洞察力，一部分的特别功能跨全球环境和尺度的生态系统服务权衡

生态系统服务和利益相关者偏好的权衡:评估冲突、障碍和机会

• 摘要
• 简介
• 方法
  • 生态系统服务权衡的环境经济框架
  • 工作坊式的权衡情况分析
• 结果
  • 提出了分析协议
  • 权衡框架为冲突提供洞察的具有挑战性的情况类型
• 讨论
  • 在参与式规划和冲突解决中使用框架
  • 优点、缺点和限制
• 结论
• 对本文的回应
• 致谢
• 文献引用

介绍

可持续性科学中的许多方法利用生态系统服务的概念来表征人类福祉与环境的相互依存关系。生态系统同时产生多种服务，尽管通常不可能管理生态系统以同时最大化所有服务，因此可能会发生权衡(López-Ridaura等，2002,Polasky等，2008,Smith等，2012)。我们使用术语“权衡”来描述当土地使用或管理决策导致一项服务的增加和其他一些或一些服务的减少时所发生的情况。供应服务和调节服务之间的权衡似乎特别普遍，前者的收益来自从生态系统中提取一些食物、纤维或其他物质产品，或通过改造生态系统来促进物质产品的供应，后者的收益则来自于在获得供应服务时破坏生态过程的完整性，从而降低(Bennett et al. 2009)。

生态系统服务之间的权衡会在自然资源管理、开发和规划中产生冲突。由于生物、生态和物理系统(下文称为“生物物理”)的内在限制，可能会发生权衡。然后，由于不同的服务用户和其他涉众持有不同的偏好，可能会产生冲突(Martín-López et al. 2012)。生物物理限制的一个例子是，木材采伐可能对地下水补给等调节服务产生消极影响。依赖地下水的群体与依赖木材的群体之间可能会发生冲突。解决这些冲突需要认识到基于生物物理的权衡的本质，并协调利益相关者对这些服务的不同偏好。缺乏对利益相关者价值观之间差异的明确认识，是努力理解权衡的影响和确定可行和可持续的解决方案的一个关键挑战。如今，生态系统服务评估方法更普遍地认识到有必要将生物物理约束与作为冲突来源的价值区分开来，这一点在Daily等人(2009;服务和价值观)，Mouchet等人(2014;供给侧和需求侧的关联)，Yahdjian等人(2015; supply and demand trade-offs).

Cavender-Bares等人(2015)提出了一个可持续性框架(SF)，该框架从生态系统服务冲突的两个维度描述了生态系统服务权衡:生物物理约束和不同的价值。SF在很大程度上是从生态学和经济学的基本原理发展而来的，其目的是证明它在分析和理解涉及生态系统服务权衡的现实情况中产生的冲突方面是有用的。在一系列研讨会的过程中，我们(1)通过将SF方法应用于一系列假设和经验的情况，探索了SF方法的有用性，(2)为其实际使用开发了一个原型方法。我们开发了一个在现实案例研究中使用SF的逐步过程，并综合了从练习中获得的见解，以确定潜在的权衡情况类型，对于这些情况，框架可以作为一个特别有用的分析工具。

方法

生态系统服务权衡的环境经济框架

Cavender-Bares等人(2015)在本专题的第一篇文章《跨全球环境和尺度的生态系统服务权衡》中提出的SF描述了两种生态系统服务之间的权衡。SF的第一个“层”使用了生产可能性边界(PPF)的基本经济学概念。PPF表示服务A的每一生产水平可能产生的服务B的最大数量(图1A;Bator 1957)。在资源经济学中，这已成为描述生态系统服务之间权衡的日益常见的工具(Polasky等人2008,Kline和Mazzotta 2012, Smith等人2012)。Cavender-Bares等人(2015)指出，在生态过程和可再生资源的情况下，前沿是代表影响相关两种服务产量的生态相互作用方程组的平衡解。坐标轴也可以表示使用综合度量、指示器或代理进行评估的服务束。例如，森林覆盖率可能与水质、碳封存和生物多样性的维持呈正相关。该模型不需要对生态系统服务进行货币估值。基于理论或经验观察到的控制生态系统服务共同生产的关系，可以将生态系统服务的任何定量度量与另一生态系统服务进行对比。 It is important to recognize that management practices and technology shape the PPF. Exploring how technology or management regimes can change the PPF is indeed one of the ways we believe this framework can be useful in navigating trade-offs.

SF的第二层评估了人类对权衡的生态系统服务的不同可能组合的偏好。尽管PPF上的所有要点都是有效的，但它们未必对所有利益相关者都是同样可取的。权衡参数空间中的每个点都为特定的利益相关者提供了一定程度的满意度，经济学家称之为效用。这些效用值可以图形地叠加到权衡参数空间上;效用相等的点画为等斜线或无差异曲线(图1B)。当效用最大的等斜线与PPF相切时，该特定利益相关者从提供生态系统服务中获得最大的可能满足。这一点可以作为土地利用或管理的最佳目标。

利益相关者群体的特征可能是一个广义的、具有代表性的效用函数，该效用函数反映了他们基于生计、文化价值、经济前景等方面的相似性的共同偏好。人们的偏好不仅受到与这两种服务相关的直接利益的影响，还可能受到利益攸关方的世界观、对自然的价值观以及自然对高质量生活的好处的影响。规范以及身份和历史的影响也可能在利益相关者对不同生态系统状态的偏好上发挥作用(Martín-López et al. 2012)。因此，效用函数可以隐式地集成涉众与所绘制的权衡服务的不同级别相关联的其他价值和服务。用于评估价值的量化方法，如声明或显示的偏好，显示了利益相关者的效用，从而可以捕获影响两种权衡服务的不同级别偏好的价值和考虑因素套件(De Groot等人，2010年，Chan等人，2012年)。例如，森林-作物马赛克中的小农可以通过将他们的整个土地转化为作物来赚取更多的钱，但由于他们将失去获得野生植物食物、圣地或文化景观美学的价值，当景观的很大一部分仍然是森林时，他们的效用可能是最高的。当不同利益相关者群体的效用函数映射到第一层时，即权衡PPF，这可以揭示群体对服务的最佳平衡有着相当不同的偏好(图1C)。

框架的两层捕获系统的状态，包括生物物理和技术限制、与权衡相关的可能的最佳效率以及利益相关者的偏好。该框架可以形式化地或图形化地应用，以评估给定系统的状态。在此图形表示上，可以绘制当前提供的两种服务的实际水平(图1C)。相对于不同涉众所期望的最优，服务的实际水平的可视化可以为具有不同背景的参与者提供一个可访问的工具，用于讨论障碍、实现因素和对期望的未来轨迹的相互冲突的偏好。

工作坊式的权衡情况分析

当SF最初开发时，同样的研究人员举行了一次研讨会，以更仔细地探索该框架的实际用途，并为其实现开发一个协议，以促进分析和管理决策。参与者包括来自三个学术机构的五名教师和五名研究生。他们正在进行的研究涉及一系列社会生态环境中的生态系统服务。

