研究gydF4y2Ba

保护区从业人员的当地生态知识有多准确?gydF4y2Ba

• 摘要gydF4y2Ba
• 简介gydF4y2Ba
• 方法gydF4y2Ba
  • 识别关键线人gydF4y2Ba
  • 记录从业者的当地生态知识gydF4y2Ba
  • 快速条件评估gydF4y2Ba
  • 从业者与快速状态评估之间的协议gydF4y2Ba
• 结果gydF4y2Ba
  • 从业者与快速状态评估之间的协议gydF4y2Ba
  • 支持证据对从业者判断准确性的影响gydF4y2Ba
  • 个人经验对从业者判断准确性的影响gydF4y2Ba
• 讨论gydF4y2Ba
  • 从业者的当地生态知识gydF4y2Ba
  • 对当地生态知识准确性的影响gydF4y2Ba
• 结论gydF4y2Ba
• 对本文的回应gydF4y2Ba
• 致谢gydF4y2Ba
• 文献引用gydF4y2Ba

介绍gydF4y2Ba

关于保护区管理的决策缺乏可用的经验数据，这意味着必须寻求其他信息来源来指导管理决策(Cook et al. 2012)。关于保护区状况的最常见的信息来源是“实地”管理者的个人经验，即那些负责保护区内日常管理决策和活动的个人，以下称为从业者(Sutherland et al. 2004, Cook et al. 2010)gydF4y2Ba一个gydF4y2Ba，库克和霍金斯2011年)。专家意见形式的个人知识(Kuhnert et al. 2010, Martin et al. 2012)或当地生态知识(LEK;Gilchrist et al. 2005, Brook and McLachlan 2008, Anadón et al. 2009)正被视为生态和保护方面有价值的信息来源。来自个人判断的信息是对经验数据的一种有吸引力的补充或替代，因为这些信息通常很容易获得，收集起来也相对划算(Lele和Allen 2006)。因此，依靠保护区从业人员的个人知识是解决管理机构所经历的数据短缺的一个有吸引力的解决方案。然而，目前还不清楚我们对从业人员的知识作为指导保护区管理的证据来源的准确性有多大信心。gydF4y2Ba

我们在LEK的概念框架内考虑从业者的知识，而不是专家的意见，因为LEK不需要正式的培训，但通常被认为来自于自然环境中人们的直接经验，通常以环境为生计，如农民、猎人、渔民和消遣者(Brook and McLachlan 2008)。相反，专家是具有正式资格、业绩记录和专业地位的个人(Burgman et al. 2011)，这将排除大多数实地从业者被视为专家知识的持有者。实地从业者对当地的自然环境有直接的经验，并通过管理行动来操纵它，经常使用观察到的结果，以农民、渔民和猎人的方式调整管理策略。从业人员还可以获得有关其保护区的一系列信息(Cook et al. 2012)，他们可以利用这些信息帮助建立对当地环境的认识。在了解影响管理干预措施有效性的重要因素方面，管理经验被认为是重要的(Woodwell 1989年，Fazey等人2005年)，但据我们所知，没有任何例子表明保护区的实地从业人员被认为是LEK的来源。gydF4y2Ba

LEK一词有不同的用法，包括包括所有形式的地方知识，包括传统生态知识(TEK)和土著生态知识(IEK;布鲁克和麦克拉克兰2008)。我们使用LEK的定义，强调实际技能(Berkes 1999)，通过直接经验在地方范围内开发(McGregor 2000) (Davis和Ruddle 2010)，并可以在可用的情况下合并相关的技术和科学信息(Agrawal 1995)。通过这种方式，它与TEK或IEK的定义有所区别，后者通常被认为需要积累和代代相传的知识体系(Gadgil等人1993年，Berkes等人2000年)。并非所有学者都认为代际知识转移是IEK形成的必要条件，而是认为所有生态知识都是通过经验产生的(Lauer and Aswani 2009)。从业人员在日常活动中通过与环境的互动而获得的经验类型为建立LEK提供了坚实的基础。gydF4y2Ba

LEK被认为对环境管理决策特别有用(Huntington 2000, Brook and McLachlan 2008, Anadón et al. 2009, Davis and Ruddle 2010)，并被用于提供关于物种存在或数量的信息(Leedy 1949, Vaughan et al. 2003, Moller et al. 2004, Anadón et al. 2009)、种群趋势(Gilchrist et al. 2005, Lozano-Montes et al. 2008)和大小等级分布(Aswani and Hamilton 2004)。它已被证明是一种具有成本效益的生态数据来源(例如，Gilchrist等人，2005年，Anadón等人，2009年)，特别是当传统的生态研究太昂贵或无法在必要的时间框架内进行时(Stave等人，2007年)。因此，实地从业人员的LEK可以为保护区管理机构提供丰富和现成的信息来源，以补充现有的数据。考虑到保护区缺乏科学信息(Sutherland et al. 2004, Cook et al. 2010 .gydF4y2Ba一个gydF4y2Ba)，从业人员的经验可以作为经验科学数据的重要替代品或补充，以指导管理决策。gydF4y2Ba

