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Linst - dter, A. Kuhn, C. Naumann, S. Rasch, A. Sandhage-Hofmann, W. Amelung, J. Jordaan, C. C. Du Preez和M. Bollig. 2016。评估现实世界社会-生态系统的恢复力:来自南非牧区系统多学科评估的经验教训。生态与社会21(3): 35。
http://dx.doi.org/10.5751/ES-08737-210335
评估现实世界社会-生态系统的恢复力:来自南非牧区系统多学科评估的经验教训
摘要
在过去几十年里，世界各地的社会-生态系统(SESs)发生了巨大变化，往往对生计产生不利影响。尽管弹性思维为理解SES转变提供了有前途的概念框架，但对现实世界SESs的经验弹性评估仍然很少，因为SES的复杂性需要整合来自不同学科的知识、理论和方法。为了应对这一挑战，我们使用自然科学和社会科学的各种方法，对南非牧区SES的抗旱能力进行了实证评估。在生态子系统中，我们利用土壤和植被指标分析了牧场缓冲干旱对饲料供应影响的能力。在社会子系统中，我们评估家庭和社区缓解干旱影响的能力，应用农艺和制度指标，并对传统牧区SESs的做法和制度进行基准测试。我们的研究结果表明，生计与畜牧业收入的脱钩是由20世纪30年代的政府干预引发的。在种族隔离后阶段，采用了最低投入的畜群管理策略，由于无意中减少了放养密度，导致牧场植被恢复。由于当前的生计保障主要基于外部货币资源(养老金、儿童补助金和残疾补助金)，家庭对干旱的抵御能力高于历史阶段。我们的研究是第一个使用真正多学科弹性评估的研究之一。来自部分评估的相互矛盾的结果强调，测量狭窄的指标集可能会阻碍对SES转换的更深入理解。 The results also imply that the resilience of contemporary, open SESs cannot be explained by an inward-looking approach because essential connections and drivers at other scales have become relevant in the globalized world. Our study thus has helped to identify pitfalls in empirical resilience assessment and to improve the conceptualization of SES dynamics.介绍
在上个世纪，由于社会、土地利用和制度的变化，旱地社会-生态系统(SESs)发生了巨大的变化(Reynolds et al. 2007)。这些变化在不同的规模上表现出来，并可能对农村生计产生相当大的影响(Turner et al. 2014)。此外，气候变化预测预beplay竞技测，大多数旱地将面临更频繁和更严重的干旱(IPCC 2013年)。在这些预测的推动下，人们对干旱对生计的影响进行了广泛的研究(Ayantunde等人，2015,Müller等人，2015,Martin等人，2016)。然而，在何种环境和社会条件下，气象干旱可能转化为社会经济干旱，威胁生计安全(Thurow和Taylor 1999, Martin et al. 2016)，目前仍不甚了解。弹性思维提供了有前途的概念框架(Gillson和Hoffman 2007, Vetter 2013)。弹性是社会经济体系不断变化和适应的能力，但仍保持在临界阈值内(Folke et al. 2010)。弹性也已成为分析全球变化压力源影响的关键概念(Ifejika Speranza et al. 2014)。
牲畜是大多数旱地的主要收入来源(Gillson和Hoffman 2007年)。因此，改变牧户特征的驱动力尤为重要(Martin et al. 2016):社会变化可能改变收入需求;经济变革可以降低对牲畜产生的收入的依赖，培养应付不同阶段短缺的能力;土地利用变化可能改变流动模式，从而改变牧民追踪牧草资源时空变化的能力(McAllister等，2006年b)．同样，畜群管理的变化可能会改变畜群和牧场之间的连通性(Li和Li 2012, Linstädter等，2013)。
然而，在干旱情况下对社会经济系统恢复力的实证评估是具有挑战性的。首先，SES的复杂性需要整合来自不同学科的知识、理论和方法(Ostrom 2009)b,Schlüter et al. 2014)。因此，经验弹性评估应该真正是多学科的，并应用广泛的指标集(Quinlan et al. 2016)。然而，在实践中，这样的评估仍然经常从单一学科的角度进行，并倾向于过度简化生态或社会子系统(Schlüter et al. 2014)。进一步的挑战是描述SES及其子系统(Berkes et al. 2003)并指定相互依赖性。后一个挑战是理解跨尺度交互如何影响子系统之间耦合的先决条件(Allen et al. 2014)，以及这对整体SES弹性的影响(Bodin和Tengö 2012)。最后，弹性需要根据适当的基线进行评估，例如系统的理想状态(Carpenter et al. 2001, Liu 2014)。因此，问题是，“什么对什么的弹性?”(Carpenter et al. 2001)需要以严格的方式解决(Challies et al. 2014)。
针对这些挑战，我们评估了农村社会经济体系(尤其是畜牧业)对干旱的抵御能力，同时考虑了社会、经济和土地利用变化。我们的研究对生态和社会子系统的评估给予了同等的权重，以避免过分简化其中任何一个(Schlüter et al. 2014)。它涉及自然科学(土壤科学、植被生态学)、社会科学(农学、经济学、历史学、社会人类学)和交叉领域(政治生态学、牧场生态学)的专业知识。
在过去的一个世纪里，重点社会经济系统经历了相当大的体制变革，包括政府的严格干预。我们主要评估这些干预措施如何形成相互依赖性，并评估畜牧业家庭对干旱压力的恢复力的后果。我们设想，我们的多学科方法将有助于识别经验弹性评估中的潜在缺陷，并在面对外部驱动因素和冲击时改进SES动态的概念化。
方法与分析框架
社会生态系统划分
SES的焦点是Thaba Nchu镇作为城市中心。该地区属于南非的博普塔茨瓦纳，今天是曼冈市的一部分，距离博茨沙贝洛镇约20公里。SES位于海拔1400-1500米，面积1290平方公里(Naumann 2014)。气候为半干旱，年平均降水量570毫米。土壤主要是Lixisols (Kotzé et al. 2013)。植被以C .为主的草地(Linstädter et al. 2014)4束草等Themeda triandra而且Eragrostis obtusa。
SES包括37个村庄(Naumann 2014);邻近的土地被用作牛、绵羊和山羊的公共牧场，只有村民才能进入。除了它的经济价值，牲畜还被用于仪式和显示家庭财富。作物种植在小花园中进行(Naumann 2014)。焦点SES可以被清晰地描绘出来，因为它在空间和政治上都有很好的定义，并且由使用一组自然资源的单一用户组(具有多个参与者)组成(见Redman等人2004年，Bodin和Tengö 2012年)。
生态子系统的恢复力评估
什么对什么的弹性?