为期1.5天的研讨会以对SF可能提供的实际用途的一般性讨论开始。然后，我们设计了五个步骤，通过这些步骤，在参与环境中，与关注土地使用和管理决策的多个利益相关者有效地实现效用。四名参与者轮流完成拟议的过程，使用他们的主要研究背景作为案例研究。演讲者被要求在他们的系统中找出一种重要性的权衡。所有案例都探讨了供应服务和权衡非供应资源的联合生产。案例研究代表了四种不同的粮食生产系统:墨西哥的养牛场;墨西哥的牛油果和玉米农业;肯尼亚自给自足的畜牧业;以及坦桑尼亚的小豆蔻、玉米和木薯种植业。确定了权衡后，目标是让陈述者提供关键信息，并领导一个协作过程，根据五个分析步骤来描述他们的案例研究，即推导出图2中所示的信息。

每个推荐人使用不同的信息来源，为他们的案例研究推导出假定的PPF的图形表示。在墨西哥的案例中，ppf的绘制反映了经验衡量的权衡(González-Esquivel等人，2015;F.莫拉，P.巴尔瓦内拉，E. García-Frapolli, A.卡斯蒂略，J.特里勒拉斯，D.科恩，未出版的手稿)．肯尼亚案例PPF是旱地广义阈值植被动态的图形表示(1977年5月，Scheffer等，2001年)。在坦桑尼亚的案例中，PPF反映了测量的农业实践-森林覆盖关系(Mwampamba 2009, Mwampamba and Schwartz 2011)和不同作物当前市场价值趋势的定性表征(T. Mwampamba，个人沟通)．每位演讲者基于对利益相关者价值观和生态系统服务偏好的了解，为利益相关者群体提出了假定的效用函数。该小组反复讨论并完善拟议的协议，以应对出现的挑战和新机会。两名研讨会参与者撰写了一项研究，利用SF分析了一个涉及美国中西部玉米生产的案例研究(Ewing和Runck 2015)。尽管我们没有时间在研讨会期间完成他们的案例研究，但他们的文章展示了来自实证研究的ppf，并讨论了系统的其他相关组件。我们根据分析程序的五个步骤来解释他们的发现，并与他们保持一致，以确保我们正确地描述了系统。

穿插在案例研究演示之后，我们描述了我们预期该框架在规划和解决冲突方面特别有用的情况的类别。我们还讨论了该方法的实用性、优点和缺点。通过使用诸如参与性、生态系统服务、估值和多方利益相关者偏好等搜索词对其他参与性和估值方法进行文献搜索，对讨论进行了了解和背景分析。

结果

我们设想该框架作为一个参考点，作为一种参与性工具加以实施，以便理解权衡取舍，确定障碍和克服障碍的潜在有利因素。该项目的第一个关键成果是制定一项协议，通过该协议可以实现该框架。基于我们使用案例研究和伴随讨论的协议的“测试驱动”，下一个关键结果是确定了四种具有挑战性的情况的一般类型，我们相信SF评估协议可以产生建设性的见解。

提出了分析协议

前三个步骤是科幻小说本身的基础。第一步是确定两种需要权衡的生态系统服务。第二步是为这些服务派生并绘制PPF图，作为框架的第一层。第三步是识别不同利益相关者群体的效用函数，将其各自的无差异曲线叠加到图上，并在PPF上确定每个利益相关者群体效用最高的点。在此阶段，还可以绘制系统当前两种服务的产出，并可视化变化的轨迹将如何影响不同涉众组的效用。为了将SF扩展到其在资源管理和冲突解决中的预期应用，第四步是在图上进行反映，评估涉众是否对系统的未来变化有不同的偏好，并考虑在未来实现更有效、可持续和相互接受的折衷水平的限制条件和障碍。第五步是对潜在的促成因素和策略进行创造性的评估，这些因素和策略将解决第4步所揭示的局限性和紧张关系。

我们将逐步协议应用于四个案例研究，结果如图2所示。在案例研究的讨论中，我们试图确定框架如何帮助我们理解和解决每个案例研究中提出的潜在挑战。在这样做的过程中，我们确定了三种具有挑战性的情况，它们作为通用的、横切的问题类型出现，协议为这些问题生成了分析见解。我们还讨论了第四种具有挑战性的情况，这在我们的案例研究中没有得到举例说明。我们根据四种具有挑战性的情况组织了我们的结果展示，因为它们提供了一个更广义的概念，即我们认为在理解系统动力学和可持续性影响方面，协议的使用可以在哪些方面产生成效。我们将详细说明图2中的案例研究，以提供具有挑战性的情况的说明。我们用文献中的例子来说明第四个挑战。我们认识到，这不是该框架可能有用的唯一潜在情况，但它们对我们来说是突出的挑战，有助于组织我们的审议结果。

权衡框架为冲突提供洞察的具有挑战性的情况类型

挑战情况1:效用函数中利益相关者依赖的变化

图2中的案例研究A(墨西哥)、B(美国中西部)和C(坦桑尼亚)说明了挑战情况1。在一个区域和空间尺度内，不同的土地使用者可能有明显不同的优先事项，从而有不同的效用功能。这一挑战正是SF设计的目的，它在分析方案的前三步中被可视化地展示出来。

案例研究A(图2A)提供了一个例证:SF是为了将墨西哥西部干旱森林地区不同利益相关者的效用功能冲突可视化，那里的牧场主使用不同的土地利用方法。单一的PPF描述了在现有农林复合技术下，在小区空间尺度上(约1-5公顷)可能实现的牲畜饲料生产和森林木质生物量组合的范围(图2A，步骤2)。然而，分析的步骤3显示，所有利益攸关方群体都旨在增加服务，但他们在沿着PPF提供的首选服务组合方面存在很大差异，导致目标高度差异(图2A，由于利益相关者群体将木本植被的丰富性与不同程度的经济、规范和文化服务价值联系在一起，因而产生了不同的效用优化。在图2的步骤3中，案例研究B(美国中西部)和C(坦桑尼亚)也包括不同利益相关者群体的效用函数，说明了利益相关者偏好之间类似的潜在紧张关系。

当不同群体的目标集中在不同的空间尺度上时，可能会出现一些利益相关者依赖的偏好差异。这方面的一个全球重要例子是，在欠发达的热带国家生物多样性更集中的广泛地理趋势(Cavender-Bares et al. 2013)。国际保护组织利用政治压力和激励措施鼓励保护栖息地以保护生物多样性，而当地社区(在许多情况下是自给和小规模农民)强烈倾向于提高农业生产力以满足最低生计需求(Sunderlin et al. 2005, García-Barrios et al. 2009)。在实现可持续发展的斗争中，在更大的政策决策中忽视地方偏好是一个反复出现的问题(Muradian et al. 2013)。SF提供了一种通过由不同利益相关者持有的竞争性效用函数来可视化这种紧张关系的方法。

挑战情况2:确定是否以及如何实现双赢结果

图2中的案例研究A(墨西哥)、B(美国中西部)和C(坦桑尼亚)说明了挑战情况2。可持续发展的目标是改善生计，同时维持维持地球上生命的生态进程。翻译成两种服务权衡的例子，政策制定者的目标往往是同时增加提供和规范服务，即产生双赢的结果。双赢也可以指多个利益相关者群体的效用同时增加。这是一个非常重要的区别，这个框架允许人们从生物物理限制和利益相关者偏好两方面评估双赢提议的可行性。