虽然很容易获得，但来自个人经验的信息可能容易受到一系列偏见的影响(Plous 1993)。如果偏见扭曲了从业者对实地条件的认知，它们可能会导致糟糕的保护结果(Sutherland 2006)。因此，在个人评估被用于指导管理实践之前，了解个人评估的准确性是很重要的(Burgman 2001, Gilchrist et al. 2005)。尽管从业人员可以提供丰富的和现成的LEK来源来补充现有的数据，但重要的是要了解这些信息如何与更传统的证据来源(如经验科学数据)进行比较，然后才能有信心地用于指导管理实践。尽管LEK对保护管理很重要(Huntington 2000, Brook and McLachlan 2008, Anadón et al. 2009)，但其准确性很少得到检验(Davis and Ruddle 2010)。少数测试传统所有者和农民相对于实证科学数据的LEK准确性的研究得出结论，它可以提供一个重要的证据来源(Aswani和Hamilton 2004, Aswani和Lauer 2006, Hernandez-Stefanoni et al. 2006, Lauer和Aswani 2008, Anadón et al. 2009)，但也可能有局限性(Aswani和Hamilton 2004, Gilchrist et al. 2005)。尽管从业人员的知识被广泛使用，并有可能对管理结果产生重大影响，但据我们所知，还没有研究来测试从业人员对其储量状况判断的准确性。gydF4y2Ba

我们测量了从业人员对保护区状况的了解与通过基于实地的状况评估工具产生的状况的经验估计之间的差异，许多人认为这是为管理决策提供信息的最理想的证据来源(Gibbons和Freudenberger, 2006年)。我们确定了从业人员的知识与实证科学评估的可比性如何随以下因素而变化:(1)从业人员可用于告知其判断的证据类型，(2)他们的经验水平，以及(3)他们的教育水平。我们讨论了我们的结果与从业者相对于经验科学估计的LEK应被放置的信心关系，以及保护区管理机构如何可能促进从业者建立对当地环境的强烈理解。gydF4y2Ba

方法gydF4y2Ba

我们将植被状况作为从业者要评估的生态属性，因为它被认为是管理行动成功的一个重要指标，可以用来监测随时间的变化，并制定恢复治疗方案(Gibbons和Freudenberger, 2006年)。考虑到了解植被状况对管理决策的重要性，如果能够在保护区内日常管理产生的LEK的基础上评估这一属性将是有价值的。与收集植被状况经验估计值的成本相比，LEK的优势是相对便宜和容易获得。然而，植被状况可能是一个复杂的概念(Keith和Gorrod 2006)，客观评估和视觉判断具有挑战性(Cook等，2010年)gydF4y2BabgydF4y2Ba)。生物多样性保护是保护区管理的首要目标;因此，我们采用Keith和Gorrod(2006)对植被条件的定义，因为它与生物多样性有关:植被维持当地动植物种群、它们的遗传多样性和生态相互作用的能力。gydF4y2Ba

我们的案例研究聚焦于为澳大利亚新南威尔士州环境与遗产办公室(NSW OEH)工作的保护区从业人员，这是一个国家级政府机构，负责保护生物多样性和文化遗产，并为休闲游客提供便利和管理。新南威尔士州生态环境局负责新南威尔士州的800多个保护区，总面积超过700万公顷，即该州的9%。我们以负责保护区管理的日常决策的实地从业者的意见为目标，例如，在保护区内管理哪些威胁、管理活动的重点在哪里，以及哪些管理行动最合适。gydF4y2Ba

识别关键线人gydF4y2Ba

公认的是，并非所有有资格成为LEK持有者的个体在知识的实质和性质上都是相似的(Davis and Wagner 2003, Lauer and Aswani 2009)。同样，个人属性也会影响LEK的可靠性，因此选择一个相对同质的群体被认为很重要(Anadón et al. 2009)。因此，我们将样本限制在实地从业者。这些从业人员在保护区花了最多的时间，处理各种各样的管理问题，他们对地面条件最熟悉。我们的目标是管理自然保护区的从业者，因为这些保护区主要被指定为自然保护(IUCN 1994)，而从业者专注于与生物多样性保护相关的管理问题。我们还将样本限制在小于10,000公顷的保护区(n = 358)，试图标准化从业人员可以定期访问并因此熟悉的大部分保护区的可能性。这类较小的自然保护区只由一个从业者管理，使他们成为关键的信息提供者，而较大的保护区通常由一个从业者团队管理，他们分享关于保护区的知识。我们将样本限制在植被被确定为重要保护价值的保护区，以确保从业人员将植被状况作为其管理策略的一部分(n = 242)。gydF4y2Ba

尽管管理经验很可能构成从业者知识的很大一部分，LEK也可以包括相关的科学信息(Agrawal 1995)。我们感兴趣的是，从业人员是否将可用的经验证据与他们的个人经验相结合。因此，我们根据那些报告他们有经验条件信息来支持他们的评估的从业者和那些仅根据个人经验形成判断的从业者对我们的样本进行了分层。我们确保所有报告拥有其保护区经验条件信息的从业者都没有使用与我们经验条件估计相同的快速评估方法，即生物特征法。我们总共选择了28位从业人员:16位有经验数据和经验，12位有经验。gydF4y2Ba

我们样本中的28名从业人员代表了新南威尔士州28个不同的保护区。在我们的样本中，大多数从业人员是男性(n = 18)，而不是女性(n = 10)，这反映了机构内部实地管理人员的性别失衡。虽然我们没有将样本限制在非土著工作人员，但在我们的样本中没有一个从业者是土著后裔。gydF4y2Ba

我们样本中的自然保护区位于城市(n = 5)和农村(n = 23)的混合地区，代表了内陆(n = 23)和沿海(n = 5)环境。所有保护区都有伐木(n = 16)、牲畜放牧(n = 15)、不适当的火灾管理(n = 4)或水源管理(n = 3)、采矿(n = 3)、污染(n = 2)和/或土地开垦(n = 1;附录1)。gydF4y2Ba