放牧旱地生态系统对干旱的恢复力可以定义为它们缓冲干旱对饲料供应影响的能力(McAllister等，2006年)一个)．这种在干扰面前保持健康和生产力状态的能力被称为“生态恢复力”(Holling 1996)或“生态稳定性”(Donohue et al. 2013)。主要成分是抗性和恢复(Hoover et al. 2014)，这两者都可以通过放牧引起的土壤和植被变化进行大量调节(Koerner and Collins 2014, Ruppert et al. 2015)。因此，首先需要评估土壤和植被对过度放牧的恢复能力。然后，可以评估牧场对干旱的生态恢复能力的影响。旱地生态系统可能经历灾难性的向沙化状态的转变，其特征是转变为主要的裸露土壤条件(Schlesinger et al. 1990)。荒漠化大大降低了旱地生态系统提供饲料等关键生态系统服务的能力(Reynolds et al. 2007)。因此，需要评价焦点生态系统是否已超过沙漠化临界点。
基线
我们使用商业农场的植被和土壤作为生态基线，因为研究区域的商业农民专门管理美味的多年生草，如t . triandra(Snyman et al. 2013)。其目的是确保充足的饲料供应，特别是针对旱地牧区SESs的特征——旱季牧草枯竭瓶颈(Hempson等，2015年)。多年生草的密集覆盖还可以减少土壤侵蚀，并在面临灾难性的沙漠化状态转变时增强生态系统的恢复力(Maestre和Escudero 2009, Zimmermann et al. 2015)。
从生态学的角度来看，公共牧场和商业农场的主要区别在于它们的干扰机制，即放牧干扰的持续时间、频率和强度(Linstädter 2009)。在商业农场，牧场是通过允许休息时间来管理的。这是通过在围栏围场中轮牧，使放牧干扰的强度和持续时间适应多年生牧草的恢复速度来实现的。在无围栏的公共牧场上，每天在水源附近养牛，全年持续放牧(Brüser et al. 2014)。19世纪末，商业农场被分配给个人所有者(Kotzé et al. 2013)，随后钻了钻孔。2011年，商业农场的平均饲养率为6.4公顷/牲畜单位(LSU)，公共农场为4.3公顷/牲畜单位(Kotzé等，2013年)。
规模和水平
我们将牧场、农场和景观作为空间分析的层次(继Huntsinger和Oviedo 2014年之后)。为了使放牧压力梯度最大化，我们还考虑了水点周围的小枢纽圈，在这个枢纽圈中，牲畜的高度和定期丰富导致植被退化(Andrew 1988)。我们使用空间意义上的术语“牧场”来描绘牧场的空间单位(Huntsinger and Oviedo 2014)。在商业农场，牧场相当于一个围栏围场;在公共农场，它对应于牛从饮水点觅食的区域，其最大半径为3-4公里(Frank et al. 2012)。农场级别设置类似于村庄的放牧区域，景观级别(SES区域)通过空间外推和综合来解决。在时间尺度上，放牧引起的植被变化通常在几年内可以观察到;土壤则需要数年至数十年(Snyman和du Preez 2005, Linstädter和Baumann 2013)。由于缺乏历史数据，我们只评估子系统的当前状态，并使用间接方法评估抗旱性和恢复。
社会子系统中的弹性评估
什么对什么的弹性?
社会弹性是指一个社会子系统应对和适应由社会、政治和生态变化引起的压力源和干扰的能力(Adger et al. 2005)。在我们的例子中，社会子系统由畜牧业家庭、他们所关联的社会网络以及他们所属的社区表示。我们关注社会子系统在减轻饲料短缺对畜群动态和生计安全的不利影响方面的恢复力(Thurow和Taylor 1999)，并评估了管理自然资源使用的制度的可行性。
基线
重点SES的实践和制度与“传统”牧区SES进行比较，包括重点SES的历史制度安排。其基本原理是，传统的牧区SESs为可持续牧场管理提供了合适的比较标准(Bollig和Schulte 1999, Müller等人。2007,Turner等人。2014)，因为与生态子系统的长期和密切的相互作用已经塑造了参与者的技能、技术、规范和制度(Fernandez-Gimenez 2000)。在当代SES中，畜牧业的经济方面(如销售价格)与以市场为导向的农业实践进行了比较。因此，牲畜的盈利能力可以量化，在牧区社会经济体系中，它对牲畜产生的收入有重要影响(Tyler et al. 2007)。
规模和分析水平
我们在家庭和社区层面评估社会弹性(Goldman and Riosmena 2013)。为了处理数年至数十年的相关时间尺度(Bollig and Menestrey Schwieger 2014)，并在传统田园社会经济体系的基线情况下重建实践和制度，我们将当代与历史视角结合起来，重点关注过去一个世纪的变化。政府干预，即来自更高组织规模的跨规模互动，得到了明确的解决。
综合部分评估的概念框架
为了概念化政府干预如何塑造焦点SES内部的互动，我们使用了Bodin和Tengö(2012)提出的SES主题。这个母题特别有助于定义各种类型的相互依赖。
实验的细节
生态子系统
我们利用物理、物理化学和生物指标评估了土壤对过度放牧的恢复力。指标选择的动机是它们对南非草地土壤退化过程的敏感性(Snyman和du Preez 2005, Lauer et al. 2011)。我们将4个牧区重点村庄的土壤恢复力与相邻4个商业农场的土壤恢复力进行了比较。在每个地点，确定一个具有代表性的牧场(包含一个人工取水点的围场，或距离人工取水点≤4公里的区域)。我们在水点周围的小的、过度放牧的piosphere中采样(最大半径为70米;Moreno García et al. 2014)和在piosphere外的牧场上。表层土样品(超过10个子样品)取自0-5厘米。对于集料采样(0-10厘米)，在现场每个位置准备一个土壤块(> 1 L)(详见Kotzé等，2013年)。
我们确定了容重和团聚体结构作为物理土壤扰动和土壤吸收水和固碳能力的指标(Bird et al. 2007)。在团聚体粒度组分中，大团聚体(> 2000µm)特别容易分解(Seybold et al. 1999, Kotzé et al. 2013)，并伴随着土壤有机质的损失。作为物理化学指标，我们选择了有机碳(C)以集料尺寸分数的形式储存。有机C与土壤有机质密切相关，有机C具有储存和提供养分、改善土壤结构、增强水分入渗、防止侵蚀等功能，是影响土壤弹性的主要因素(Parton et al. 1987)。作为元素循环的生物学指标，我们对表层土壤样品(0-5 cm;方法细节见Zhang and Amelung 1996)。氨基糖对C的贡献是微生物残基中C含量的一个标记(Amelung et al. 2008)。真菌与细菌来源的氨基糖比值(由葡萄糖胺与壁酸比值(GlcN/MurA)的变化反映)被用作土壤扰动的指标。我们应用了anova，然后是Tukey的HSD (α(0.05)，使用Statistica 9.1 (StatSoft 2010)测试来自焦点SES和商业农场的piosphere和牧场表土之间的差异。
我们使用基于物种的方法评估了植被对过度放牧的恢复力，重点是区系组成和相对丰度t . triandra对过度放牧敏感的美味的本地束草(van der Westhuizen et al. 1999)。蛋白质丰度的下降t . triandra通常伴随着牧场条件的下降(Snyman et al. 2013)。两个重点村庄(Sediba和Middeldeel)与四个相邻的商业农场进行了对比。我们在每个生态圈取样5个样地(5 × 5 m)，每个牧场取样10-14个样地。植物种类丰度以覆盖度估算。为了评估焦点SES和基线系统中枢纽圈和牧草植被区系组成的差异，使用CANOCO 4.5版本的默认设置对物种相对丰度进行了去趋势对应分析(DCA) (Ter Braak and Šmilauer 2002)。我们在DCA图中绘制了等高线水平，使用跨度为0.67，度为1的黄土平滑。等高线根据土壤的相对丰度划分牧场条件等级t . triandra(van der Westhuizen et al. 1999)。我们还测试了相对丰度的差异t . triandra对两种管理系统的草甸圈和牧草样地(anova次之，Tukey’s HSD次之;α)使用Statistica 8 (StatSoft 2007)。我们使用牧场数据将我们的发现推广到生态子系统的状态。
