Benefícios e limitações do conceito de serviços ecossistêmicos na política ambiental e na tomada de decisões: algumas perspectivas dos stakeholders.
O conceito de serviços ecossistêmicos (ES) é cada vez mais utilizado na política ambiental e na tomada de decisões. Reportamos aqui os resultados empíricos que emergiram das discussões das partes interessadas no projeto PRESS (PEER Research on EcoSystem Services) sobre certos desafios não resolvidos relacionados ao uso do conceito de ES na tomada de decisões. Os resultados mostram que a ocorrência de sinergias e trade-offs entre diferentes ES e sua relevância para a tomada de decisão depende significativamente da escala envolvida (em particular no que se refere aos níveis de formulação de políticas e implementação de políticas, respectivamente) e nas formas específicas em que os ecossistemas são gerenciados (por exemplo, diferentes práticas em silvicultura e agricultura). Concluímos que o uso do conceito de serviços ecossistêmicos permitiria uma avaliação abrangente dos impactos políticos. Tal avaliação contribuiria para uma maior congruência entre políticas, descobrindo e discutindo trade-offs e realizando sinergias. Crucial para isso, no entanto, é uma avaliação sólida que incorpora a diversidade de percepções, conhecimentos e preferências das partes interessadas nas diferentes escalas.
Destaques.
► Muitos ES - além dos serviços não comercializáveis - são implicitamente abordados em muitas políticas européias. ► Existe uma ampla diversidade de explicações para o porquê as pessoas escolhem um ES em outro. ► Os trade-offs e sinergias entre ES dependem da gestão. ► O significado de trade-offs e sinergias depende da escala de tomada de decisão.
Escolha uma opção para localizar / acessar este artigo:
Verifique se você tem acesso através de suas credenciais de login ou sua instituição.
Serviços e Sinergias do Serviço de Ecossistemas.
Papel de síntese OpenNESS.
Francis Turkelboom, Marijke Thoonen, Sander Jacobs (INBO, Bélgica), Marina García-Llorente (IMIDRA, Espanha), Berta Martín-López (Universidade de Leuphana, Alemanha) e Pam Berry (Universidade de Oxford, Reino Unido)
Introdução.
Muitas pesquisas se concentraram em como um único (ou no melhor dos casos) o serviço do ecossistema (ES) é fornecido por certos ecossistemas e / ou exigido por determinados grupos. No entanto, na realidade, ecossistemas ou paisagens e sua biodiversidade fornecem múltiplos serviços de ecossistemas que também se influenciam. Para fins de tomada de decisão e gerenciamento, é de extrema importância se concentrar em todas as ES relevantes, bem como considerar as relações entre elas (por exemplo, Kandziora et al., 2013). Quando a entrega simultânea de vários ES desejado / exigido não é possível, inibe-se fortemente ou desencadeia o conflito, falamos sobre "trade-off ES".
O termo "trade-off" apareceu na década de 1960 na teoria econômica (derivado do verbo 'trade off'). O termo trade-off envolve a perda de uma qualidade ou aspecto de algo em troca de obter outra qualidade ou aspecto. Agora, é geralmente usado para situações em que uma escolha precisa ser feita entre duas ou mais coisas que não podem ser realizadas ao mesmo tempo.
O trade-off também é um termo muito popular na literatura ES, mas cobre uma gama mais ampla de fenômenos, como o uso conflitante de terras, uma correlação negativa entre ocorrências espaciais de ES, incompatibilidades ES, rivalidade e exclusão de ES, etc. sua popularidade, a definição intuitiva de "trade-offs" e suas antonimas "sinergias ES" não têm clareza conceitual. Ao passar de conceitos teóricos para comparação científica, são necessárias mais definições analíticas. Neste SP, exploramos ainda mais os trade-offs e as sinergias entre os serviços dos ecossistemas, que muitas vezes se reduzem a trade-offs entre benefícios e componentes de bem-estar (Iniesta-Arandia et al., 2014), dimensões de valor (por exemplo, Martín-López et al., 2014), ou estratégias de gestão (McShane et al., 2011).