在图1C所示的广义示例中，SF图说明了PPF中实际上存在可持续提高两种服务产量的可用参数空间。然而，该图也揭示了一些向PPF的转变实际上可能导致一些利益相关者的效用下降。重要的是，该图还可以证明，在某些情况下，尽管一个利益相关者群体的言论，但实际可行的双赢选项可能并不存在于被检查的两个服务，这要么是因为PPF的强凹性，要么是因为不同利益相关者的效用函数有强烈的对比。在这种情况下，附带付款可能是补偿一些利益攸关方所遭受效用损失的一种方法，但要认识到并非所有服务都可以通过金融机制替代。

在我们的三个案例研究中，SF有助于说明是否以及如何实现双赢结果。回到来自墨西哥的案例研究A，步骤4使用系统状态图来确定两个潜在障碍:高度凹的PPF和不同利益相关者的高度对比的效用函数。在这种情况下，沿效率边界的任何点都不能代表相互接受的结果。然而，在第5步中，我们考虑了改进的农林业做法的潜在影响，这些做法为牲畜放牧保留了草地，并提供了树木覆盖。这将减轻权衡的严重程度，创造一个更凸的PPF(图2A，步骤5，虚线黑线)，它将打开参数空间，允许更高的木材生物量和更高的牲畜饲料产量，从而实现生物物理权衡方面的双赢结果。许多牧场主认识到，木本饲料在一年中干旱时期非常重要，可以帮助保护土壤，并为牛提供阴凉(F. Mora, P. Balvanera, E. García-Frapolli, A. Castillo, J. Trilleras和D. Cohen，未发表的数据)．这提供了一个潜在的促成因素;如果通过信息活动或点对点学习来分享这些改进的农林复合做法，农民的强烈偏好可能会被重塑，包括接受牧场上更多的林木覆盖(图2A，步骤5，虚线红色)。事实上，集约化牧场主越来越认为农林复合经营是一种可行的双赢选择。通过改进农用林业技术和提高对其多重效益的认识，将形成一个能向每个利益攸关方群体提供可接受效用水平的区域(图2A，步骤5，黄色区域)。

案例研究B，包括美国中西部的大规模玉米生产，是另一个可以通过技术进步来扩大目前的PPF(图2B，步骤2)，从而创造更有利的权衡参数空间的案例。Ewing和Runck(2015)在对爱荷华州和明尼苏达州南部的县进行的分析中发现，工业化农业操作接近或达到了其化肥应用技术所能达到的最高效率。换句话说，他们使用了尽可能多的化肥，但并没有多很多，因为化肥成本是工业化农业管理的一个关键考虑因素。土壤和自然资源保护机构的目标是与农民合作，在不影响产量的情况下减少化肥的过量使用和对环境的影响(图2B，步骤3，蓝色效用水平曲线)，这一策略可能不是为化肥公司工作的推广代理人优先考虑的。现在，精确技术可以根据当地的植物需求和土壤条件来确定肥料的施用量。模拟模型表明，如果施肥在空间上得到优化，供应产量可以保持或增加，同时改善由更高质量的地表水条件提供的调节生态系统服务(图2B，步骤5)。改进的技术提供了一种在不影响作物产量的情况下提高水质的策略。

在案例研究C中，SF被用来考虑替代生产系统作为坦桑尼亚高地林区转换种植系统的可能双赢结果。在坦桑尼亚的山区农业区，农民可以种植小豆蔻或玉米和木薯作为经济作物(图2C)。由于小豆蔻可以在阴荫下种植，而玉米和木薯的产量会随着阴荫的增加而下降，这两种截然不同的作物生产系统在维持生物多样性方面具有明显不同的权衡曲线(图2C，步骤2)。从玉米种植转向小豆蔻种植可以产生更多的收入，并保持更多的生物多样性，从而提供更广阔的双赢参数空间。然而，如果我们考虑从玉米到小豆蔻的系统的时间轨迹，我们会遇到小豆蔻灌木和树木覆盖成熟所需时间的低供应的挑战(图2C，步骤5，左边虚线箭头)。如果农民有资格通过减少森林砍伐和退化造成的排放或生态系统服务付费等项目在这一滞后期间获得再造林补贴，这可以减少他们的短期转换成本(Mwampamba 2009年)，并成为一个使能因素。

挑战情况3:具有不确定性、陷阱和弹性区域的动态系统

图2中的案例研究D(肯尼亚)说明了挑战情况3。生态动力学可以在不同的时间尺度上发挥作用。在短期内，生物物理边界实际上是可以被超越的，但这意味着所获得的利益是不可持续的。在PPF位置存在不确定性的系统中，以及在显示阈值行为和交替稳定状态的系统中，超过边界的可能性值得谨慎考虑。

案例研究D涉及半干旱牧场(图2D)，该生态系统对其潜在阈值行为进行了充分研究(Rietkerk et al. 1996, Scheffer et al. 2001, Bestelmeyer 2006)。在这种情况下，供应服务是牲畜消耗的饲料，这与饲养密度成正比。调节服务是剩余的多年生植被的完整性，它们必须坚持下来，以捕获降雨，并确保在下一个季节牧草的再生。如果放牧压力超过阈值强度，生态系统可能会越过功能阈值，超过该阈值，非生物条件(土壤表面封闭、径流)会产生生态水文反馈，导致牧草产量大幅降低，即使放牧强度降低(King和Hobbs, 2006年，Turnbull等，2012年)。如May(1977)所示，在中等放牧强度下，平衡解(以及PPF)有两个可选域:一个是植被相当完整的阈值前区域，一个是植被非常少的阈值后退化状态(图2B，步骤2)。这种情况被描述为不连续的PPF，其可达到状态取决于是否已跨越阈值。

由于大多数牧场主和牧民的效用函数可能倾向于最大的可持续畜群，因此管理目标将是PPF上段畜群规模最大的点(图2D，步骤3)。不幸的是，该点也是一个分岔点，如果超过该分岔点，将导致向较低生产率的阈值转移。要使该系统恢复，必须大大降低放牧强度，并可能导致从牲畜中提供的生计水平低得令人无法接受。分岔点不一定是固定的。在降雨量少的情况下，它可能会向内转移，导致在以前可能被支持的放牧强度下的崩溃。这说明了在我们所称的“弹性区域”内以低于优选最佳放牧强度的方式制定管理目标的谨慎性(图2D，步骤5)。在大量的自然资源系统中，我们看到了意外，即由于对非线性的理解不足、对人类影响的低估或未能考虑到时间变化而导致的生态系统的意外变化(Carpenter et al. 2009)。SF可以帮助说明，如果超过阈值会带来转移到退化状态的风险，那么最大化效率可能不是最有弹性的策略。

挑战情况4:生物物理权衡的空间和尺度依赖性变化

图3用一个来自墨西哥的文献例子说明了挑战情况4。人们普遍认识到，生态系统服务权衡的生物物理约束根据评估的位置和空间尺度有很大差异(Rodríguez et al. 2006, Costanza et al. 2007, Nelson et al. 2009)。然而，我们的研讨会并没有审查一个直接处理ppf在不同尺度上的案例研究。因此，我们对这种情况的讨论来自已发表的例子。