在第二步中，我们通过雨水利用效率(RUE)评估了牧场的抗旱性和恢复能力，这是牧场将降雨转化为地上植物生物量的能力。小气的RUE的意思是)减少和RUE变异性(RUEvar)随着牧场退化而增加(Le Houérou et al. 1988, Ruppert et al. 2012)，表明抗旱性较低，恢复较慢。由于长期RUE数据不可用，我们利用干旱恢复力与植物区系组成密切相关的事实，采用了间接方法(Koerner and Collins 2014)。我们得到了RUE的意思是和街var来自一项与研究地点相邻(< 60公里)的19年实验，其中监测了三种实验植被状态(良好、中等、差)，类似于放牧对植物区系组成的影响(O 'Connor et al. 2001)。
社会子系统
我们使用农艺指标来评估畜牧业生产的盈利能力和家庭对畜牧业收入的依赖程度。我们还根据畜群的规模和时间稳定性评估了缓解干旱对畜群影响的管理策略的潜力。我们在四个重点村庄进行了住户调查，并收集了所有养牛家庭的详细数据(N= 230)通过生活水平测量研究(Grosh和Glewwe 2000)。调查问卷包括家庭结构、牲畜生产和管理、收入、资产、支出、信贷和储蓄等模块。数据用spss21版本进行分析(IBM，芝加哥，伊利诺伊州，美国)。
作为社区层面的指标，我们选择了机构的灵活性和年代际稳定性(持久性)，特别是那些管理自然资源使用的机构(Herrfahrdt-Pähle和Pahl-Wostl 2012)。联合资源管理的可行性是通过相互信任的水平来评估的(Ostrom 2009一个)，专注于当下。采用半结构化访谈法从所有养牛家庭收集数据。通过对Sediba和Middeldeel村长者的定性深入访谈，对制度稳定性进行评估(N= 21)，以及比勒陀利亚国家档案馆和姆巴托和布隆方丹省档案馆的档案研究。在半结构化访谈中，我们还记录了当地关于理想牧场管理策略的知识，并讨论了实施这些策略的要求。
结果
生态子系统的恢复力评估
土的弹性
土壤对放牧时间和强度的差异有明显的反应。焦点SES的持续放牧显著提高了生态圈表层土壤的容重(F1、22= 14.54,P= 0.001)。大团聚体和其中储存的碳的损失在焦点SES的微球中也更为明显(图1A)。与商业农场相比，焦点SES的氨基糖对土壤C的贡献和真菌与细菌来源的氨基糖的比例也有所提高，但差异仅在胚层显著(图1B)。因此，焦点SES的土壤在生态圈中退化，而邻近地区和商业农场的土壤没有退化。
植被恢复
植被对放牧的响应清晰可见。区系组成几乎完全翻转发生在第一个DCA轴上(3.7 SD, Eigenvalue = 0.41)。沿着这条轴的样地排列反映了放牧梯度，大多数牧场样地至少具有“合理”的牧场条件(图2)。指示物种的平均相对丰度t . triandra不同的牧场(F75= 4.99,P= 0.002)，但在枢轴层样点(F6、14= 2.20,P= 0.105;附录1)。在两个SES村，植物区系组成和相对丰度t . triandra在O 'Connor et al.(2001)长达19年的研究中，牧场上的草皮类似于“良好”的成分状态，而草皮则类似于“不良”状态。该研究报告了RUE的意思是较好状态低75.2%，而RUEvar增长46.7%。
社会子系统中的弹性评估
家庭水平
传统社会经济体制下的家庭经济以自给自足的农牧业生产为主。土地主要用于高粱、玉米和豆类的雨养栽培，以及牛羊牲畜养殖。自20世纪30年代以来，种族隔离政府大规模干预土地使用，并在1939年将该地区定义为改善区。起初，改善措施旨在通过强制扑杀减少牲畜数量。经过20年的扑杀，20%的家庭没有牲畜，90%的牲畜拥有量小于10 LSU。在随后的几十年里，以牲畜为基础的收入和农业生产对农村生计失去了重要性(表1)。
2010-2011年，种植主要局限于家庭花园。2011年Sediba种群密度为4.85 ha/LSU，即比长期可持续管理推荐密度高24.4% (DARD 2003)。然而，2010-2011年的种群密度明显低于20世纪中期。这是因为牛的总数减少了(从1959年的785头减少到2011年的547头)，农田耕作的停止扩大了村庄的放牧面积。
2010-2011年，约50-60%的家庭仍从事畜牧生产，畜群规模中位数为3.0头。在拥有10头以上牛的家庭中，8.7%的家庭大多属于当地精英阶层，他们不依赖牛群生存(附录2)。牛群的生产率较低:45.4%的受访者表示他们的奶牛通常每年产犊一次，47.1%的受访者表示产犊间隔两年。鹿群的稳定还受到小牛和成牛平均死亡率分别高达30%和9%的限制，导致鹿群平均损失11.4%。
很少有改善牲畜饲料和水供应的管理战略。最重要的是，很少提供补充喂养;79%的牛主不种植饲料作物，56%的牛主从不生产干草。只有42%的牛主在夜间提供饮用水，81%的人没有采取任何行动来提高牲畜的繁殖力。畜群管理不善反映在屠宰重量低和销售价格低(约为3800扎尔/头牛，约为商业农场主通常收入的30%)。低销售价格加上低畜群繁殖对牲畜产生的收入产生了负面影响。加上养老金、儿童补助金和残疾补助金的高额社会转移，这导致畜牧业仅占平均家庭收入的9%。
社区层面
Thaba Nchu社区及其机构的历史以外部和内部力量诱导的转变为特征(Murray 1996, Naumann 2014)。可区分四个阶段(表1)。在改善前阶段，制度安排包括对牧场和水的公共使用权、非货币互惠劳动安排和赞助-客户关系，即较富裕的男子将牛借给较贫穷的家庭。在改善阶段，政府干预是改变土地利用制度安排的最重要的自上而下的驱动力。当局通过围栏隔开围场和实行轮流放牧来控制牧场的使用，这是由领薪水的护林员执行的。在20世纪60年代，复兴措施被引入，包括重新安置集中村庄的家庭(Naumann 2014)。在1970年代开始的国土阶段，自上而下的干预继续改变制度安排。为了实现自给自足，农业部和半国家组织agor资助种植和牲畜生产。
在1994年以来的后种族隔离阶段，补贴停止了(Murray 1996)，牧场管理机构崩溃了(表1)。大约95%的牲畜所有者强烈欢迎重新引入这些机构，但认为这需要(外部)护林员的支持，而他们负担不起。相互信任程度低也妨碍了共同资源管理的可行性。大约57%的受访者同意“村里的家庭只关心自己的幸福”这一说法，31%的人持中立态度，只有12%的人不同意。当被问及丢失的钱包是否会完全归还给失主时，13%的人表示不同意，78%的人表示强烈不同意。
讨论
我们对南非牧区SES历史和当代阶段的多学科恢复力评估表明，不同的因素影响了其子系统对干旱的恢复力。在接下来的文章中，我们首先讨论部分评估，然后对它们进行综合。
生态子系统的恢复力
土的弹性
土壤恢复力部分取决于内在的土壤性质，如质地，但可以通过管理大幅度改变(Seybold et al. 1999)。我们发现物理、物理化学和生物指标对放牧管理有明显的响应。SES中心丘圈的土壤高度退化，表现为动物践踏、团聚体破坏、土壤有机碳相关分解以及土壤生物过程的解耦所致的土壤压实(Lauer et al. 2011)。物理化学和生物降解最有可能是由于生物量的去除导致凋落物产量低造成的(Angassa et al. 2012)。由于裸露地面比例较高，土壤温度相对较高，可能加速了土壤有机质的分解(Parton et al. 1987, Amelung et al. 2008)。