Conceito e definição.
Para delinear melhor o conceito de trade-off da ES, propomos dois critérios. Em primeiro lugar, os trade-offs ou sinergias de ES só ocorrem se os ES considerados interagem uns com os outros. Isso pode ser devido a respostas simultâneas ao mesmo driver ou devido a interações verdadeiras entre ES (Bennett et al., 2009). Os motoristas podem incluir o uso de ES, mudanças ecológicas, regime de gestão, escolhas de investimento, etc. Até agora, as compensações e sinergias de ES são comumente avaliadas com base na co-ocorrência espacial ou temporal do suprimento de ES e, muitas vezes, não existem vínculos diretos entre tais serviços de co-variação. Os padrões de E ES co-variáveis espacialmente ou temporariamente são definidos como "feixes ES" (Berry et al., 2016). Outra diferença com os pacotes ES é que, para os compromissos de ES, não é essencial que a ES de interação ocorra ao mesmo tempo e / ou a mesma localização (por exemplo, efeitos da conversão de uso da terra a montante para a agricultura no risco de inundação a jusante) (García-Llorente et al., 2015).
Em segundo lugar, a compreensão dos trade-offs e das sinergias da ES requer mais do que avaliar o potencial (potencial) de oferta e avaliar a demanda (potencial) (Geijzendorffer et al., 2015). Uma interação entre ES é invocada sempre que um ES é "usado", o que significa que o ecossistema é de alguma forma gerenciado / alterado / acessado / protegido / experimentado como resultado de uma demanda. Essa intervenção física é o mecanismo causal pelo qual um trade-off (ou sinergia) é provocado: este "uso" de um serviço altera o acesso, fornecimento ou demanda de outro (s) serviço (s). Os trade-offs e as sinergias envolvem, portanto, aspectos de oferta, demanda e uso (Figura 1). Muitas vezes, na literatura, esses aspectos são considerados separadamente. Os exemplos são: variabilidade do potencial de oferta (determinada por aspectos funcionais ecológicos ou incompatibilidades biofísicas), demandas de competências (determinadas por interações entre partes interessadas, por exemplo, relações de poder), desequilíbrios entre demanda e oferta (por exemplo, demanda insatisfeita). Nestes exemplos, não existe uma "negociação" real, portanto, eles podem ser considerados "desajustes de ES". Essas desajustes de ES podem ser um prelúdio para os trade-offs de ES, mas, por si só, ainda não representam compromissos ES.
Com base no exposto, e com base em interpretações de, por exemplo, Rodriguez et al. (2005, 2006), Bennett et al. (2009), Howe et al. (2014), as seguintes definições são sugeridas:
Um trade-off é "uma situação em que o uso de um ES reduz diretamente os benefícios fornecidos por outro. Uma mudança do uso de ES pode ser desencadeada pela demanda e / ou pelo lado da oferta. Um trade-off poderia ocorrer no mesmo lugar ou em uma área diferente (por exemplo, impacto do gerenciamento de uma floresta para a produção de madeira em recreação local e qualidade da água a jusante). Um caso especial é um trade-off entre o uso atual e futuro do mesmo ES (por exemplo, sobre-exploração de estoque de peixes). Uma sinergia é "uma situação em que o uso de um ES aumenta diretamente os benefícios fornecidos por outro serviço" (por exemplo, impacto da proteção da área de recifes de coral na abundância de peixes, o que aumenta o pastejo de algas e, portanto, protege o coral, o que eventualmente aumenta as oportunidades de recreação ).
Para tornar a distinção clara entre os conceitos relacionados, citamos a definição de feixes ES (Berry et al., 2016): "um conjunto de serviços ecossistêmicos associados que estão ligados a um determinado ecossistema e que geralmente aparecem juntos repetidamente no tempo e / ou espaço ". Para a interação ES, a interação entre ES não é, portanto, essencial. A multifuncionalidade é definida como "a característica dos ecossistemas para executar simultaneamente múltiplas funções que podem ser capazes de fornecer um pacote ou conjunto de ES específico".
