会生态系统:建立对复杂性和变化的适应能力。剑桥大学出版社，英国剑桥。http://dx.doi.org/10.1017/cbo9780511541957.020
García-López, g.a 2013。从基层到自上而下的扩展:墨西哥杜兰戈多层次治理对社区林业的影响。国际下议院杂志7(2): 406 - 431。(在线)网址:http://www.thecommonsjournal.org/index.php/ijc/article/view/437
贾维根，J. P.和F. Scapolo. 2001。区域远见:防备未来和验证发展战略。59进行报告。进行,西班牙塞维利亚。
格特勒，M. S.和D. A.沃尔夫，2004。地方社会知识管理:区域远见演习中的社区行动者、机构和多层次治理。期货36(1): 45 - 65。http://dx.doi.org/10.1016/s0016 - 3287 (03) 00139 - 3
Göbel, B.和A.乌略亚，编辑。2014.哥伦比亚矿业公司América拉丁语。哥伦比亚国立大学，Bogotá，哥伦比亚和伊比利亚-美洲kanisches研究所，德国柏林。(在线)网址:http://www.grade.org.pe/wp-content/uploads/02_Damonte.pdf
导丝,m . 1986。介绍预期:七个关键思想和一个场景方法。期货18(2): 134 - 157。http://dx.doi.org/10.1016/0016 - 3287 (86) 90094 - 7
导丝,m . 1994。从预期到行动:一本战略展望手册。联合国教科文组织,巴黎,法国。(在线)网址:http://unesdoc.unesco.org/images/0009/000970/097082eb.pdf
Godet, M.， R. Monti, F. Meunier和F. Roubelat. 2004。场景和策略:解决问题的工具箱。LIPSOR,巴黎,法国。
Gonzalès, R.和L. Parrott. 2012。评价社会生态系统可持续性的网络理论。地理指南针6(2): 76 - 88。http://dx.doi.org/10.1111/j.1749-8198.2011.00470.x
甘德森，L. H.和C. S.霍林，编辑。2002.Panarchy:理解人类和自然系统的转变。岛屿出版社，华盛顿特区，美国。
甘德森，L. H.， L.普里查德，C. S.霍林，C.福尔克，G. D.彼得森，2002。大型系统弹性的总结与综合。249 - 266页在l·h·甘德森和l·普里查德，编辑。弹性和大规模系统的行为。岛屿出版社，华盛顿特区，美国。
希克斯，C. C.格雷厄姆，J. E.辛纳，2013。管理者、科学家和渔民如何评估珊瑚礁生态系统服务的协同效应和权衡。全球环境变化23(6): 1444 - 1453。http://dx.doi.org/10.1016/j.gloenvcha.2013.07.028
霍兰德，1995。隐藏秩序:适应如何构建复杂性。Addison-Wesley，雷丁，马萨诸塞州，美国。
霍林，1973年。生态系统的恢复力和稳定性。生态学与系统学年评4:1-23。http://dx.doi.org/10.1146/annurev.es.04.110173.000245
霍林，c.s.， L. H.甘德森和D.路德维希，2002一个。为了寻找适应性变化的理论。页面3-23在l·h·甘德森和c·s·霍林，编辑。Panarchy:理解人类和自然系统的转变。岛屿出版社，华盛顿特区，美国。
霍林，c.s.， L. H.甘德森，G. D.彼得森，2002b。可持续性和panarchies。63 - 102页在l·h·甘德森和c·s·霍林，编辑。Panarchy:理解人类和自然系统的转变。岛屿出版社，华盛顿特区，美国。
国家研究所Estadística y Geographía(国家统计局)。2010.Censo de población y vivienda 2010。INEGI，墨西哥城，墨西哥。
艾夫斯，A. R.和S. R.卡朋特，2007。生态系统的稳定性和多样性。科学317(5834): 58 - 62。http://dx.doi.org/10.1126/science.1133258
杨森，m.a, J. M.安德里斯，2007。社会生态系统的稳健权衡。国际下议院杂志1(1): 43 - 66。(在线)网址:http://www.thecommonsjournal.org/index.php/ijc/article/view/12
詹森，m.a.， Ö。博丹，J. M.安德里斯，T.艾姆奎斯特，H.欧内斯特，R. R. J.麦卡利斯特，P.奥尔森，P.瑞安。2006。基于网络视角的社会生态系统恢复力研究。生态和社会11(1): 15。(在线)网址://www.dpl-cld.com/vol11/iss1/art15/
Kates, R. W. Clark, R. Corell, J. M. Hall, C. C. Jaeger, I. Lowe, J. J. McCarthy, H. J. Schellnhuber, B. Bolin, N. M. Dickson, S. Faucheux, G. C. Gallopin, A. Grübler, B. Huntley, J. Jäger, N. S. Jodha, R. E. Kasperson, A. Mabogunje, P. Matson, H. Mooney, B. Moore III, T. O 'Riordan, U. Svedin. 2001。可持续性科学。科学292(5517): 641 - 642。http://dx.doi.org/10.1126/science.1059386