大多数指标表明，放牧诱导的土壤退化局限于过度放牧的生态圈(表2)，在焦点SES尤其明显。由于丘圈只占所研究牧场的一小部分(Moreno García et al. 2014)，过度放牧对土壤的有害影响在局部是有限的。在与动物营养相关性较高的草地和景观的空间水平上，土壤退化的重要性不高。因此，目前焦点SES(轴心圈外)的土壤状态并不逊于商业农场的生态基线。
植被恢复
牧场植被是气象干旱和饲料短缺之间最重要的界面(Gillson和Hoffman 2007)。基于物种的指标显示，焦点SES的植被大致处于与商业农场相同的状态:piosphere高度退化，而相邻的牧场则没有。值得注意的是，美味的束草t . triandra这对畜牧业生产至关重要(Snyman et al. 2013)，它几乎从草场消失，但在牧场上占主导地位。它较高的相对优势意味着在震源SES中牧场条件良好(van der Westhuizen et al. 1999)。我们的研究结果与土壤的研究结果相反，土壤中微球的差异显著。牧场植被的良好状况也与南非草原生物群落公共区域的研究相矛盾(例如，Vetter et al. 2006)。然而，我们的结果得到了三个平行研究的证实，分别是功能性状响应(Moreno García et al. 2014)、功能类型响应(Linstädter et al. 2014)和季节内植被动态(Brüser et al. 2014)。
街的意思是和街var来自邻近牧场实验的数据(O 'Connor et al. 2001)表明，随着牧场条件的降低，植被将降雨转化为饲料生物量的能力显著下降，其缓冲降雨变化对生物量生产影响的能力也显著下降。这可以通过以下事实来解释:未退化的植被通常具有更高的功能多样性(O’connor et al. 2001)，并且以多年生植物为主，与一年生植物相比，多年生植物在本质上具有更好的应对暂时缺水的能力(Stafford Smith和McAllister 2008, Ruppert et al. 2015)。在球圈之外，焦点SES的牧场未退化，以多年生草本为主，因此对干旱的抗性相对较高，且干旱后恢复较快(表2)。
社会子系统的弹性
家庭水平
通过控制畜群流动进行牧场管理是一种适应饲料供应和需求波动的做法(McAllister等人，2006年)一个,Martin et al. 2014)。我们发现，在过去的一个世纪里，管理实践发生了巨大的变化。在改善阶段，由于准入规则的自上而下执行，家庭被迫放弃了他们传统的、适应良好的做法。在种族隔离政权垮台和补贴停止之后，既没有实行原来的管理战略，也没有实行强制的管理战略。这导致了旨在将个人使用公共池资源系统的成本降至最低的策略，对畜群的时间稳定性和规模以及盈利能力产生了负面影响(表3)。与南非其他公共地区一样(Vetter 2013)，目前的产仔率远高于12个月的间隔，这是商业农场的标准(George et al. 2001)。畜群规模小和畜群时间稳定性低是畜牧生产抗旱能力低的典型特征(Martin et al. 2016)。
由于家庭收入组合已经大幅多元化，从畜牧业生产转向迁移劳动力和社会转移，畜牧业目前是一种经济边际活动，这意味着家庭在经济上已经独立于其畜群(表3)。然而，畜牧业仍然具有安全网功能(Rasch et al. 2016a)，增强了家庭对不可预见支出的抵御能力。Thaba Nchu的收入组合与其他前家园相似(Eastwood et al. 2006)，但与撒哈拉以南非洲其他地区不同(Berhanu et al. 2007, Lay et al. 2009)。
社区层面
对于社会子系统，弹性大多被认为是经济和社会稳定性和持久性的同义词(Bollig 2014)。从历史的角度来看，有三个问题值得注意。首先，强制转型(Folke et al. 2010)对原有地方制度的灵活性和持久性产生了负面影响(表3)。通过限制家庭进入牧场，互惠和庇护-客户安排被破坏。因此，社区的社会恢复力下降。其次，在种族隔离制度结束后，诸如轮牧这样的新做法没有得到维持或调整。我们认为自上而下的执行削弱了他们的接受度。第三，强制移民破坏了居住格局，从而暴力地重组了社会结构。我们的研究结果表明，这些强制措施对社会凝聚力有负面影响，表现为低水平的相互信任。与其他牧区SESs (Hausner et al. 2012)一样，这可能阻碍了需要内部监督和批准的联合资源管理，并阻碍了将责任委托给护林员。
经常有报道称，缺乏足够的地方机构负责牧场管理是南非改善干预措施的结果(Moyo等人，2008年，Vetter 2013年)。机构和信任状态的指标表明，塔巴努丘的牲畜生产系统对临时饲料短缺的恢复能力较低(表3)。因此，一项采用重点SES数据参数化的建模研究表明，家庭之间缺乏合作增加了牲畜数量崩溃的可能性(Rasch等人，2016年)b)．
社会生态系统恢复力综合评价
改良的社会-生态系统主题作为综合的概念框架
为了形式化子系统之间和子系统内部的相互依赖关系，我们使用了SES主题，这是Bodin和Tengö(2012)提出的概念框架。它代表了一个由两个社会行动者和两种生态资源组成的简化的社会经济体系。在重点社会经济体系中，畜牧业家庭是关心的社会行为者，当地牧场和田地是两种主要的资源类型。在这个四节点主题中，我们添加了一个表示外部资源的外部节点，以说明它们在焦点SES中的重要性，以及一个表示畜群的接口节点(图3)。接口节点是由牧区SESs的共同特征驱动的。首先，畜群可能是排他和共享资源使用的混合体:在我们的研究中，虽然每个家庭对其畜群拥有排他的使用权，但公共环境中的畜群共享牧场的生态资源。其次，将群概念化为接口克服了将群分配给子系统的困难;以前的研究将它们分配到生态子系统(例如，Bodin和Tengö 2012)或社会子系统(例如，Ostrom 2009)b)．第三，社会行为体与生态资源之间的联系不是直接的，而是通过牲畜种群动态来调节的。因此，畜群构成了一种复杂而间接的社会-生态联系。一个接口节点解释了这种间接耦合:群体可以与生态子系统、社会子系统或两者紧密耦合。
子系统内部和子系统之间的耦合
在传统的(改良前)社会经济系统中，牲畜对当地牧草资源的强烈依赖以及牧民家庭对牲畜产生的收入的强烈依赖意味着子系统之间通过牲畜界面(图3A, SI和IE相互作用)的强耦合，以及牲畜介导的牧场共享访问。字段是独占资源，在子系统之间提供了额外的、直接的交互(图3A, SE)。在社会子系统中，家庭通过社会网络和制度紧密耦合(图3A, SS)，而非农资源的重要性较小(图3A, NS)。由于其他传统的牧区SESs也报告了类似的模式(Li和Li 2012, Goldman和Riosmena 2013)，我们推断，高水平的连通性和对资源的不对称获取可能是牧区SESs的关键弹性机制。
政府的改进方案的自上而下干预启动了子系统内部和子系统之间的各种解耦过程。这种解耦在本土阶段继续(图3B，用细线或虚线表示的弱相互作用)。后种族隔离时期补充喂养率较低，这意味着目前畜群再次与当地牧场资源密切相关。同时，由于外部资源的重要性增加，生计与畜牧业产生的收入脱钩(表3，图3C)。在Ostrom(2007, 2009)的命名法中b)，用户(户)与资源单位(群)的解耦触发了资源系统(牧场)与资源单位(群)的再耦合。我们发现，自上而下的过程触发了强解耦过程，这一发现得到了来自牧区SESs的其他研究的证实(Li和Li 2012, Goldman和Riosmena 2013)。相比之下，社会子系统和生态子系统之间的再耦合过程很少被观察到(但参见Bollig和Menestrey Schwieger 2014)。
动物营养最近与牧场资源重新挂钩的事实可能也解释了为什么丘圈外的植被目前处于良好(未退化)状态。这一观察结果有些令人惊讶，因为南非的公共土地使用权通常与高牲畜密度和连续放牧有关，通常会导致不受欢迎的植被变化(Vetter et al. 2006)。我们假设草场植被最近已经恢复，因为放养密度(无意中)降低，并且由于不可持续的补充喂养做法被放弃(见Müller et al. 2015)。换句话说，目前的低投入管理已经重新建立了一个牧场系统，在这个系统中，牲畜种群与其随机波动的旱季饲料资源动态耦合，从而避免了牧场退化(Hempson et al. 2015)。我们的研究结果支持了这样一种观点，即公共土地保有权下放牧诱导的植被变化不一定比永久保有权下的植被变化更强(Palmer和Bennett 2013, Linstädter等，2014)。