例如，在墨西哥，尤卡坦半岛的喀斯特土壤限制了农业生产力(Duch 1995)，但这些地区具有高度的生物多样性(Ibarra Manriquez et al. 1995)。相比之下，墨西哥西北部地区土壤肥沃，有灌溉条件，可以支持农业高产，但当地特有物种的比例较低(Arriaga et al. 1997)。这两个地区将有明显不同的ppf形状(图3，曲线A和C)。墨西哥中部的中间地区拥有马赛克般的谷底，肥沃的土壤和丘陵，拥有特有的生物多样性(González-Esquivel等，2015;图3，曲线B)。基于对不同区域土地利用的最优分配，这些区域PPF可以聚合起来生成国家层面的PPF(图3，曲线D;计算详见附录1)。实际上，根据提供供应和调节服务的生物物理适宜性，将大片土地分配给农业或保护，即所谓的“节约土地”战略(Fischer et al. 2008)，将获得最有效的服务产量。

在墨西哥的例子中，国家层面的土地节约战略将需要在尤卡坦半岛进行大规模的保护留用和最低限度的当地粮食生产(图3，曲线a)，而集约化的粮食生产将集中在墨西哥西北部经过改造的景观中，减少当地的调节服务(图3曲线C)，而国家中部将保持农业地区和高生物多样性地区的马赛克(图3，曲线C)。曲线B)。尽管在国家尺度上进行了效率优化，但该策略对当地居民来说可能不是最优的，他们可能更喜欢能够产生调节和提供生态系统服务的地方平衡的土地共享策略，或者他们可能更喜欢收入最大化，无论他们的生态区域如何，即使它不会对国家目标做出最优贡献(García-Barrios et al. 2009, Perfecto和Vandermeer 2010)。

跨空间的权衡变化很容易用框架的第一层表示:确定ppf。事实上，许多研究已经采用这种方法来生成异质性景观上生物多样性维持和提供服务的空间优化ppf (Nelson et al. 2008, Polasky et al. 2008, Kline and Mazzotta 2012, White et al. 2012)。由于生态系统服务产量可以随着空间规模的增加呈现非线性增长(Koch等人，2009年，Laterra等人，2012年)，聚合服务产量可能需要对框架进行数学而非定性的应用。此外，跨区域的扩展和聚合需要对跨区域服务可替代性的知识或假设。例如，如果有兴趣的调节服务被索引为物种多样性，分析将结合区域特定的物种-面积曲线和被考虑的分类单元的地方性，并将考虑空间单位的邻接性来计算在类似土地利用实践下的面积(Nelson et al. 2009)。

当绘制ppf以反映不同的空间尺度时，应用框架的第二层，效用函数的叠加是更有问题的。当只考虑一个空间尺度时，确定当地利益相关者在其本地PPF上最希望的点是图形化的。理解它们的效用函数如何跨尺度变化，并将其与更大规模的代理的效用协调起来，这是一个重大挑战。当地利益相关者的偏好可能只关注于当地的权衡，而更大规模的利益相关者的偏好可能在不同程度上同时包含大规模目标和对当地福祉的关注(Roe和Walpole 2010, Kari和Korhonen-Kurki 2013)。由于利益相关者价值的尺度依赖性变异性和生态系统服务产出的非线性缩放，在多个空间尺度上将价值与权衡结果关联起来的实践存在巨大的复杂性空间(Hein等人，2006年，Ernstson等人，2010年，Daw等人，2011年)。在许多研究项目中，协调多个空间尺度上的权衡是一个显著的主题，这些项目试图促进生态系统服务概念在可持续性科学和可持续发展中的适用性(例如，Hein等人2006,Biggs等人2007,Müller等人2010,Haase等人2012,Labiosa等人2013)。开发和评估这一框架在这方面的潜在效用是正在进行的积极研究领域。

讨论

在本研究中，我们开发了一种实施SF的方法来分析生态系统服务权衡，并将这些概念应用到案例研究中，并确定了四种情况，在这些情况下，框架有助于绘制出权衡的本质，突出冲突偏好，识别障碍和促成因素。我们现在回顾我们的研讨会经验和现有的参与性评估文献，以考虑两个主题:(1)在参与性环境中应用该框架的假定指导方针;(2)该框架的主要优点、缺点和限制。

在参与式规划和冲突解决中使用框架

在为在现实世界的参与过程中实施SF议定书提出建议时，我们反思了研讨会经验和参与性评估的文献，为议定书的每一步提供了假定的指导方针。我们设想，参与式过程将开始协议的第一步，关注已知的权衡，存在研究派生的和本地的知识库，可以用来描绘或计算效率边界和描述利益相关者效用。在我们审查的每一个研讨会案例研究中，至少有一些利益相关者意识到并关注他们系统中的生态系统服务权衡，并且有关于这种权衡的科学或经济研究的知识。我们发现，在选择用于x轴和y轴的变量或指标时，需要反复讨论冲突本身，以及系统的生物物理动力学，以确定在这两种情况下都有意义和可处理的变量。在一个参与性的环境中，我们希望由熟悉利益相关者分歧和生物物理条件的参与者进行促进，这将是有用的，也许是必要的，以启动这一进程。我们预计，促进者将需要调整定向过程，以考虑到参与的涉众的识字水平和他们对信息的图形表示的熟悉程度。

对于协议的第二步，即推导PPF，该框架可用于使用数学模型(如Nelson et al. 2009)或经验数据(如González-Esquivel et al. 2015)进行定量分析。另外，我们认为，使用这个框架进行假设或图形化分析，就像我们在研讨会上所做的那样，也可能有助于理解冲突和可视化解决方案。我们设想，利益相关者团体，无论是单独的还是联合的，将通过一个产生假设的ppf的过程，在具有生态专业知识的促进者或参与者的投入下工作。我们预计，促进工作将有助于初步解释和保持对前沿概念的关注，因为它代表可持续获得的服务的联合水平。共同生成PPF的目标是建立对可能实现的服务平衡的共同认识。

对于协议的第三步，即为利益相关者提出效用函数，我们使用了参数空间中不同点之间的假设比较声明偏好，从PPF沿线的点开始。发言者试图把重点放在整体的偏好上，这样其他服务和偏好的嵌入价值也能得到反映。他们本质上是在试图猜测一个利益相关者会给出的答案，如果被问到，“假设未来看起来像a，而未来看起来像B，你更喜欢哪一个?”然后，用同样的方法，他们考虑了参数空间的其他部分，以估计效用保持相等的地方。从这种迭代探索中，绘制了效用无差异曲线。我们设想，这种迭代的、假设的方法将被证明在参与式环境中有助于引出偏好。其他参与式规划和分析协议有效地使用了视觉和偏好排序方法(Lynam等人，2007年，Plieninger等人，2013年)，因此我们预计它们也可以用于帮助定义SF背景下的效用函数。

一旦描述系统状态的两层被协同生成，并将当前的服务收益绘制到该图表上，结果就像其他参与式规划工具一样，将为协议的下一步提供可视化基础:关于目标、障碍和更可持续发展轨迹的实现因素的探索性讨论(Lynam et al. 2007, Castella 2009, Grêt-Regamey et al. 2013)。由于该框架的双层结构，参与过程可以分离出增强可持续性的两个重要维度:(1)系统发展方向上的生物物理约束;(2)基于价值的决策、障碍和关于系统应该走向的赋能策略。