Na Figura 1, os links analíticos entre esses conceitos e o mecanismo de trade-off são visualizados. Por um lado, um ecossistema geralmente é multifuncional, possibilitando o potencial de oferta de vários ES (= ES bundle). Pode haver limites para o fornecimento real de ES bundle (s) devido a restrições sobre a capacidade do ecossistema para entregar cada serviço ao nível requerido, devido a drivers biofísicos (por exemplo, doenças, mudanças climáticas, espécies invasoras), práticas de manejo, e / ou as interações negativas entre certos ES. Por outro lado, uma das principais forças motrizes do gerenciamento, uso e estrutura do ecossistema (especialmente em paisagens modificadas) é a demanda e os desejos das partes interessadas (Mouchet et al., 2014). O uso do ecossistema invoca as interações ES que potencialmente levam a sinergias e / ou trade-offs. Um trade-off pode potencialmente resultar em um conflito entre os usuários, dependendo de quem suportar o fardo e quem beneficia do fornecimento de ES (TEEB, 2010; Kandziora et al., 2013). No caso das sinergias de ES ou quando ES não estão interagindo ou quando as partes interessadas querem evitar conflitos, a interação entre usuários pode variar entre coexistência e cooperação. As escolhas de uso reais dependem das relações de poder entre as partes interessadas (Felipe-Lucía et al., 2015) e nos mecanismos institucionais e de conhecimento que medeiam as interações entre as partes interessadas e com o meio ambiente (Hicks e Cinner, 2014) com conseqüências para a equidade e justiça social (veja SP sobre justiça social).
Figura 1: Visualização de links analíticos entre conceitos relacionados e o mecanismo de trade-off.
Análise de trade-off.
O gerenciamento de ES múltiplo, levando em consideração esses trade-offs e sinergias, exige desentromper os mecanismos subjacentes dessas interações ES, p. identificando funções comuns de suporte, respostas a pressões comuns, interações funcionais entre serviços (Bennett et al., 2009). Estudos de nível regional podem aplicar técnicas de meta-revisão para fornecer indícios de potenciais trade-offs (ver exemplo de Howe et al., 2014). Um roteiro metodológico para quantificar as sinergias e compensações da ES nos lados da oferta e da demanda foi recentemente publicado (Mouchet et al., 2014). Diferentes métodos estatísticos quantitativos são freqüentemente utilizados para avaliar os trade-offs (ver Mouchet et al., 2014 para uma revisão), mas muitas vezes eles não capturam completamente os mecanismos altamente dependentes do contexto de trade-offs e sinergias. As variáveis explicativas para relações observadas da ES podem ser atribuídas aos fatores sociais, econômicos, institucionais e ecológicos, que também são altamente específicos do contexto. Assim, são necessários estudos baseados em locais que se concentram nas especificidades locais dos mecanismos de trade-off, levando em consideração a oferta e a demanda. O envolvimento do conhecimento local de especialistas e partes interessadas é muitas vezes a maneira mais eficiente e confiável de identificar e explicar os trade-offs de ES. Como este tipo de estudos é bastante raro, não é surpreendente que o conhecimento sobre o momento em que esperem trade-offs ou sinergias, os mecanismos que os causam, ou como minimizar os trade-offs e melhorar as sinergias atualmente está faltando (Bennett et al., 2009; Ostrom, 2009; Howe et al., 2014).
Analisar os trade-off implica alguns desafios, tais como:
a complexidade das interações ES e os fatores que os determinam, diferentes dimensões de valor de ES (biofísica, sociocultural e econômica) fornecem informações diferentes e, portanto, diferentes trade-offs (Castro et al., 2014; Martín-López et al., 2014, veja também OpenNESS Entregáveis D4.1 e D4.3), os futuros trade-off (s) entre ES implicam incertezas (especialmente quando se trata de atrasos de tempo e descontinuidades espaciais) que são difíceis de avaliar e a dependência da escala espacial e temporal dos compromissos ES (Rodriguez et al., 2006; Renard et al., 2015).