我们的研究还强调，公地悲剧(Hardin 1968)只适用于有争议的资源。虽然共享同一生态资源的使用者之间缺乏社会联系(图3B和C)通常意味着过度采伐和退化(Bodin和Tengö 2012)，但我们发现自然资源目前处于相对良好的状态。然而，这种状态不是由于政府强加的解决方案或用户的自组织(Ostrom 2009a)，而仅仅是因为资源的争夺已经减少。
结论
我们基于综合应用自然科学和社会科学的各种方法，对牧区社会经济体系的抗旱能力进行了实证评估。这使得我们的研究成为首批采用真正多学科方法的研究之一，避免了对生态或社会子系统的过度简化(Schlüter et al. 2014)。我们从部分评估中得出的相互矛盾的结果强调，测量一组狭窄的指标可能会阻碍对SES动态的更深入理解(Quinlan et al. 2016)。结果还表明，由于子系统之间的复杂相互作用，SES子系统的恢复力不容易综合到整体SES恢复力中(Lade et al. 2013, 2015)。此外，我们发现解耦过程并不一定会降低子系统或整体SES的弹性，如前所述(Li和Li 2012, Domptail等人2013,Goldman和Riosmena 2013)。相反，当代畜牧业家庭对干旱的适应能力比以往任何时候都要高。产生这种韧性的原因是，由于外部资源非常重要，牲畜生产中的物质和金钱损失对生计的影响微不足道。我们将这些发现整合到我们的新SES主题(修改自Bodin和Tengö 2012)中，其中明确考虑了外部资源。
我们的发现具有重要的概念意义。在外部资源非常重要的开放SESs中，弹性不能通过观察焦点SES内部来解释。倾向于内向的研究和概念框架，例如那些关注公共池资源管理的研究和概念框架(例如Bodin和Tengö 2012)，可能会错过其他尺度上的基本联系和驱动因素。在现代发展中经济体中，这种联系越来越重要，因为孤立的SESs很少(Young et al. 2006, Fischer et al. 2015)。此外，在这样开放、全球化的SESs中，生态和经济相结合的弹性概念是具有误导性的:即使当地适应当地条件的能力得到加强，适应能力也可能被外部驱动力的变化所压倒。远程关联和可替代货币资源的关键重要性使得全球化、开放的SESs的弹性与孤立的SESs有质的不同(Challies et al. 2014)。未来的研究在选择弹性评估的概念框架和方法时，应考虑这些跨尺度联系的根本性差异趋势。
致谢
这项研究主要由德国科学基金会(http://www.dfg.de/en/)通过FOR 1501项目资助。AL和JJ感谢德国联邦教育和研究部(http://www.bmbf.de/en/)通过空间计划中的“林波波生活景观”项目(赠款01LL1304-D)提供的财政支持。感谢各位工头和农民的愉快合作。对自由州农业和农村发展部(塔巴州)的援助表示感谢。我们感谢Hermanus J. Fouché和Hermias C. van der Westhuizen在研究设置期间的支持，以及Romina Martin、Jamila Haider和Hennie Snyman的有用评论。我们也感谢Carl Folke和两位匿名审稿人的深刻评论，他们极大地帮助我们改进了这篇手稿。
文献引用
阿杰，W. N.， T. P.休斯，C.福尔克，S. R.卡朋特，J. Rockström。2005.沿海灾害的社会生态恢复力。科学309:1036 - 1039。http://dx.doi.org/10.1126/science.1112122
艾伦，C. R.， D. G.安杰勒，A. S.加梅斯塔尼，L. H.甘德森，C. S.霍林，2014。Panarchy:理论与应用。生态系统17(4): 578 - 589。http://dx.doi.org/10.1007/s10021-013-9744-2
阿梅隆，W.， S. Brodowski, A. Sandhage-Hofmann和R. Bol, 2008。结合生物标志物和稳定同位素分析评价土壤有机质的转化和周转。农学进展100:155 - 250。http://dx.doi.org/10.1016/s0065 - 2113 (08) 00606 - 8
安德鲁，1988。放牧对牲畜饮水点的影响。《生态学与进化趋势》三(12):336 - 339。http://dx.doi.org/10.1016/0169 - 5347 (88) 90090 - 0
安加萨，A.， B. Sheleme, G. Oba, A. C. Treydte, A. Linstädter, J. Sauerborn, 2012。埃塞俄比亚南部热带草原土地利用及其对土壤特征的影响。干旱环境杂志81:67 - 76。http://dx.doi.org/10.1016/j.jaridenv.2012.01.006
阿扬图德，A. A.， M. D.特纳，A. Kalilou, 2015。西非萨赫勒地区三个农牧社区干旱脆弱性的参与性分析。田园主义前五。http://dx.doi.org/10.1186/s13570-015-0033-x
伯哈努，W.科尔曼，B.法伊萨，2007。半干旱环境中的多样化和生计可持续性:来自埃塞俄比亚南部的案例研究。发展研究杂志43(5): 871 - 889。http://dx.doi.org/10.1080/00220380701384554
Berkes, F.， J. Colding和C. Folke，编辑。2003.引导社会生态系统:为复杂性和变化建立弹性。剑桥大学出版社，英国剑桥。http://dx.doi.org/10.1017/cbo9780511541957
伯德，S. B.， J. E.赫里克，M. M. Wander, L. Murray, 2007。土壤团聚体稳定性的多尺度变异:理解和预测半干旱草地退化的意义。Geoderma140(2): 106 - 118。http://dx.doi.org/10.1016/j.geoderma.2007.03.010
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
博利格，M. 2014。弹性——分析工具、衔接概念或发展目标?边境物品使用的人类学观点。时代思潮für民族学139:253 - 280。
Bollig, M.和D. A. Menestrey Schwieger. 2014。碎片化、合作与权力:纳米比亚西北部自然资源治理的制度动态。人类生态学42(2): 167 - 181。http://dx.doi.org/10.1007/s10745-014-9647-7
博利格，M.和A.舒尔特，1999。环境变化和牧区观念:两个非洲牧区的退化和土著知识。人类生态学27(3): 493 - 514。http://dx.doi.org/10.1023/A:1018783725398
Brüser, K. H.费尔豪尔，A. Linstädter, J.谢尔伯格，R. J.欧曼，J. C.鲁珀特，和F.埃沃特。2014。利用RapidEye时间序列对南非半干旱牧场管理系统的鉴别和描述。国际遥感杂志35(5): 1653 - 1673。http://dx.doi.org/10.1080/01431161.2014.882028
卡朋特，S. B.沃克，J. M.安德里斯和N.阿贝尔，2001。从比喻到测量:什么对什么的弹性?生态系统4(8): 765 - 781。http://dx.doi.org/10.1007/s10021-001-0045-9