为了启动第4步，即识别障碍，我们建议参与者首先讨论ppf和系统在参数空间中的当前位置。如果系统当前的性能远远低于PPF，参与者可以探索和识别对提高效率构成障碍的具体因素。讨论将集中在社会、政治、经济和技术障碍上。一旦确定了障碍，就可以集中讨论克服这些障碍的有利因素。第二个问题是PPF本身的形状和位置。例如，如果PPF是强凹的，强制进行尖锐的权衡，参与者可以探索什么样的技术或管理改进会改变PPF的形状，从而为两种服务创造更有利的、可实现的收益。土地使用、政策或技术的变化可以扩大计划生育框架本身，为可持续、高产的资源使用机制创造更多“空间”。

在协议的第5步中，参与者寻求确定机会和促成因素。我们提出了一个讨论，重点是克服障碍和冲突的策略代表的第二层效用分歧。因为许多冲突根源于不同的价值观，所以可以使用该框架促进对不同涉众持有的不同目标的公开讨论。通过绘制每个利益相关者群体的对比效用函数，参与者可以更清楚地评估他们偏好的实际分歧的程度和点。通过确定一个参数空间区域，其中效用函数重叠以促进多个群体的价值，可接受区域可能被确定为一个共同的、共识的目标(如图2A中的案例研究a)。识别解决冲突的潜在空间的能力是该框架的一项重要资产。参与者可以探索政策、激励机制或教育举措如何改变利益相关者对效用的认知，并创造新的、互利的参数空间(Bryan 2013)。

优点、缺点和限制

目前开发的SF直接评估两种服务之间的权衡

在开发SF时，主要的目的是评估提供和非提供服务之间的权衡。评估的图形性质将其清晰、简单的解释力归功于低维度。但是只考虑两种服务也有缺点，同时也有进一步优化模型的机会。在探索的案例研究中，我们使用森林覆盖和草本生物量等生态条件作为非供应服务的代理(y轴)，因为系统的生物物理约束来自于这些状态变量和供应之间的生态关系。然而，在每一种情况下，该生态条件实际上代表了多个非供应服务，包括与所选指标相关的文化服务(图2，调节服务行)。框架没有显式地评估与所选指标相关联的多个服务之间的协同作用。然而，框架隐式地包含了额外的服务。

就利益相关者的偏好而言，文化服务通过效用函数隐式地进入了评价。文化服务产生于提供个人价值的非物质利益的生态条件(Daniel et al. 2012)。因为效用或偏好是从交换空间中的某一点获得的利益的总和，所以效用并不一定仅仅是因为经济价值，而是应该反映利益相关者与交换空间中的某一点相关联的文化服务、规范、历史和伦理。设计一种更清晰的方法，使这些嵌入的价值更加明确，有助于提高SF在解决冲突中的效用，这是一个值得进一步研究的主题(Chan et al. 2012)。

科幻小说区分了生物物理障碍和基于价值的障碍

生态系统服务的生物物理权衡和利益攸关方对这些服务的不同估值之间的明确区分，预计将有助于更好地将障碍和潜在解决办法相匹配，以便更有效地管理资源。如果SF协议揭示了PPF本身对可持续性造成的限制，这将指导与会者考虑生物物理解决方案。在其他情况下，如果由于不同利益相关者对效用的看法之间的紧张关系而产生障碍，解决方案可以使用社会过程，如参与规划、妥协和谈判、和解和适当的激励制度。在其他情况下，长期的社会、文化和制度驱动因素导致了效率极低的条件。例如，在墨西哥的案例研究A中，我们能够将生物物理障碍与潜在的技术赋能战略联系起来，而分析指出了知识共享战略，以克服由牧场主对森林砍伐的强烈偏好造成的基于价值的障碍。在坦桑尼亚的案例研究C中，克服短期障碍的财政激励可能有助于实现更理想的解决方案。

我们期望科幻小说的不同层次被证明有用的另一种方式是，从一开始就把注意力吸引到系统的生物物理极限上。有些理想的解决方案可能无法以可持续的方式实现。将规划或冲突解决过程围绕生物物理上可达到的服务水平的图形表示，可能有助于使审议集中于可达到的目标和必要的妥协。

SF可以说明同一服务级别的不同涉众值

该框架的一个显著优点是，在权衡情况下产生的服务数量和这些服务的效用之间有明确的区分，并且同时可视化。目前实践中的大多数生态系统估值方法都是基于经济的，往往模糊了数量和效用之间的区别，隐含地假设它们基本相同(De Groot 2006)。这种混淆可能源于这样一个事实，即我们使用术语“价值”来表示偏好(效用)和量化(数量)。即使在承认数量和值之间的区别的方法中，差异值的问题仍然会使人混淆。例如，在将生态系统服务纳入决策的框架中，戴利等人(2009)区分了生物物理过程和估值过程，他们解决了评估非供给服务(如文化服务)的挑战。但是，它们没有解决相同数量的服务的不同值的问题。《科幻小说》强调，数量和效用不一定一致，即使是为生计创造现金的供应服务也是如此。由于利益相关者群体将不同程度的历史、伦理和文化服务价值与给定的供应服务生产水平联系在一起，因此产生了不同的效用优化。我们相信，在诊断与生态系统服务权衡相关的基于价值的冲突的本质时，捕捉到这种差异是SF的一个关键优势。Mouchet等人(2014)和Yahdjian等人(2015)使用的供给侧和需求侧权衡类型学提供了其他区分生物物理约束和不同利益相关者价值的新方法，两份报告都承认决策需要两者之间的协调。 The simultaneous visualization of both dimensions of trade-offs in the SF may offer a tractable starting point for such reconciliation in participatory settings.

SF可以通过定性或数学方法利用，并可以解释生态系统服务之间的非线性和复杂的联系

在审查的案例研究中，ppf是使用理论、经验、定性和定量信息的不同组合得到的。我们发现这种灵活性是一种优势，因为每个演讲者都可以利用他们所掌握的任何形式的信息提出PPF。尽管每个案例的评估开始时都有一个普遍的概念，即更多的供应意味着更少的调节服务，但我们发现，每个系统的生物物理动力学中的非线性在每个案例中导致了不同形状的曲线，对利益相关者偏好差异的后续评估产生了不同的结果。

顺丰有望刺激和促进参与性利益相关者的讨论，并帮助建立共享的相互理解

尽管对生态系统服务进行了广泛的分析和建模，但到目前为止，将这些方法转移到参与过程中相对有限(Etienne等人，2011年)。然而，人们广泛认识到参与过程在建立对问题的共同理解和找到解决方案方面的重要性(Lynam et al. 2007, Reed 2008)。开发有效工具的努力正在加强，以促进生态系统服务估值和参与性规划/冲突解决。要使一个框架在参与式环境中作为评估工具很好地工作，它必须提供系统动态的有效和有用的表示，同时还必须足够简单和可访问，以供来自不同背景的非专业人士理解和使用。

通过将利益相关者的知识和经验与生态动力学和约束的科学知识结合起来，这一过程可以帮助参与者建立一个共同的因果关系思维模型，解释生态系统服务权衡的本质。建立共享心智模型作为促进合作、相互理解和适应性治理能力的重要步骤，在自然资源管理中越来越受到重视(Biggs等人，2011年，Jones等人，2011年，Stone-Jovicich等人，2011年，Grêt-Regamey等人，2013年)。该框架提供了一种新颖的方法，可以使用经验数据和利益相关者的经验来协作形成一个心理模型，并识别重要的信息空白。我们期望评估工具的可视性质，它代表所有利益相关者在一个共同的领域，也将有助于使概念更容易被参与者所理解。