记录从业者的当地生态知识gydF4y2Ba

尽管通过详细的访谈记录LEK可以提供丰富的信息来源(Aswani和Hamilton 2004)，我们选择使用问卷来记录从业者的知识，因为它们提供了比较回答的简单方法，并且被认为在研究人员事先知道他们正在寻找的信息时特别有用(Huntington 2000)。通过电子邮件发送给从业人员的问卷要求他们根据保护区管理机构制定的一套四种标准(表1)对一个植被群落的状况进行评级(Hockings等，2009年)。这些标准代表了条件的有序度量，与经验条件评估工具一样，它们被设计用来评估植被的结构、功能和组成(2006年12月)。在记录LEK (Huntington 2000)时，地图是有用的，我们向从业者提供了他们的保护区地图，其中突出了要评估的植被群落的位置。这是为了确保从业人员在进行经验估计的地方对植被进行了评估。从业者评估的不同植被群落在类型、大小(µ= 714±167 ha)和异质性上存在差异。然而，这种变化反映了从业者在判断其保护区的植被状况时可能经历的变化范围。从业人员被要求对整个植被群落的平均状况作出估计，并指出他们的估计是否仅仅基于他们个人的感知和经验，即仅凭经验，还是他们是否有任何经验数据，即经验和数据。gydF4y2Ba

个人对其所处环境的经验的多少可能会影响知识的质量和深度(Anadón等，2009年)。为了确定从业人员的经验水平是否有助于他们对当地知识的可靠性，我们使用了每个从业人员在采样的保护区的经验年数(Cook 2010)。然而，我们也考虑了从业人员在整个职业生涯中拥有的经验的总年数，考虑到经验的多样性可能对帮助从业人员判断相对条件和学习识别环境线索很重要。管理经验的总年数也可能很好地替代了从业者的年龄。我们还要求从业者指出他们的最高教育水平。gydF4y2Ba

快速条件评估gydF4y2Ba

我们使用为澳大利亚新南威尔士州OEH开发的“生物特征”指数中的“站点价值”成分作为快速评估工具，对植被状况进行实证测量。开发生物识别工具是为了帮助该机构确定拟议的土地清理对陆地生物多样性的影响，该工具包括一个站点价值组件，用于测量新南威尔士州所有植被类型的植被状况(Gibbons等，2009年)。快速状态评估基于10个属性(表2)，这些属性代表植被的结构、功能和组成(Gibbons et al. 2009)。然后，我们排除了用于计算度量的常数、乘数和权重，以便站点价值评估将代表当前状况，而不是栖息地损失的影响(S. Briggs, NSW OEH，gydF4y2Ba个人沟通gydF4y2Ba)。Gibbons等人(2009)对这个修正的度量进行了如下描述:gydF4y2Ba

(1）gydF4y2Ba

在哪里gydF4y2Ba年代gydF4y2Ba _vgydF4y2Ba分数是多少gydF4y2BavgydF4y2Ba条件属性(gydF4y2Ba一个gydF4y2Ba- - - - - -gydF4y2BaggydF4y2Ba)的定义见表2，gydF4y2BakgydF4y2Ba= (gydF4y2Ba年代gydF4y2Ba _hgydF4y2Ba+gydF4y2Ba年代gydF4y2Ba _我gydF4y2Ba+gydF4y2Ba年代gydF4y2Ba _jgydF4y2Ba) / 3,gydF4y2BacgydF4y2Ba是给定在植被类型基准测试中出现的属性时可以获得的最大分数。按照Gibbons等人(2005)详细介绍的方法，我们使用嵌套的20 × 20米和20 × 50米样方，被50米样带平分(图1)，来测量条件参数(表2)。现场数据与为相应的宽植被类型开发的基准值进行比较(见Gibbons等人(2009))。这些基准是自欧洲定居以来修正前植被状况的估计数。这是基于现有数据集、专家意见(Gibbons et al. 2005)和经验测量(Gibbons et al. 2008)的组合。每个属性得分根据其与植被类型基准值的关系按照4点顺序刻度(1-4)进行排名(Gibbons等，2009年)。gydF4y2Ba

之所以选择取样的植被群落(附录1)，是因为它们在保护区的规划文件中被列为优先管理对象。在没有列出管理优先级的地方，使用保护区中最广泛的植被群落。尽管植被群落在采样的保护区之间有所不同，但我们发现广义植被类型(见附录1)对从业者的估计和经验科学估计之间的一致性没有影响，因此植被群落被视为独立的。经验估计和实践者估计是在同一植被群落内进行的对估计;两者都表示综合条件估计，因此保护区或从业者是复制单位。所有的经验估计都是由同一作者(C. N. Cook)进行的，消除了观察者间的可变性，并至少提供了一个相对的条件度量来验证从业者估计的准确性。gydF4y2Ba

在每个保护区内，选择候选评估的植被类型(n = 28)随机分布4至8个样方(附录1)，采样数量与植被的面积和异质性成正比(Gibbons et al. 2005)。抽样植被类型的总体状况得分是所有样方的状况度量得分的平均值。gydF4y2Ba

从业者与快速状态评估之间的协议gydF4y2Ba

经验条件评估(即BioMetric)和从业者的评估(即LEK)都与植被的结构、功能和组成有关，并且都是在4点顺序尺度上对条件进行评分(表1)。这两个评估都是在2007年的同一个3个月期间进行的。我们减去对条件估计，即定量与从业者的估计，以生成28个保护区的差异得分(范围:-3到+3)。差异得分受两个估计值之间的偏差是负的还是正的影响。我们通过使用绝对差异进行后续分析来纠正这一点。gydF4y2Ba

对数据进行了正态性和异方差的目视评估，发现数据符合线性模型的假设，除非另有说明。方差分析(ANOVA)用于检验绝对差异得分，即因变量，是否可以解释所使用的支持信息，即，经验单独vs经验和数据;从业人员的教育水平;或者他们的性别。我们使用线性回归来调查估计之间的绝对差异(即因变量)和从业者的经验水平(即自变量)之间的关系。我们分别测试了从业人员在采样保护区域的经验年数，即loggydF4y2Ba_10gydF4y2Ba转化，以及他们作为保护区从业人员的总经验，也就是平方根转化。gydF4y2Ba