Challies, E.， J. Newig, A. Lenschow, 2014。社会-生态系统研究在控制全球遥相关中扮演什么角色?全球环境变化27:32-40。http://dx.doi.org/10.1016/j.gloenvcha.2014.04.015
塔巴楚州农业和农村发展部(DARD)。2003.推荐放养密度图(自由州省)。DARD，布隆方丹，南非。
Domptail, S. M. H. Easdale, Yuerlita, 2013。管理社会生态系统以实现可持续性:弹性和稳健性研究。环境政策及管治23(1): 30 - 45。http://dx.doi.org/10.1002/eet.1604
多诺霍，I.， O. L.佩奇，J. M.蒙托亚，A. L.杰克逊，L.麦克纳利，M.维亚纳，K.希利，M.鲁奇，N. E.奥康纳，M. C.埃默森，2013。论生态稳定性的维度。生态学通讯16(4): 421 - 429。http://dx.doi.org/10.1111/ele.12086
伊斯特伍德，R.， J.柯尔斯顿，M.利普顿，2006。过早deagriculturalisation吗?南非林波波省的土地不平等和农村依赖。发展研究杂志42(8): 1325 - 1349。http://dx.doi.org/10.1080/00220380600930614
Fernandez-Gimenez, m.e 2000。蒙古族游牧牧民生态知识在牧场管理中的作用。生态应用程序10(5): 1318 - 1326。http://dx.doi.org/10.1890/1051 - 0761 (2000) 010 (1318: TROMNP) 2.0.CO; 2
菲舍尔，J.， T. A.加德纳，E. M.贝内特，P.巴尔瓦内拉，R.比格斯，S.卡朋特，T.道，C.福尔克，R.希尔，T. P.休斯，T.卢瑟，M.马斯，M.米查姆，A. V. Norström, G.彼得森，C.奎罗斯，R.塞佩尔特，M.斯皮伦伯格，J.滕胡宁。2015。通过将社会-生态系统观点纳入主流，推进可持续发展。环境可持续性的当前观点14:144 - 149。http://dx.doi.org/10.1016/j.cosust.2015.06.002
C.福克，S. R.卡朋特，B.沃克，M.谢弗，T.查平和J. Rockström。2010.弹性思维:将弹性、适应能力和转变能力融为一体。生态与社会15(4): 20。(在线)网址://www.dpl-cld.com/vol15/iss4/art20/
弗兰克，A. S. K. C. R.迪克曼，G. M.沃德尔，2012。澳大利亚中部一个异质沙漠环境中的牛的栖息地使用和行为。牧场》杂志34(3): 319 - 328。http://dx.doi.org/10.1071/RJ12032
乔治M, G.纳德，J.邓巴，2001。一年生牧场肉牛营养需求与季节饲料品质的平衡。牧场管理系列出版物8021。加州大学农业与自然资源学部，奥克兰，美国。(在线)网址:http://anrcatalog.ucanr.edu/pdf/8021.pdf
L.吉尔森和M. T.霍夫曼，2007。变化世界中的牧场生态。科学315:53-54。http://dx.doi.org/10.1126/science.1136577
高德曼，M. J.和F.里奥斯梅纳，2013。坦桑尼亚马萨兰的适应能力:在破碎的景观中应对干旱的变化策略。全球环境变化23(3): 588 - 597。http://dx.doi.org/10.1016/j.gloenvcha.2013.02.010
格罗什，M.和P.格鲁威，2000。为发展中国家设计家庭调查问卷:15年生活水平测量研究的经验教训。世界银行，美国华盛顿特区。(在线)网址:http://go.worldbank.org/ZAWINK6M10
哈丁，1968。公地悲剧。科学162:1243 - 1248。http://dx.doi.org/10.1126/science.162.3859.1243
豪斯纳，V. H.， P. Fauchald, J.-L。Jernsletten》2012。基于社区的管理:Sámi牧民在什么条件下可持续地管理牧场?《公共科学图书馆•综合》7 (12): e51187。http://dx.doi.org/10.1371/journal.pone.0051187
汉普森，A. W.伊利乌斯，H. H.亨德里克斯，W. J.邦德，S.维特，2015。随机环境下草食动物种群调控与资源异质性。生态96(8): 2170 - 2180。http://dx.doi.org/10.1890/14-1501.1
Herrfahrdt-Pähle, E.和C. Pahl-Wostl。2012.社会-生态系统的连续性和变化:制度弹性的作用。生态与社会17(2): 8。(在线)网址:http://dx.doi.org/10.5751/ES-04565-170208
霍林，1996。工程弹性与生态弹性。页面31-44在p·c·舒尔茨，编辑。生态学与工程学视角。国家科学院出版社，华盛顿特区，美国。
胡佛，A. K.纳普，M. D.史密斯，2014。草地生态系统对极端气候的抵抗力和恢复力。生态95(9): 2646 - 2656。http://dx.doi.org/10.1890/13-2186.1
亨辛格，L.和J. L.奥维耶多，2014。生态系统服务是传统牧区系统中的社会生态服务:加州地中海牧场的例子。生态与社会19(1): 8。http://dx.doi.org/10.5751/ES-06143-190108
Ifejika Speranza, C.， U. Wiesmann, S. Rist, 2014。在社会-生态动态背景下评估生计恢复力的指标框架。全球环境变化28:109 - 119。http://dx.doi.org/10.1016/j.gloenvcha.2014.06.005
政府间气候变化专门委员会。beplay竞技2013.beplay竞技2013年气候变化:自然科学基础。第一工作组对政府间气候变化专门委员会第五次评估报告的贡献。beplay竞技剑桥大学出版社，英国剑桥。(在线)网址:http://www.ipcc.ch/report/ar5/wg1/
koemer, s.e.， s.l. Collins, 2014。放牧、干旱和火灾对北美和南非草地植物群落的交互影响生态95(1): 98 - 109。http://dx.doi.org/10.1890/13-0526.1
Kotzé， E.桑德哈格-霍夫曼，j . A.;Meinel, C. C. du Preez, W. Amelung, 2013。在南非半干旱草地生物群落中，牧场管理对沿放牧梯度的粘性土壤特性的影响。干旱环境杂志97:220 - 229。http://dx.doi.org/10.1016/j.jaridenv.2013.07.004
莱德，S. J.， S. Niiranen, J. hentti - sundberg, T. Blenckner, W. J. Boonstra, K. Orach, M. F. Quaas, H. Österblom和M. Schlüter。2015.波罗的海的实证模型揭示了社会动态对生态政权转变的重要性。美国国家科学院院刊112(35): 11120 - 11125。http://dx.doi.org/10.1073/pnas.1504954112
莱德，s.j.， A.塔沃尼，S. A.莱文，M. Schlüter。2013.社会生态系统中的政权更迭。理论生态学6(3): 359 - 372。http://dx.doi.org/10.1007/s12080-013-0187-3