框架的第二层，对不同利益相关者群体的效用函数进行思考和映射，需要多元思维，可以建立对不同群体动机和不满点的丰富相互理解，非常清楚冲突产生和持续的原因。由于该框架明确地认识到不同的利益相关者在整合经济、社会、伦理和其他价值的方式上是不同的，因此更明显的是，可能没有单一的“正确”价值可以分配给生态系统服务。然而，在自然资源冲突中，忽视或否认其他群体价值观的合法性往往是权力动态的关键部分(Brosius 2010);强大的党派可能会抵制该框架第二层的多元化方式。

虽然这种参与过程可能有助于确定机会，以创造更多相互喜欢的参数空间，但对权利、优先次序和权力的额外讨论也可能是必要的，以减轻这种情况下的冲突。利益相关者之间的权力不平衡很可能存在，最强大的人的资源使用决策可能会对一些利益相关者的效用产生负面影响。为了解决这一问题，该框架可用于确定权力较小的利益相关者的最低服务供应和可容忍的效用损失的下限，如果违反这一规定，将严重威胁生计(Leach等人，2010年)。认识到规模和权力动态通常是耦合的也是有价值的。这方面的例子可以在大规模水力发电干预中看到，在这种干预中，国家、能源部门和私营行为体可以设定资源使用的优先次序，以提高其效用，而多个当地的、无权的利益攸关方被剥夺了土地、生计和水的获取权(Matthews 2012)。

SF利用生物物理学和经济学的理解和表示动态的方法

在参与者来自不同学科背景的决策过程中，Smith和其他人(2012)发现，ppf是有效的边界对象，或系统概念化非常不同的群体之间共享的参照点。虽然这个过程是参与性的，因为利益相关者的投入是ppf热电联产的一部分，但它先天地受到限制，只能利用ppf而不是任何其他构造来表征系统。ppf本身反映了它们产生的科学和经济思维范式。尽管这些范式方法是当今可持续发展科学领域的基础(Clark 2007)，但它们可能忽略了其他利益相关者使用的知识系统。不同的非科学利益相关者可能从未以如此明确的方式考虑过生态系统服务权衡的动态;这种方法可能不容易理解。此外，为了使PPF保持可信度和合法性，这些利益相关者需要信任经验数据(如果它们存在的话)，信任为框架应用做出贡献的自然资源生态学家或经济学家，并在通过决定PPF形状的因果关系进行推理时彼此信任。至于涉众是否，或哪些，将与SF的方法有关并接受其系统的特性，这仍然是一个开放的问题。参与式愿景和规划过程在资源管理中越来越突出，支持者认为它们不仅比自上而下的方法更有效，而且更合法(Etienne et al. 2011)。以同样的方式，参与性过程通过实施和改进的迭代而进步(Castella 2009, Helming和Pérez-Soba 2011)，我们期望SF的实施能够带来新的经验教训和改进，从而提高其应用价值。

结论

Cavender-Bares等人(2015)提出了一个框架，旨在澄清生态系统服务权衡评估中生物物理约束和对比价值之间的区别。通过使用大量案例研究来“测试”框架，我们得出结论:当涉众有不同的价值观时，当系统中可能存在阈值时，当参与者试图确定是否以及如何真正实现双赢结果时，该框架可能是有用的。与跨多个尺度的估值相关的复杂问题是一个具有挑战性和关键的研究领域，以增强该框架的适用性，并在更广泛的可持续性研究中是一个充满活力的研究主题。

我们设想了在完全参与的环境中使用框架的优势和挑战。我们希望它能帮助参与者区分由系统的生物物理约束带来的挑战和因不同价值观而产生的挑战。该框架邀请多元化，可以与大量的货币和非货币估值技术一起使用，以确定利益相关者的效用。但是，我们认识到，由于这种方法基于对资源使用冲突的经济和生态观点，可能需要向从根本不同的角度看待人与环境关系的参与者深思熟虑地介绍这些概念。与参与环境中使用的任何单一框架工具一样，其有效性将取决于参与者在框架内工作的信任和意愿，以可视化其可持续性挑战。我们预计，当我们的研究团队和其他人在自然资源管理和冲突解决实践中使用该方法时，将了解到更多关于该框架的效用。

文献引用

阿里加，L.， C.阿吉拉，D.埃斯皮诺萨，R. Jiménez。1997.Regionalización ecológica y biogeográfica de México．Comisión墨西哥联邦区México市生物多样性国家会议。

巴托，1957年。福利最大化的简单分析。美国经济评论47:22-59。

贝内特，E. M.彼得森，L. J.戈登，2009。了解多个生态系统服务之间的关系。生态学通讯12:1394 - 1404。http://dx.doi.org/10.1111/j.1461-0248.2009.01387.x

贝斯特尔梅耶，2006。阈值概念及其在牧场管理和恢复中的应用:好的、坏的和潜在的。恢复生态学14:325 - 329。http://dx.doi.org/10.1111/j.1526-100X.2006.00140.x

比格斯，D.， N.阿贝尔，A. T.奈特，A.利奇，A.兰斯顿和N. C.班。2011。保护规划的实施危机:“心智模式”能有所帮助吗?保护信4:169 - 183。

比格斯，R.， C. Raudsepp-Hearne, C. Atkinson-Palombo, E. Bohensky, E. Boyd, G. Cundill, H. Fox, S. Ingram, K. Kok, S. Spehar，等。2007。跨尺度连接未来:关于多尺度情景的对话。生态和社会12(1): 17。(在线)网址://www.dpl-cld.com/vol12/iss1/art17/

布罗修斯，2010。保护权衡和知识政治。311 - 328页在N.利德-威廉姆斯，W. M.亚当斯，R. J.史密斯，编辑。保护中的权衡:决定拯救什么．著名英国奇切斯特。http://dx.doi.org/10.1002/9781444324907.ch17

布莱恩，2013年。激励、土地使用和生态系统服务:综合复杂的联系。环境科学与政策27:124 - 134。http://dx.doi.org/10.1016/j.envsci.2012.12.010

卡朋特，S. R.福尔克，M.谢弗和F. R.韦斯特利。2009。弹性:考虑不可计算。生态和社会14(1): 13。(在线)网址://www.dpl-cld.com/vol14/iss1/art13/

Castella J.-C。2009.评估学习设备和地理可视化工具对自然资源管理集体行动的作用:来自越南的经验。环境管理杂志90:1313 - 1319。http://dx.doi.org/10.1016/j.jenvman.2008.07.010

卡文德-巴里斯，J.赫弗南，E.金，S.波拉斯基，P.巴尔瓦内拉和W. C.克拉克，2013。可持续性和生物多样性。71 - 84页在莱文,编辑器。生物多样性的百科全书．爱思唯尔,英国牛津大学。http://dx.doi.org/10.1016/b978-0-12-384719-5.00390-7

Cavender-Bares, J.， S. Polasky, E. King和P. Balvanera. 2015。评估生态系统服务权衡的可持续性框架。生态和社会20(1): 17。http://dx.doi.org/10.5751/ES-06917-200117

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，等。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62:744 - 756。http://dx.doi.org/10.1525/bio.2012.62.8.7

陈，K. M. A, T. Satterfield, J. Goldstein. 2012。重新思考生态系统服务，以更好地处理和引导文化价值。生态经济学74:8-18。http://dx.doi.org/10.1016/j.ecolecon.2011.11.011