结果gydF4y2Ba

从业者与快速状态评估之间的协议gydF4y2Ba

经验估计值和从业者的病情估计值之间的平均值，即绝对差值(±标准误差[SE])刚刚超过一半的病情类别(μ = 0.6±0.09)。当从业人员的条件估计与经验估计的误差为±0.5(图2)的1 SE以内时，我们认为他们的评估与经验估计相匹配。选择这个水平是因为即使有一个条件评级的偏差等于条件的潜在巨大变化，例如，由“植被成分未退化”变为“部分成分已退化”(表1)。跨越2个视觉状况评估类别的经验估计被排除在此计算之外(n = 7)。总体而言，57%的从业人员被认为提供了可比的估计，另有19%的从业人员在经验估计的1个评估标准内。男性和女性从业者提供可比估计值的可能性相同(FgydF4y2Ba_{1、26gydF4y2Ba}= 0.12;p = 0.732)。gydF4y2Ba

当植被被判定为退化但目前没有风险时，从业人员对条件的估计更有可能与经验科学估计相匹配，即条件评分3(表1)。我们发现从业人员(n = 7)对植被状况持悲观态度的倾向，即出现在灰色阴影上方的经验估计(图2)，特别是当植被被判定为退化并存在风险时，即，条件评分2(表1)。只有2个保护区的从业人员对植被状况持乐观态度(图2)。gydF4y2Ba

支持证据对从业者判断准确性的影响gydF4y2Ba

我们发现，当从业人员报告有经验数据支持他们的判断时，与他们的个人经验相比，他们的状况估计是否与经验科学估计相匹配没有区别(FgydF4y2Ba_{1、26gydF4y2Ba}= 0.26;p = 0.617;为了验证这一结果，我们联系了从业者，并获得了用于支持他们评估的数据集副本。我们发现16个从业者中只有3个拥有病情数据。其余的从业人员进行了植物区系调查，表明了植被的组成，但没有表明条件的结构或功能组成。对那些没有植被状况经验数据的人进行调整，处理组变得严重不平衡，使得使用方差分析不可取。然而，一些拥有循证信息的从业者对植被状况的估计与实证科学估计不相符，这表明数据并不能阻止一些从业者对其保护区建立没有数据支持的认知。gydF4y2Ba

个人经验对从业者判断准确性的影响gydF4y2Ba

平均(±SE)，从业人员管理保护区的经验为4.6±0.8年(范围为1-13年)，总管理经验为11.1±1.4年(范围为1-25年)。我们发现，根据从业人员与评估保护区的经验年数(即log)，从业人员的判断在可比性上没有差异gydF4y2Ba_10gydF4y2Ba变换(R²= 0.03;β= 0.56;自由度= 1,20;P = 0.428;图4A)，或他们作为保护区从业人员的总经验，即平方根变换(R²= 0.10;β= 0.27;自由度= 1,20;P = 0.161;图4 b)。我们还发现，从业者的教育水平对他们的估计是否与条件的经验估计相匹配没有影响(FgydF4y2Ba_{2、16gydF4y2Ba}= 0.75;p = 0.492);然而，这个样本减少到18个从业者，因为10个拒绝表明他们的教育水平。所有其余的从业人员都受过高等教育，即研究生文凭(n = 2)，学士(n = 11)，或研究生(n = 3)资格。gydF4y2Ba

讨论gydF4y2Ba

从业者的当地生态知识gydF4y2Ba

我们发现，近60%的从业人员对植被状况的评估符合经验科学状况的估计。包括在经验估计的1个评估标准内的从业者，这一数字增加到近80%。尽管大多数(89%)从业人员没有数据来辅助他们的判断，但这一数字依赖于他们通过日常管理活动产生的个人观察。所有的评估都存在不确定性，包括通过实证评估工具产生的评估gydF4y2BaGorrod和Keith 2009)。因此，将从业人员的LEK值作为指导管理的信息源，取决于条件估计所需的置信度。对状况的不准确评估可能会导致管理决策失误，这是由于重要管理项目的过早停止，或由于未能认识到何时不需要项目而导致管理资源的错误使用。然而，当植被状况的主观估计可以很好地替代经验数据时，它们提供了资源密集型采样技术的一种快速、廉价的替代方案(Cook等，2010gydF4y2BabgydF4y2Ba)。我们发现，相对于经验科学估计，从业者的估计往往是悲观的(图2)，低估了植被的状况。采用预防原则(环境署1993年)，通过不必要的管理行动浪费资源的保守条件估计可能比过早终止管理行动而未能保护生物多样性的乐观条件估计更可取。因此，60-80%的从业者应该提供LEK，这是快速病情评估的一种具有成本效益的替代方案，或者其结果不会比未能认识到哪些地方不再需要恢复项目更大的伤害。gydF4y2Ba

当条件被测量为中等好(2.5-3.5;图2)。然而,评估样本的规模很小的极端条件,因为一些网站估计是在非常好的条件,没有一个是在贫穷的条件(图2)。环境很好或差的代表名额不足网站可能被干扰的历史解释大部分的网站导致一些退化(附录1)。然而,这些网站都包含在受保护的区域网络,因为他们保留重要的自然价值达德利(2008)。如果从业者更容易判断处于条件谱极端的站点的状况，那么我们的结果可能低估了从业者的知识价值。或者，如果从业者的估计不太可能与中间范围以外的经验估计相匹配，这将引起对使用从业者的判断在可能的条件状态的全光谱的关注。当植被状况不佳时，纠正行动对栖息地恢复最为重要，因此评估从业人员在这些退化地点的知识非常重要。一个更大的研究，评估从业者对整个状况的估计，将有助于建立一个更广泛的理解，可以对从业者对状况的个人判断的信心，以及何时该信息应该用于指导管理决策。gydF4y2Ba