劳尔，F.， R. Kösters, C. C.杜·普利兹和W.阿梅隆，2011。微生物残留作为南非二级牧场土壤恢复指标的研究土壤生物学与生物化学43(4): 787 - 794。http://dx.doi.org/10.1016/j.soilbio.2010.12.012
莱，J. U.纳洛克，T. O.马哈茂德，2009。布基纳法索的冲击、结构变化和收入多样化模式。非洲发展审查21(1): 36-58。http://dx.doi.org/10.1111/j.1467-8268.2009.00202.x
Le Houérou, H. N.， R. L. Bingham, W. Skerbek. 1988。世界干旱区初级生产变化与年降水量变化的关系。干旱环境杂志15(1):队。
李伟，李颖，2012。把牧场作为一个复杂系统来管理:政府干预如何使社会系统与生态系统脱钩。生态与社会17(1): 9。http://dx.doi.org/10.5751/es-04531-170109
Linstädter, A. 2009。热带稀树草原景观生态学:从干扰状态到管理策略。79 - 103页在M. Bollig和O. Bubenzer，编辑。非洲景观:跨学科方法。施普林格，纽约，美国纽约。http://dx.doi.org/10.1007/978-0-387-78682-7_3
Linstädter, A.和G.鲍曼。2013。干旱牧场的非生物和生物恢复途径:摩洛哥高阿特拉斯山脉的经验教训。系列103:3-15。http://dx.doi.org/10.1016/j.catena.2012.02.002
Linstädter, A.， B. Kemmerling, G. Baumann, and H. Kirscht. 2013。可靠的重要性——在旱地牧区系统中，当地生态知识和草料植物管理(摩洛哥)。干旱环境杂志95:30-40。http://dx.doi.org/10.1016/j.jaridenv.2013.03.008
Linstädter, A. J.舍尔伯格，K. Brüser, C. A.莫雷诺García, R. J. Oomen, C. C. Du Preez, J. C. Ruppert和F. Ewert. 2014。旱地是否有一致的放牧指标?在南非草原和热带稀树草原生物群落中测试各种复杂的植物功能类型。《公共科学图书馆•综合》9 (8): e104672。http://dx.doi.org/10.1371/journal.pone.0104672
刘伟涛，2014。弹性评估的应用——什么弹性，对什么弹性，用什么弹性?一个基于加拿大安大略省加里登市的案例研究。生态与社会19(4): 21。http://dx.doi.org/10.5751/ES-06843-190421
梅斯特，F. T.和A.埃斯库德罗，2009。植被的斑块大小分布是荒漠化过程的适当指标吗?生态90(7): 1729 - 1735。http://dx.doi.org/10.1890/08-2096.1
马丁，R.， A. Linstädter, K.弗兰克，B. Müller。2016.干旱下的生计安全——评估牧民家庭的脆弱性。环境模型及软件75:414 - 423。http://dx.doi.org/10.1016/j.envsoft.2014.10.012
马丁，R.， B. Müller, A. Linstädter, K.弗兰克。2014。牧民生计能承受多大beplay竞技程度的气候变化?牧场使用建模和风险评估。全球环境变化24:183 - 192。http://dx.doi.org/10.1016/j.gloenvcha.2013.09.009
m . callister, R. R. J. Abel, C. J. Stokes, I. J. Gordon, 2006一个。澳大利亚牧民在时间和空间:一个复杂的适应系统的演变。生态与社会11(2): 41。(在线)网址://www.dpl-cld.com/vol11/iss2/art41/
麦卡利斯特，r.r.j, i.j.戈登，M. A.詹森，N.阿贝尔。2006b。牧民对草地资源时空变化的响应。生态应用程序16(2): 572 - 583。http://dx.doi.org/10.1890/1051 - 0761 (2006) 016 (0572: PRTVOR) 2.0.CO; 2
莫雷诺García, C. A.， J.谢尔伯格，F. Ewert, K. Brüser, P. Canales-Prati, A. Linstädter, R. J. Oomen, J. C. Ruppert和S. B. Perelman. 2014。群落聚集植物功能性状沿放牧梯度的响应:来自非洲半干旱草原的见解。应用植被科学17(3): 470 - 481。http://dx.doi.org/10.1111/avsc.12092
B.莫约，S.杜贝，M.莱索利和P. J.马西卡，2008。公共区域放牧策略:机构和传统做法。非洲牧场与草料科学杂志25(2): 47-54。
Müller, B.， A. Linstädter, K. Frank, M. Bollig，和C. Wissel. 2007。从当地知识中学习:纳米比亚Himba的牧区-游牧民管理模式。生态应用程序17(7): 1857 - 1875。http://dx.doi.org/10.1890/06-1193.1
Müller, B.， J. Schulze, D. Kreuer, A. Linstädter，和K. Frank. 2015。如何避免管理旱地气候风险的不可持续的副作用——补充喂养的争议。农业系统139:153 - 165。http://dx.doi.org/10.1016/j.agsy.2015.07.001
默里，1996年。东部自由州的土地改革:政策困境与政治冲突。农民研究杂志23(2): 209 - 244。http://dx.doi.org/10.1080/03066159608438613
罗曼，C. 2014。南非环境的稳定与转型:塔巴努丘的农村生计、政府干预和农业经济变革。南部非洲研究杂志(1): 40 41-57。http://dx.doi.org/10.1080/03057070.2014.877653
T. G.奥康纳，L. M.海恩斯和H. A.斯尼曼，2001。降水和物种组成对非洲半干旱草地植物质量的影响。生态学杂志89(5): 850 - 860。http://dx.doi.org/10.1046/j.0022-0477.2001.00605.x
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. 2009一个。建立信任以解决共同困境:采取小步骤来测试不断发展的集体行动理论。207 - 228页在S. A.列文，编辑。游戏、团体和全球利益。施普林格，多德雷赫特，荷兰。
奥斯特罗姆，E. 2009b。分析社会生态系统可持续性的一般框架。科学325:419 - 422。http://dx.doi.org/10.1126/science.1172133
帕默，A. R.和J. E.班尼特，2013。南非公共牧场退化:提高认识，为政策提供信息。非洲牧场与草料科学杂志30(1 - 2): 57 - 63。http://dx.doi.org/10.2989/10220119.2013.779596
帕顿，W. J.， D. S.席梅尔，C. V.科尔，D. S.大岛，1987。大平原草地土壤有机质水平控制因素分析。美国土壤科学学会杂志51(5): 1173 - 1179。http://dx.doi.org/10.2136/sssaj1987.03615995005100050015x
昆兰，A. E.， M. Berbés-Blázquez, L. J.海德尔，G. D.彼得森。2016。衡量和评估弹性:通过多学科视角拓宽理解。应用生态学杂志53:677 - 687。http://dx.doi.org/10.1111/1365-2664.12550