凯利，R.西尔和J.拉特克利夫，2004。未来在爱尔兰地方层面实现可持续发展的思考。远见6(2): 80 - 90。http://dx.doi.org/10.1108/14636680410537547
Lafourcade, B.和P. Chapuy. 2000。情景和行动者的战略:农业食品部门的案例。技术预测与社会变革65(1): 67 - 80。http://dx.doi.org/10.1016/s0040 - 1625 (99) 00128 - 6
M.里奇，R.米尔斯和I.斯库恩斯，1999。环境权利:社区自然资源管理的动力和体制。世界发展27(2): 225 - 247。http://dx.doi.org/10.1016/s0305 - 750 x (98) 00141 - 7
Lechner, C.， K. Frankenberger和S. W. Floyd, 2010。任务偶发在团队间网络与主动性绩效之间的曲线关系。管理学院学报53(4): 865 - 889。http://dx.doi.org/10.5465/AMJ.2010.52814620
Leslie, h.m.， X. Basurto, M. Nenadovic, L. Sievanen, K. C. Cavanaugh, J. J. Cota-Nieto, B. E. Erisman, E. Finkbeiner, G. Hinojosa-Arango, M. Moreno-Báez, S. Nagavarapu, S. M. W. Reddy, A. Sánchez-Rodríguez, K. Siegel, J. J. Ulibarria-Valenzuela, A. H. Weaver, O. Aburto-Oropeza。2015.运行社会生态系统框架以评估可持续性。美国国家科学院院刊112(19): 5979 - 5984。http://dx.doi.org/10.1073/pnas.1414640112
刘，J, T. Dietz, S. R. Carpenter, M. Alberti, C. Folke, E. Moran, A. N. Pell, P. Deadman, T. Kratz, J. Lubchenco, E. Ostrom, Z.欧阳，W. Provencher, C. L. Redman, S. H. Schneider，和W. W. Taylor. 2007。人类与自然耦合系统的复杂性。科学317(5844): 1513 - 1516。http://dx.doi.org/10.1126/science.1144004
Marín, A.和S. Gelcich. 2012。智利底栖生物资源共同管理中的治理和社会资本:网络分析对小型手工渔业研究的贡献。Cultura-Hombre-Sociedad (CUHSO)22(1): 131 - 153。http://dx.doi.org/10.7770/cuhso-V22N1-art366
麦卡洛，i.a.， k.m. Carley, 2008。社交网络变化检测:报告。卡耐基-梅隆大学软件研究所，美国宾夕法尼亚州匹兹堡。(在线)网址:http://www.casos.cs.cmu.edu/publications/papers/CMU-ISR-08-116.pdf
Meadowcroft, j . 2002。政治和规模:对环境治理的一些启示。景观与城市规划61(2 - 4): 169 - 179。http://dx.doi.org/10.1016/s0169 - 2046 (02) 00111 - 1
奥尔蒂斯-格雷罗，C.， N. Ocampo-Díaz, B. Avendaño-Uribe，和P. A.拉莫斯。2014。Exploración这些决定因素的结构和结构socio-ecológicos del Pacífico哥伦比亚。航空杂志上REDESMA十四2。
奥斯特罗姆,e . 2007。一种超越万灵药的诊断方法。美国国家科学院院刊104(39): 15181 - 15187。http://dx.doi.org/10.1073/pnas.0702288104
奥斯特罗姆,e . 2009。分析社会生态系统可持续性的一般框架。科学325(5939): 419 - 422。http://dx.doi.org/10.1126/science.1172133
波默罗伊，1995。东南亚沿海渔业可持续管理社区和共同管理机构。海洋及海岸管理27(3): 143 - 162。http://dx.doi.org/10.1016/0964 - 5691 (95) 00042 - 9
R. S.波默罗伊，B. M.卡顿和I.哈克斯，2001。影响渔业共同管理成功的条件:亚洲的经验教训。海洋政策25(3): 197 - 208。http://dx.doi.org/10.1016/s0308 - 597 x (01) 00010 - 0
Pretty, J.和H. Ward, 2001。社会资本和环境。世界发展29(2): 209 - 227。http://dx.doi.org/10.1016/s0305 - 750 x (00) 00098 - x