克拉克，W. C. 2007。可持续发展科学:一个独立的房间。美国国家科学院院刊104:1737 - 1738。http://dx.doi.org/10.1073/pnas.0611291104

R.科斯坦扎，B.费雪，K.穆德，S.刘，T.克里斯托弗。2007。生物多样性与生态系统服务:物种丰富度与净初级生产力关系的多尺度实证研究。生态经济学61:478 - 491。http://dx.doi.org/10.1016/j.ecolecon.2006.03.021

《每日》，G. C.， S. Polasky, J. Goldstein, P. M. Kareiva, H. A. Mooney, L. Pejchar, T. H. Ricketts, J. Salzman, R. Shallenberger. 2009。决策中的生态系统服务:交付时间。生态学与环境前沿“，7:21-28。http://dx.doi.org/10.1890/080025

丹尼尔，T. C.， A. Muhar, A. Arnberger, O. Aznar, J. W. Boyd, K. M. A. Chan, R. Costanza, T. Elmqvist, C. G. Flint, P. H. Gobster等。2012。文化服务对生态系统服务议程的贡献。美国国家科学院院刊109:8812 - 8819。http://dx.doi.org/10.1073/pnas.1114773109

道，T, K.布朗，S.罗森多，R.波默罗伊，2011。将生态系统服务概念应用于减贫:需要分散人类福祉。环境保护38:370 - 379。http://dx.doi.org/10.1017/S0376892911000506

德格鲁特，R. 2006。功能分析和评估工具，以评估土地使用冲突的可持续，多功能景观规划。景观与城市规划75:175 - 186。http://dx.doi.org/10.1016/j.landurbplan.2005.02.016

德格鲁特，R. S.阿尔克梅德，L.布拉特，L.海因，L.威勒曼。2010。在景观规划、管理和决策中整合生态系统服务和价值的挑战。生态复杂性7:260 - 272。http://dx.doi.org/10.1016/j.ecocom.2009.10.006

杜赫，1995。Los suelos, la agriculture y vegetación en Yucatán。La milpa en Yucatan1:97 - 107。

欧内斯特、S.巴特尔、E.安德森和S. T. Borgström。2010.城市生态系统服务的跨尺度中介与网络治理:斯德哥尔摩为例。生态和社会15(4): 28。(在线)网址://www.dpl-cld.com/vol15/iss4/art28/

艾蒂安，M.， D. R.杜托伊特，S.波拉德，2011。ARDI:自然资源管理中参与式建模的共建方法。生态和社会16(1): 44。(在线)网址://www.dpl-cld.com/vol16/iss1/art44/

尤因，P. W.和B. C. Runck. 2015。优化美国中西部的氮含量以获得最大的生态系统价值。生态和社会20(1): 18。http://dx.doi.org/10.5751/ES-06767-200118

菲舍尔，J.， B.布罗西，G. C.戴利，P. R.埃利希，R.戈德曼，J.戈尔茨坦，D. B.林登梅尔，A. D.曼宁，H. A.穆尼，L.佩查尔等人。2008。农业政策应该鼓励节约土地还是保护野生动物?生态学与环境前沿“，385年6:380�。

García-Barrios, L.， Y. M. Galván-Miyoshi, i.a. Valdivieso-Pérez, O. R. Masera, G. Bocco, J. Vandermeer. 2009。新热带森林保护、农业集约化和农村外迁:墨西哥的经验。生物科学59:863 - 873。http://dx.doi.org/10.1525/bio.2009.59.10.8

González-Esquivel, C. E.， M. E. Gavito, M. Astier, M. Cadena-Salgado, E. del-Val, L. Villamil-Echeverri, Y. Merlín-Uribe，和P. Balvanera. 2015。墨西哥中部对比农业生态系统的生态系统服务权衡、感知驱动和可持续性。生态和社会20(1): 38。http://dx.doi.org/10.5751/ES-06875-200138

Grêt-Regamey, A.， S. H. Brunner, J. Altwegg, M. Christen和P. Bebi. 2013。将专家知识整合到为可持续森林管理绘制生态系统服务权衡图中。生态和社会18(3): 34。http://dx.doi.org/10.5751/ES-05800-180334

Haase, D.， N. Schwarz, M. Strohbach, F. Kroll, R. Seppelt. 2012。城市地区生态系统服务的协同、权衡和损失:应用于德国莱比锡-黑勒地区的综合多尺度框架。生态和社会17(3): 22。http://dx.doi.org/10.5751/ES-04853-170322

海因，L.， K. van Koppen, R. S. de Groot和E. C. van ireland . 2006。生态系统服务的空间尺度、利益相关者与价值评估。生态经济学57:209 - 228。http://dx.doi.org/10.1016/j.ecolecon.2005.04.005

赫尔明(K. Helming) Pérez-Soba。2011.景观场景和多功能:使土地使用影响评估可操作。生态和社会16(1): 50。(在线)网址://www.dpl-cld.com/vol16/iss1/art50/

伊巴拉·曼里克斯，G. J. L. Villaseñor, R.杜兰·加西亚，1995。物种和地方成分的Riqueza de species arbóreo de la Península de Yucatán, México。墨西哥尤卡坦半岛树木物种丰富度与地方特征。博莱汀·德·社会Botánica德·México57:49 - 77。

琼斯，n.a.， H.罗斯，T.利纳姆，P.佩雷斯和A.利奇，2011。心智模型:理论和方法的跨学科综合。生态和社会16(1): 46。(在线)网址://www.dpl-cld.com/vol16/iss1/art46

Kari S和k Korhonen-Kurki。2013.通过生态系统服务构建生物多样性保护的地方成果:马达加斯加拉诺马法纳的一个案例研究。生态系统服务3: e32�e39。http://dx.doi.org/10.1016/j.ecoser.2012.12.003

金，G.和R. J.霍布斯，2006。确定生态系统退化和恢复的概念模型之间的联系:走向一个综合框架。恢复生态学14:369 - 378。http://dx.doi.org/10.1111/j.1526-100X.2006.00145.x

克莱恩，J. D.和M. J.马佐塔。2012。评估公共土地管理中生态系统服务之间的权衡．通用技术报告PNW-GTR-865。美国农业部，林业局，太平洋西北研究站，俄勒冈州波特兰，美国。

科赫，E. W, E. B. Barbier, B. R. Silliman, D. J. Reed, G. M. Perillo, S. D. Hacker, E. F. Granek, J. H. Primavera, N. Muthiga, S. Polasky等。2009。生态系统服务的非线性:海岸保护的时空变异性。生态学与环境前沿“，7:29-37。http://dx.doi.org/10.1890/080126

拉比奥萨，w.b.， w.m.福尼，a.m.。Esnard, D. Mitsova-Boneva, R. Bernknopf, P. Hearn, D. Hogan, L. Pearlstine, D. Strong, H. Gladwin等。2013。城市化地区参与式土地利用规划的综合多标准情景评估网络工具:生态系统组合模型。环境建模与软件41:210 - 222。http://dx.doi.org/10.1016/j.envsoft.2012.10.012

拉特拉，P. M. E. Orúe, G. C.布曼。2012。乡村景观的空间复杂性与生态系统服务。农业，生态系统与环境154:56 - 67。http://dx.doi.org/10.1016/j.agee.2011.05.013