Rasch, S.， T. Heckelei, R. J. Oomen, 2016一个。重组南非公共牲畜生产社会生态系统中的资源使用。土地使用政策52:221 - 231。http://dx.doi.org/10.1016/j.landusepol.2015.12.026
拉施，S.， T.赫克莱，R. J.欧曼，C.罗曼，2016b。公共畜牧生产SES模式的合作与崩溃——南非案例。环境模型及软件75:402 - 413。http://dx.doi.org/10.1016/j.envsoft.2014.12.008
C. L.雷德曼，J. M.格罗夫，L. H.库比，2004。将社会科学整合到长期生态学研究网络中:生态变化的社会维度和社会变化的生态维度。生态系统7(2): 161 - 171。http://dx.doi.org/10.1007/s10021-003-0215-z
雷诺兹，J. F, D. M.斯塔福德·史密斯，E. F.兰宾，B. L.特纳二世，M. Mortimore, S. P. J.巴特伯里，T. E.唐宁，H. Dowlatabadi, R. J. Fernández, J. E. Herrick, E. huber- sanwald, H. Jiang, R. Leemans, T.利纳姆，F. T. Maestre, M. Ayarza, B. Walker. 2007。全球荒漠化:建设旱地发展科学。科学316:847 - 851。http://dx.doi.org/10.1126/science.1131634
鲁珀特，J. C.， K.哈莫尼，Z.亨金，H. A.斯尼曼，M.斯滕伯格，W.威尔姆斯和A. Linstädter。2015.量化旱地的抗旱性和恢复:干旱强度、主要生活史和放牧制度的重要性。全球变化生物学21(3): 1258 - 1270。http://dx.doi.org/10.1111/gcb.12777
鲁珀特，J. C.， A.霍尔姆，S.米赫，E.马尔达文，H. A.斯尼曼，K.韦斯切和A. Linstädter。2012.ANPP和雨水利用效率的元分析证实了退化的指示值，并支持干旱地区沿降水梯度的非线性响应。植被科学杂志23(6): 1035 - 1050。http://dx.doi.org/10.1111/j.1654-1103.2012.01420.x
施莱辛格，W. H.， J. F.雷诺兹，G. L.坎宁安，L. F.休内克，W. M.贾雷尔，R. A.弗吉尼亚，W. G.惠特福德。1990。全球沙漠化中的生物反馈。科学247:1043 - 1048。http://dx.doi.org/10.1126/science.247.4946.1043
Schlüter, M.， J. Hinkel, P. W. G. Bots, R. Arlinghaus. 2014。应用SES框架进行基于模型的社会-生态系统动态分析。生态与社会19(1): 36。http://dx.doi.org/10.5751/ES-05782-190136
西博尔德，J. E.赫里克，J. J.布雷达。1999。土壤弹性:土壤质量的基本组成部分。土壤科学164(4): 224 - 234。http://dx.doi.org/10.1097/00010694-199904000-00002
斯尼曼，H. A.和C. C.杜·普利兹，2005。南非半干旱地区牧场退化- ii:对土壤质量的影响。干旱环境杂志60(3): 483 - 507。http://dx.doi.org/10.1016/j.jaridenv.2004.06.005
斯尼曼，H. A.英格拉姆，K. P.柯克曼，2013。Themeda triandra:拱顶石草种非洲牧场与草料科学杂志(3): 99 - 125。http://dx.doi.org/10.2989/10220119.2013.831375
斯塔福德·史密斯，M，和r·r·j·麦卡利斯特。2008.管理澳大利亚干旱区自然资源的空间和时间变异性-从第一原则的方法。牧场》杂志30(1): 15 -。http://dx.doi.org/10.1071/RJ07052
StatSoft。2007.Statistica:数据分析软件系统。StatSoft公司，塔尔萨，俄克拉荷马州，美国。
StatSoft。2010.Statistica:数据分析软件系统。StatSoft公司，塔尔萨，俄克拉荷马州，美国。
特尔·布拉克，c.j.f, P. Šmilauer。2002.CANOCO参考手册和用户指南:用于规范社区排序的软件。4.5版。微机电源，伊萨卡，纽约，美国。
瑟罗，T. L.和小C. A.泰勒，1999。观点:干旱在牧场管理中的作用。牧场管理杂志52(5): 413 - 419。http://dx.doi.org/10.2307/4003766
特纳，m.d.， J. G.麦克皮克，和A. Ayantunde. 2014。牲畜流动在西非半干旱地区农村人口生计战略中的作用。人类生态学42(2): 231 - 247。http://dx.doi.org/10.1007/s10745-013-9636-2
泰勒，N. J. C, J. M.图里，M. A.桑塞特，K.斯特罗姆·布尔，M. N.萨拉，E.赖纳特，N.奥斯卡尔，C.内勒曼，J. J.麦卡锡，S. D.马蒂森，M. L.马特罗，O. H.马格加，G. K.霍夫斯鲁德，I.汉森-鲍尔，N. I.埃拉，I. M. M. G.埃拉，R. W.科雷尔。2007。气候变化下的萨米驯鹿放牧:将脆弱性研究的广义框架应用于亚北极社会生beplay竞技态系统。全球环境变化17(2): 191 - 206。http://dx.doi.org/10.1016/j.gloenvcha.2006.06.001
van der Westhuizen, h.c.， W. L. J. van Rensburg, H. A. Snyman, 1999。非洲南部半干旱草原牧场条件的量化。非洲牧场与草料科学杂志16(2): 49 - 61。http://dx.doi.org/10.2989/10220119909485719
维特尔，2013。牧场公地的开发和可持续管理——使政策符合南非农村景观的现实。非洲牧场与草料科学杂志30(1 - 2): 1 - 9。http://dx.doi.org/10.2989/10220119.2012.750628
维特，W. M.戈克瓦纳，W. J.邦德，W. W.特罗洛普，2006。南非两种草地类型的土地所有制、地质和地形对植被和土壤的影响。非洲牧场与草料科学杂志23(1): 13-27。http://dx.doi.org/10.2989/10220110609485883
Young, O. R.， F. Berkhout, G. C. Gallopin, M. A. Janssen, E. Ostrom和S. van der Leeuw. 2006。社会生态系统的全球化:科学研究议程。全球环境变化16(3): 304 - 316。http://dx.doi.org/10.1016/j.gloenvcha.2006.03.004
张X和W.阿梅隆。1996。气相色谱法测定土壤中壁胺酸、葡萄糖胺、甘露胺和半乳糖胺。土壤生物学与生物化学28日(9):1201 - 1206。http://dx.doi.org/10.1016/0038 - 0717 (96) 00117 - 4
齐默尔曼，J.， S. I.希金斯，V.格林，J.霍夫曼和A. Linstädter。2015.局部密度对个体生产的影响是动态的:来自多年生稀树草原天然林分的见解。环境科学178(4): 1125 - 1135。http://dx.doi.org/10.1007/s00442-015-3291-9