雷德曼，C. L.和A. P.金齐格，2003。过去景观的复原力:复原力理论、社会和舌头duree。保护生态7(1): 14。(在线)网址:http://www.consecol.org/vol7/iss1/art14/
沙克尔顿，t.j.威利斯，K.布朗，n.v.c.波鲁宁，2010。反思社区自然资源管理的下一代模式。环境保护37(1): 1 - 4。http://dx.doi.org/10.1017/S0376892910000366
Siar, s.v, R. F. Agbayani, J. B. Valera, 1992。渔业领土使用权的可接受性:面向菲律宾小规模渔业的社区管理。渔业研究14(4): 295 - 304。http://dx.doi.org/10.1016/0165 - 7836 (92) 90038 - u
史密斯，M.， N.米利克-弗莱林，B.施奈德曼，E.门德斯·罗德里格斯，J.莱斯科维奇，和C.邓恩。2010。NodeXL: Excel的网络概述、发现和探索。社会媒体研究基金会，加利福尼亚州，美国。(在线)网址:http://nodexl.codeplex.com/
哥伦比亚国家统一联盟和环境部(SNUCMADS)。2014.哥伦比亚的领土稳定，哥伦比亚的环境稳定，哥伦比亚的环境稳定:discusión。环境部长，哥伦比亚波哥大。
斯蒂芬，W, A.桑德森，P. D.泰森，J. Jäger, P. A.马特森，B.摩尔三世，F.奥德菲尔德，K.理查森，H. J.舍尔休伯，B. L.特纳二世，R. J.沃森。2004。全球变化和地球系统:压力下的地球。施普林格,德国柏林。
斯特曼，2001。系统动力学建模:在复杂世界中学习的工具。加利福尼亚管理评论43(4): 8-25。(在线)网址:http://cmr.berkeley.edu/search/articleDetail.aspx?article=3629
Stratigea和c . A。Papadopoulou》2013。区域一级的预见分析:参与性方法框架。管理与战略杂志4(2): 1 - 16。http://dx.doi.org/10.5430/jms.v4n2p1
唐志强，赵宁。2011。评估地方环境保护计划中以社区为基础的自然资源管理原则。环境评估、政策与管理杂志13(3): 405 - 434。http://dx.doi.org/10.1142/S1464333211003948
塔克，2010。关于森林生态系统治理的学习:最近研究的教训。国际下议院杂志4(2): 687 - 706。(在线)网址:http://www.thecommonsjournal.org/index.php/ijc/article/view/224
Tylianakis, J. M. T. Tscharntke和O. T. Lewis. 2007。生境改造改变了热带寄主-寄生蜂食物网的结构。自然445(7124): 202 - 205。http://dx.doi.org/10.1038/nature05429
Urban, D.和T. Keitt. 2001。景观连通性:图论视角。生态82(5): 1205 - 1218。http://dx.doi.org/10.1890/0012 - 9658 (2001) 082 (1205: lcagtp) 2.0.co; 2
贝莱斯，M. A.和M. C.洛佩兹，2013。规则遵守和年龄:亚马逊河渔民的实验证据。生态和社会18(3): 10。http://dx.doi.org/10.5751/es-05721-180310
Vezzetti, h . 2002。我是阿根廷人，阿根廷人，阿根廷社会sociología我是política，阿根廷人，阿根廷社会。Siglo XXI，布宜诺斯艾利斯，阿根廷。
Walker, B.， S. Carpenter, J. Anderies, N. Abel, G. S. Cumming, M. Janssen, L. Lebel, J. Norberg, G. D. Peterson, R. Pritchard. 2002。社会生态系统中的弹性管理:参与式方法的工作假设。生态和社会6(1): 14。(在线)网址:http://www.consecol.org/vol6/iss1/art14/
韦斯特(D. west)和赖特(R. M. Wright)，编辑。1994.自然联系:基于社区保护的观点。岛屿出版社，华盛顿特区，美国。
沃尔夫，J.和S. C.莫泽，2011。个人对气候变化的理解、认知和参与:来自世界各地深入研究的见解。beplay竞技威利跨学科评论:气候变化beplay竞技2940:547 - 569。http://dx.doi.org/10.1002/wcc.120
Zetterberg, A. um . Mörtberg, B. Balfors. 2010。使图论可用于景观生态评估、规划和设计。景观与城市规划95(4): 181 - 191。http://dx.doi.org/10.1016/j.landurbplan.2010.01.002
齐利奥，m.i.， S. London, g.m.e. Perillo, m.c. Piccolo. 2013。疏浚的社会成本:巴伊亚布兰卡河口案例。海洋及海岸管理71:195 - 202。http://dx.doi.org/10.1016/j.ocecoaman.2012.09.008