利奇，M.， I.斯库恩斯和A.斯特林，2010。动态可持续性:技术、环境、社会正义．趋势,英国布里斯托尔。

López-Ridaura, S.， O. Masera，和M. Astier. 2002。评估复杂社会环境系统的可持续性。MESMIS框架。生态指标2:135 - 148。http://dx.doi.org/10.1016/s1470 - 160 x (02) 00043 - 2

利纳姆，T.， W.德容，D.谢勒，T.库苏曼托，K.埃文斯。2007。自然资源管理中整合社区知识、偏好和价值观的决策工具综述。生态和社会12(1): 5。(在线)网址://www.dpl-cld.com/vol12/iss1/art5/

Martín-López, B, I. Iniesta-Arandia, M. García-Llorente, I. Palomo, I. Casado-Arzuaga, D. G. del Amo, E. Gómez-Baggethun, E. Oteros-Rozas, I. Palacios-Agundez, B. Willaarts，等。2012。通过社会偏好揭示生态系统服务包。《公共科学图书馆•综合》7: e38970。http://dx.doi.org/10.1371/journal.pone.0038970

马修:2012。湄公河流域的水资源争夺——泰国在老挝开发水电的赢家和输家分析。水的替代品5:392 - 411。

1977年5月。具有多重稳定状态的生态系统中的阈值和断点。自然269:471 - 477。http://dx.doi.org/10.1038/269471a0

M. A. Mouchet, P. Lamarque, B. Martín-López, E. Crouzat, P. Gos, C. Byczek, S. Lavorel. 2014。量化生态系统服务之间关联的跨学科方法指南。全球环境变化28:298 - 308。http://dx.doi.org/10.1016/j.gloenvcha.2014.07.012

Müller, F.， R. de Groot和L. Willemen. 2010。景观尺度的生态系统服务:综合方法的需要。景观在线23:1-11。

Muradian, R, M. Arsel, L. Pellegrini, F. Adaman, B. Aguilar, B. Agarwal, E. Corbera, D. Ezzine de Blas, J. Farley, G. Froger等。2013。生态系统服务的付费和双赢解决方案的致命吸引力。保护信6:274 - 279。http://dx.doi.org/10.1111/j.1755-263X.2012.00309.x

Mwampamba, t.h.， 2009。坦桑尼亚东弧山区轮作耕作下的森林恢复和碳封存:景观和土地利用效应．加州大学戴维斯分校，美国加州戴维斯。

Mwampamba, T. H.和M. W. Schwartz. 2011。耕作历史对坦桑尼亚东弧山休耕森林恢复的影响。森林生态与经营261:1042 - 1052。http://dx.doi.org/10.1016/j.foreco.2010.12.026

纳尔逊，E, G.门多萨，J.雷盖兹，S.波拉斯基，H.塔利斯，D.卡梅伦，K. M.陈，G. C. Daily, J.戈尔茨坦，P. M. Kareiva，等。2009。在景观尺度上建模多种生态系统服务、生物多样性保护、商品生产和权衡。生态学与环境前沿“，7:4-11。http://dx.doi.org/10.1890/080023

纳尔逊，S.波拉斯基，D. J.刘易斯，A. J.普兰廷加，E.朗斯多夫，D.怀特，D.贝尔，J. J.劳勒。2008。共同增加景观固碳和物种保护的激励机制的效率。美国国家科学院院刊105:9471 - 9476。http://dx.doi.org/10.1073/pnas.0706178105

《完美》，我和J.范德米尔，2010。农业生态矩阵作为节约土地/农业集约化模式的替代方案。美国国家科学院院刊107:5786 - 5791。http://dx.doi.org/10.1073/pnas.0905455107

T. Plieninger, C. Bieling, B. Ohnesorge, H. Schaich, C. Schleyer和F. Wolff. 2013。在德国斯瓦比亚，通过参与式场景开发，探索文化景观中生态系统服务的未来。生态和社会18(3): 39。http://dx.doi.org/10.5751/ES-05802-180339

Polasky, S.， E. Nelson, J. Camm, B. Csuti, P. Fackler, E. Lonsdorf, C. Montgomery, D. White, J. Arthur, B. garer - yonts，等。2008。把东西放在哪里?空间土地管理以维持生物多样性和经济回报。生物保护141:1505 - 1524。http://dx.doi.org/10.1016/j.biocon.2008.03.022

里德博士，2008年。环境管理中的利益相关者参与:文献综述。生物保护141:2417 - 2431。http://dx.doi.org/10.1016/j.biocon.2008.07.014

Rietkerk, M.， P. Ketner, L. strosnijder和H. H. T. Prins. 1996。萨赫勒地区的牧场发展;一场灾难?牧场管理杂志49:512 - 519。

Rodríguez, J. P.， T. D.比尔德，Jr.， E. M.班尼特，G. S.卡明，S. J.科克，J.阿加德，A. P.多布森，G. D.彼得森。2006。跨越空间、时间和生态系统服务的权衡。生态和社会11(1): 28。(在线)网址://www.dpl-cld.com/vol11/iss1/art28/

罗伊，D.和M.沃波尔，2010。重要的价值?生物多样性保护与减贫之间的权衡。157 - 174页在n·利德-威廉姆斯，w·亚当斯和r·史密斯，编辑。保护中的权衡:决定拯救什么．著名英国牛津。http://dx.doi.org/10.1002/9781444324907.ch9

谢弗，M.， S.卡彭特，J. A.福利，C.福尔克和B.沃克，2001。生态系统的灾难性转变。自然413:591 - 596。http://dx.doi.org/10.1038/35098000

史密斯，F. P.， R. Gorddard, A. P. N. House, S. McIntyre, S. M. Prober. 2012。生物多样性和农业:生产前沿作为探索权衡和评估政策的框架。环境科学与政策23:85 - 94。http://dx.doi.org/10.1016/j.envsci.2012.07.013

斯通-乔维奇，s.s.， T.利纳姆，A.利奇，N. A.琼斯，2011。使用共识分析来评估关于南非鳄鱼河流域水资源使用和管理的心理模型。生态和社会16(1): 45。(在线)网址://www.dpl-cld.com/vol16/iss1/art45/

桑德林，W. D.， A.安吉尔森，B.贝尔彻，P.伯格斯，R.纳西，L.桑托索，S.文德尔，2005。发展中国家的生计、森林和保护:概述。世界发展33:1383 - 1402。http://dx.doi.org/10.1016/j.worlddev.2004.10.004

特恩布尔，L.， B. P. Wilcox, J. Belnap, S. Ravi, P. D 'Odorico, D. Childers, W. Gwenzi, G. Okin, J. Wainwright, K. K. Caylor，等。2012。了解生态水文反馈在旱地生态系统状态变化中的作用。Ecohydrology5:174 - 183。http://dx.doi.org/10.1002/eco.265

C.怀特，B. S.哈尔彭和C. V.卡佩尔，2012。生态系统服务权衡分析揭示了海洋多重用途空间规划的价值。美国国家科学院院刊109:4696 - 4701。http://dx.doi.org/10.1073/pnas.1114215109

Yahdjian, L.， O. E. Sala, K. M. Havstad. 2015。牧场生态系统服务:从关注供给转向协调供需。生态学与环境前沿“，13:44-51。http://dx.doi.org/10.1890/140156