对当地生态知识准确性的影响gydF4y2Ba

LEK与简单生态属性的经验估计高度一致(Aswani和Lauer 2006, Anadón等，2009)。我们要求从业者判断一个复杂和多方面的生态属性:植被状况(Keith和Gorrod, 2006年)。因此，对于更容易观察到的生态属性，从业者的LEK可能比我们估计的更强，特别是对于直接受灭火等管理行为影响的生态属性。当提供反馈时，个体学习更有效(Einhorn 1980, Shanteau 1992)。因此，观察直接干预的结果可能是向从业者提供必要反馈的一个重要机制，从而导致更接近可比的估计。有证据表明，从业人员在估计其保护区内积极管理的入侵植物的丰度时，相对于经验数据可以非常准确，即使丰度非常低(Cook et al. 2014)。需要更多的研究来确定从业者是否在管理的所有方面都是LEK的良好来源，或者他们对某些生态属性或分类单元的判断是否比其他的更可靠。gydF4y2Ba

如果知识持有者有扭曲他们提供的信息的动机，LEK的可靠性就会不同(Anadón et al. 2009)。从业人员可能担心报告较差的状况估计会影响他们的工作表现，这可能为他们提供了夸大状况估计的动机。然而，我们没有发现对这一假设的支持，因为实践者对相对于经验条件估计的条件倾向于悲观，低估了植被的条件(图2)。乐观和悲观是人格的方面(Marshall等人，1992年)，因此对实地条件的悲观看法可能反映了实践者特定人格类型的普遍存在。保护生物学被认为是一种悲观的前景所主导(Swaisgood and Sheppard 2010, Garnett and Lindenmayer 2011)，这种悲观情绪可能延伸到对生物多样性威胁进行日常管理的从业者。人们普遍认为，并非所有具有LEK的个体在知识的实质和性质上都是平等的(Davis和Wagner 2003)，个人属性可能会影响LEK的可靠性(Anadón等，2009)。然而，关于个人作为LEK可靠来源所必需的个人属性的信息很少或没有。我们的结果表明，个人的个人观点的影响，如倾向于乐观或悲观，应该调查其影响LEK准确性的潜力。gydF4y2Ba

建设LEK被认为需要与被评估的环境或资源进行“长期”的定期或每日互动(Huntington 2000, Davis and Wagner 2003, Brook and McLachlan 2008, Davis and Ruddle 2010)。然而，由于缺乏检验LEK准确性的研究，人们对需要多少经验才能产生准确的估计知之甚少。十年的经验已被证明足以让个人提供物种丰富度的准确估计(Anadón et al. 2009)，但没有研究表明是否需要最低水平的经验。我们没有发现情况估计的准确性和从业者的经验或教育水平之间的关系，尽管在这种情况下，小样本量无疑限制了推断。同样，可能还有许多其他我们没有衡量的因素影响从业者的LEK。除了他们的教育，从业人员也有机会获得一系列内部培训计划和其他员工的指导。尽管这些形式的培训无疑有助于提高从业者的知识，但它们更难衡量，因此我们没有对它们进行评估。我们也没有记录可能影响从业人员LEK的其他因素，如他们是否在当地长大，是否有农业或其他土地管理背景，这些可能提供更广泛的当地环境经验。从业人员在了解其储量的条件时通常会寻求多种证据(Cook et al. 2012)，很难评估不同形式的证据可能对他们的LEK的影响程度。也有可能，建立对植被状况的深刻理解所需的经验水平因所评估的植被类型或个人的个性而异。 A great deal more work is needed to better understand the factors that contribute to practitioners building sound LEK. Future studies may benefit from conducting in-depth interviews with practitioners to investigate some of the other factors that may contribute to their LEK.

从业人员在其职业生涯中要负责多个受保护领域。尽管丰富的经验可能有助于建立关于保护区相对状况的知识，但基线转移综合征(Pauly 1995)表明，保护区之间的这种移动可能会干扰从业人员建立LEK的能力，而LEK为判断随时间的变化提供了坚实的基础。管理机构需要了解在保护区之间调动从业人员的相对成本和收益，在获得多样化的经验和允许从业人员建立对当地环境的深刻理解之间进行权衡。gydF4y2Ba

结论gydF4y2Ba

我们认为，相对于经验数据，大多数从业人员的LEK对其保护区内的植被状况提供了一个可比较的，或略保守的估计。我们在理解从业人员的知识作为LEK来源方面提供了重要的第一步，这表明即使他们的判断完全基于日常管理经验，从业人员的估计往往与常用的经验度量密切一致。然而，对于个体如何构建LEK以及有助于构建不同生态属性的可靠知识的环境和个人属性，我们的理解仍有相当大的差距。考虑到如此丰富的生态信息源在指导保护区管理方面的潜在价值，我们鼓励进行更多的研究，以帮助管理机构了解如何使从业人员对其保护区的状况有深刻的了解，并指导使用这些信息进行管理决策。gydF4y2Ba

文献引用gydF4y2Ba

Agrawal, a . 1995。消除本土知识和科学知识之间的鸿沟。gydF4y2Ba发展和变化gydF4y2Ba26:413 - 439。gydF4y2Ba

Anadón, J. D.， A. Giménez, R. ballstar和I. Pérez。2009.对当地生态知识的评价，作为收集大量动物数量数据的方法。gydF4y2Ba保护生物学gydF4y2Ba23:617 - 625。gydF4y2Bahttp://dx.doi.org/10.1111/j.1523-1739.2008.01145.xgydF4y2Ba

阿斯瓦尼，S. R. J.汉密尔顿，2004。结合当地的生态知识和习惯的海洋保有权与海洋及社会科学，以保育凸头鹦嘴鱼(gydF4y2BaBolbometopon muricatumgydF4y2Ba)在所罗门群岛的罗维亚纳泻湖。gydF4y2Ba环境保护gydF4y2Ba31:69 - 83。gydF4y2Bahttp://dx.doi.org/10.1017/S037689290400116XgydF4y2Ba

Aswani, S.和M. Lauer. 2006。利用本地航拍相片解译及生物分类分类资料绘制底栖生物地图，以设计海洋保护区。gydF4y2Ba环境保护gydF4y2Ba33:263 - 273。gydF4y2Bahttp://dx.doi.org/10.1017/S0376892906003183gydF4y2Ba

伯克,f . 1999。gydF4y2Ba神圣生态:传统的生态知识和管理制度。gydF4y2Ba泰勒和弗朗西斯，费城，宾夕法尼亚州，美国。gydF4y2Ba

贝尔克斯，J. Colding和C. Folke, 2000。重新发现传统生态知识作为适应性管理。gydF4y2Ba生态应用程序gydF4y2Ba10:1251 - 1262。gydF4y2Bahttp://dx.doi.org/10.1890/1051 - 0761 (2000) 010 (1251: ROTEKA) 2.0.CO; 2gydF4y2Ba

布鲁克，r。K。和s。m。麦克拉克伦。2008.生态和保护研究和监测方面的地方知识的趋势和前景。gydF4y2Ba生物多样性和保护gydF4y2Ba17:3501 - 3512。gydF4y2Bahttp://dx.doi.org/10.1007/s10531-008-9445-xgydF4y2Ba

伯曼，2001年。生态风险主观评价的缺陷及其纠正方法。gydF4y2Ba澳大利亚环境管理杂志gydF4y2Ba8:219 - 226。gydF4y2Bahttp://dx.doi.org/10.1080/14486563.2001.10648532gydF4y2Ba

伯格曼，M.， A.卡尔，L.戈登，R.格雷戈里，M.麦克布莱德，L.弗兰德，L.马奎尔。2011。重新定义专业知识，提高生态判断。gydF4y2Ba保护信gydF4y2Ba4:81 - 87。gydF4y2Bahttp://dx.doi.org/10.1111/j.1755-263X.2011.00165.xgydF4y2Ba

库克，2010。gydF4y2Ba验证澳大利亚保护区的管理有效性评估。gydF4y2Ba论文。昆士兰大学综合系统学院，布里斯班，澳大利亚。gydF4y2Ba

库克，R. W.卡特，R. A.富勒和M.霍金斯，2012。管理者认为多种证据对生物多样性管理决策很重要。gydF4y2Ba环境管理杂志gydF4y2Ba113:341 - 346。gydF4y2Bahttp://dx.doi.org/10.1016/j.jenvman.2012.09.002gydF4y2Ba

库克，C. N.， R. W.卡特，M.霍金斯，2014。保护区管理效能评价的准确性测量。gydF4y2Ba环境管理杂志gydF4y2Ba139:164 - 171。gydF4y2Bahttp://dx.doi.org/10.1016/j.jenvman.2014.02.023gydF4y2Ba

库克，C. N.和M.霍金斯，2011。提高保护区管理有效性评价的严谨性的机会。gydF4y2Ba保护信gydF4y2Ba4:372 - 382。gydF4y2Bahttp://dx.doi.org/10.1111/j.1755-263X.2011.00189.xgydF4y2Ba

库克，C. N.， M.霍金斯，R. W.卡特，2010gydF4y2Ba一个gydF4y2Ba．黑暗中的环保?用于支持管理决策的信息。gydF4y2Ba生态学与环境前沿“，gydF4y2Ba8:181 - 186。gydF4y2Bahttp://dx.doi.org/10.1890/090020gydF4y2Ba

库克，C. N.， G.沃德尔-约翰逊，M.基特利，S. A.高恩斯，M. S.吉布森，M. E.韦斯特布鲁克，D. J.马歇尔。2010gydF4y2BabgydF4y2Ba．你看到的就是你得到的吗?植被状况的视觉和测量评估。gydF4y2Ba应用生态学杂志gydF4y2Ba47:650 - 661。gydF4y2Bahttp://dx.doi.org/10.1111/j.1365-2664.2010.01803.xgydF4y2Ba

戴维斯，A.和K.鲁德尔，2010。构建信心:地方生态知识研究的理性怀疑与系统探究。gydF4y2Ba生态应用程序gydF4y2Ba20:880 - 894。gydF4y2Bahttp://dx.doi.org/10.1890/09-0422.1gydF4y2Ba

戴维斯和J. R.瓦格纳，2003。gydF4y2Ba谁gydF4y2Ba知道呢?论地方生态知识研究中“专家”的重要性。gydF4y2Ba人类生态学gydF4y2Ba31:463 - 489。gydF4y2Bahttp://dx.doi.org/10.1023/A:1025075923297gydF4y2Ba

环境自然护理署(DEC)。2006.gydF4y2Ba2006年新南威尔士州环境状况。gydF4y2Ba12月,澳大利亚悉尼。gydF4y2Ba

达德利:2008。gydF4y2Ba保护区管理类别应用指南。gydF4y2Ba国际自然保护联盟，瑞士格兰。gydF4y2Ba

艾因霍恩，1980。从经验和次优决策规则中学习。66 - 80页gydF4y2Ba在gydF4y2Bat·s·沃斯滕，编辑。gydF4y2Ba选择和决策行为中的认知过程gydF4y2Ba．Lawrence Erlbaum Associates，希尔斯代尔，美国新泽西州。gydF4y2Ba

法西，J. A.法西，D. M. A.法西，2005。从经验中更有效地学习。gydF4y2Ba生态和社会gydF4y2Ba10(2): 4。(在线)网址:gydF4y2Ba//www.dpl-cld.com/vol10/iss2/art4/gydF4y2Ba

加吉尔，M.， F. Berkes和C. Folke, 1993。保护生物多样性的土著知识。gydF4y2Ba中记录gydF4y2Ba22:151 - 156。gydF4y2Ba

加内特，s.t, D. B.林登梅尔，2011。保护科学必须产生成功的希望。gydF4y2Ba生态学与进化趋势gydF4y2Ba26:59-60。gydF4y2Bahttp://dx.doi.org/10.1016/j.tree.2010.11.009gydF4y2Ba

吉本斯，P.， D.艾尔斯，J.塞登，S.道尔，S.布里格斯，2005。gydF4y2Ba生物特征1.8版:新南威尔士州财产植被计划开发商的陆地生物多样性评估工具。操作手册。gydF4y2Ba新南威尔士州环境保护局，赫斯特维尔，澳大利亚。gydF4y2Ba

吉本斯，S. V.布里格斯，D. A.艾尔斯，S.多伊尔，J.塞登，C.麦克尔希尼，N.琼斯，R.西姆斯，J. S.杜迪。2008。快速量化改良景观的参考条件。gydF4y2Ba生物保护gydF4y2Ba141:2483 - 2493。gydF4y2Bahttp://dx.doi.org/10.1016/j.biocon.2008.07.009gydF4y2Ba

吉本斯，P.， S. V.布里格斯，D.艾尔斯，J.塞登，S.道尔，P. Cosier, C. McElhinny, V. Pelly和K.罗伯茨。2009。评估土地清理对陆地生物多样性影响的操作方法。gydF4y2Ba生态指标gydF4y2Ba9:26-40。gydF4y2Bahttp://dx.doi.org/10.1016/j.ecolind.2008.01.006gydF4y2Ba

吉本斯，P.和D.弗罗伊登伯格。在场地尺度上评估植被状况的方法综述。gydF4y2Ba生态管理与修复gydF4y2Ba7: S10-S17。gydF4y2Bahttp://dx.doi.org/10.1111/j.1442-8903.2006.00286.xgydF4y2Ba

G.吉尔克里斯特，M.马洛里和F.默克尔，2005。当地的生态知识是否有助于野生动物管理?候鸟个案研究。gydF4y2Ba生态和社会gydF4y2Ba10(1): 20。(在线)网址:gydF4y2Ba//www.dpl-cld.com/vol10/iss1/art20/gydF4y2Ba

Gorrod, E. J.和D. A. Keith. 2009。植被状况实地评估的观察者变化:对生物多样性保护的意义。gydF4y2Ba生态管理与修复gydF4y2Ba10:31-40。gydF4y2Bahttp://dx.doi.org/10.1111/j.1442-8903.2009.00437.xgydF4y2Ba

Hernandez-Stefanoni, J. L.， J. B. Pineda和G. Valdes-Valadez。2006.比较利用土著知识和分类排序技术评价热带森林植被的物种组成和结构。gydF4y2Ba环境管理gydF4y2Ba37:686 - 702。gydF4y2Bahttp://dx.doi.org/10.1007/s00267-004-0371-8gydF4y2Ba

霍金斯，C. N.库克，R. W.卡特和R.詹姆斯，2009。问责制、报告还是管理改进?澳大利亚新南威尔士州公园状况评估系统的发展。gydF4y2Ba环境管理gydF4y2Ba43:1013 - 1025。gydF4y2Bahttp://dx.doi.org/10.1007/s00267-009-9277-9gydF4y2Ba

亨廷顿，2000年。科学利用传统生态知识:方法与应用。gydF4y2Ba生态应用程序gydF4y2Ba10:1270 - 1274。gydF4y2Bahttp://dx.doi.org/10.1890/1051 - 0761 (2000) 010 (1270: UTEKIS) 2.0.CO; 2gydF4y2Ba

国际自然保护联盟。1994.gydF4y2Ba保护区管理类别指南。gydF4y2Ba世界自然保护联盟，世界自然保护联盟国家公园和保护区委员会在瑞士格兰德和英国剑桥的世界自然保护监测中心的协助下。gydF4y2Ba

基思，D.和E.戈罗德。2006。植被状况的含义。gydF4y2Ba生态管理与修复gydF4y2Ba7: S7-S9。gydF4y2Bahttp://dx.doi.org/10.1111/j.1442-8903.2006.00285.xgydF4y2Ba

库纳特，t.g.马丁，S. P.格里菲思，2010。在贝叶斯生态模型中引出和使用专家知识的指南。gydF4y2Ba生态学通讯gydF4y2Ba13:900 - 914。gydF4y2Bahttp://dx.doi.org/10.1111/j.1461-0248.2010.01477.xgydF4y2Ba

劳尔，M.和S.阿斯瓦尼，2008。结合土著生态知识和多光谱图像分类在大洋洲海洋栖息地制图。gydF4y2Ba海洋及海岸管理gydF4y2Ba51:495 - 504。gydF4y2Bahttp://dx.doi.org/10.1016/j.ocecoaman.2008.04.006gydF4y2Ba

劳尔，M.和S.阿斯瓦尼。2009。作为地点实践的土著生态知识:了解所罗门群岛西部渔民的知识。gydF4y2Ba美国人类学家gydF4y2Ba111:317 - 329。gydF4y2Bahttp://dx.doi.org/10.1111/j.1548-1433.2009.01135.xgydF4y2Ba

利迪，1949年。俄亥俄州野鸡筑巢调查基于对农民的采访。gydF4y2Ba野生动物管理杂志gydF4y2Ba13:274 - 286。gydF4y2Bahttp://dx.doi.org/10.2307/3795869gydF4y2Ba

乐乐，s.r.和K. L.艾伦，2006。关于在生态分析中使用专家意见:一种频率论方法。gydF4y2BaEnvironmetricsgydF4y2Ba17:683 - 704。gydF4y2Bahttp://dx.doi.org/10.1002/env.786gydF4y2Ba

洛扎诺-蒙特斯，h.m.， T. J.皮彻和N.哈根，2008。加利福尼亚湾上部环境和认知基线的变化。gydF4y2Ba生态学与环境前沿“，gydF4y2Ba6:75 - 80。gydF4y2Bahttp://dx.doi.org/10.1890/070056gydF4y2Ba

马歇尔，G. N.， C. B. Wortman, J. W. Kusulas, L. K. Hervig，和R. R. Vickers, Jr. 1992。区分乐观与悲观:情绪和性格基本维度的关系。gydF4y2Ba人格与社会心理学杂志gydF4y2Ba62:1067 - 1074。gydF4y2Bahttp://dx.doi.org/10.1037/0022-3514.62.6.1067gydF4y2Ba

马丁，t.g.， M. A. Burgman, F.费德勒，P. M. Kuhnert, S. Low-Choy, M. McBride, K. Mengersen. 2012。吸引保育科学方面的专家知识。gydF4y2Ba保护生物学gydF4y2Ba26:29-38。gydF4y2Bahttp://dx.doi.org/10.1111/j.1523-1739.2011.01806.xgydF4y2Ba

麦格雷戈,d . 2000。加拿大传统生态知识研究的现状:理论与实践的批判。436 - 458页gydF4y2Ba在gydF4y2BaR.拉利伯特、P.塞特、J.瓦尔德拉姆、R.英尼斯、B.麦克杜格尔、L.麦克贝恩和F.巴伦编辑。gydF4y2Ba加拿大本土研究中的表达。gydF4y2Ba萨斯喀彻温大学扩展出版社，萨斯卡通，加拿大。gydF4y2Ba

莫勒，H.， F. Berkes, P. O. Lyver和M. Kislalioglu. 2004。结合科学和传统生态知识:监测种群共同管理。gydF4y2Ba生态和社会gydF4y2Ba9(3): 2。(在线)网址:gydF4y2Ba//www.dpl-cld.com/vol9/iss3/art2/gydF4y2Ba

保利,d . 1995。趣闻轶事和渔业基线变化综合症。gydF4y2Ba生态学与进化趋势gydF4y2Ba10:430。gydF4y2Bahttp://dx.doi.org/10.1016/s0169 - 5347 (00) 89171 - 5gydF4y2Ba

Plous, s . 1993。gydF4y2Ba判断和决策的心理。gydF4y2BaMcGraw-Hill，纽约，美国纽约。gydF4y2Ba

尚托,j . 1992。心理学家的观点与此相反。页面11-23gydF4y2Ba在gydF4y2BaG.赖特和F.博尔杰，编辑。gydF4y2Ba专业知识和决策支持。gydF4y2Ba全体会议，纽约，纽约，美国。gydF4y2Bahttp://dx.doi.org/10.1007/978-0-585-34290-0_2gydF4y2Ba

斯塔夫，J. G.欧巴，I.诺达尔和N. C.斯坦塞思，2007。肯尼亚图尔卡纳河森林的传统生态知识:对研究和管理的影响。gydF4y2Ba生物多样性和保护gydF4y2Ba16:1471 - 1489。gydF4y2Bahttp://dx.doi.org/10.1007/s10531-006-9016-ygydF4y2Ba

萨瑟兰，W. J. 2006。预测环境变化的生态后果:方法综述。gydF4y2Ba应用生态学杂志gydF4y2Ba43:599 - 616。gydF4y2Bahttp://dx.doi.org/10.1111/j.1365-2664.2006.01182.xgydF4y2Ba

萨瑟兰、A. S.普尔林、P. M.杜尔曼、T. M.奈特。2004。基于证据的保护的需要。gydF4y2Ba生态学与进化趋势gydF4y2Ba19:305 - 308。gydF4y2Bahttp://dx.doi.org/10.1016/j.tree.2004.03.018gydF4y2Ba

斯威斯古德，R. R.和J. K.谢帕德，2010。保护生物学家的文化:让我看到希望!gydF4y2Ba生物科学gydF4y2Ba60:626 - 630。gydF4y2Bahttp://dx.doi.org/10.1525/bio.2010.60.8.8gydF4y2Ba

联合国环境规划署(环境署)。1993.gydF4y2Ba《生物多样性公约》。gydF4y2Ba生物多样性公约秘书处，里约热内卢de Janiero，巴西。gydF4y2Ba

沃恩，N, E. A.卢卡斯，S.哈里斯和P. C. L.怀特，2003。欧洲野兔栖息地协会gydF4y2Ba天兔座europaeusgydF4y2Ba在英格兰和威尔士:对农田管理的影响。gydF4y2Ba应用生态学杂志gydF4y2Ba40:163 - 175。gydF4y2Bahttp://dx.doi.org/10.1046/j.1365-2664.2003.00784.xgydF4y2Ba

伍德威尔，1989年。论生物贫乏的原因。gydF4y2Ba生态gydF4y2Ba70:14-15。gydF4y2Ba