Operacionalização de trade-offs ES.
Em uma revisão da literatura, Howe et al. (2014) identificaram que os trade-offs são mencionados aproximadamente três vezes mais do que as sinergias de ES (149 vs 45). Os grupos de partes interessadas também relatam proporcionalmente mais trade-offs do que sinergias (Hicks et al., 2013).
Os trade-offs entre provisionamento e regulação de serviços ecossistêmicos a diferentes escalas têm sido motivo de preocupação principal, uma vez que a regulamentação dos serviços ecossistêmicos é subjacente à produção sustentável de serviços de provisionamento e ecossistema e são importantes para a resiliência dos sistemas socioeconômicos (Raudsepp - Hearne et al., 2010; García-Llorente et al., 2012; Castro et al., 2014). Há também evidências de que os trade-offs entre serviços variam em diferentes tipos de paisagem. Os tipos de paisagem que representam ecossistemas com intervenção humana intermediária (como terraços agrícolas, pastagens de madeira ou dehesas de carvalho) foram percebidos como esteticamente agradáveis, altamente valorizados e multifuncionais. Enquanto isso, os sistemas intensificados - focados na entrega de um único serviço de provisionamento - eram menos valorizados pela sociedade (García-Llorente et al., 2012).
Uma melhor compreensão dos mecanismos e motivações subjacentes para trade-offs e sinergias pode ser benéfica para o planejamento e gerenciamento de ES, pois pode ajudar a:
prever onde e quando os trade-offs podem ocorrer, reduzir compromissos indesejáveis e conflitos relacionados, aumentar as sinergias desejáveis (por exemplo, por estratégias de gerenciamento capazes de entregar simultaneamente várias ES desejadas), promover o diálogo honesto, a criatividade e a aprendizagem entre os interessados interessados grupos, levam a decisões de gestão mais eficazes, eficientes e credíveis e obtêm resultados mais justos e justos, levando em consideração os impactos distributivos dos trade-offs (por exemplo, em esquemas de PSA) (Rodríguez et al., 2006; Bennett et al., 2009; Nelson et al., 2009; Hirsch et al., 2010; Raudsepp-Hearne et al., 2010; Elmqvist et al., 2011; McShane et al., 2011; Phelps et al., 2012; Hicks et al., 2013).
Abra problemas / problemas a serem discutidos.
Como o manejo do ecossistema afeta os trade-offs e as sinergias e suas conseqüências? Podemos identificar pontos de alavancagem onde uma pequena mudança no gerenciamento pode reduzir o impacto dos trade-offs e aumentar as sinergias? Como reduzir o risco potencial de falha de política devido a compromissos de ES e a incerteza que eles implicam? Como as assimetrias de poder entre as partes interessadas podem ser direcionadas para influenciar o tratamento e a resolução dos trade-offs? Como melhor explicar as implicações ecológicas, sociais e culturais a longo prazo dos trade-offs entre economia e meio ambiente nos processos de tomada de decisão?
Significado para OpenNESS e pacotes de trabalho específicos.
WP1 (Principais desafios e estruturas conceituais): é importante que os trade-offs sejam integrados aos conceitos, frameworks e sua operacionalização (um exemplo é fornecido na Fig. 1).
WP2 (Quadros regulamentares e mecanismos de mudança): Avaliar se as compensações de ES são consideradas dentro e entre os quadros regulatórios da UE e nacionais existentes e futuros que abordam ES. Como as intervenções individuais ou de combinação de políticas podem mitigar ou gerenciar os impactos de trade-offs e processos de feedback em diferentes escalas?
WP3 (Controle biofísico dos serviços ecossistêmicos): para evitar mudanças inesperadas, é importante melhorar a compreensão do funcionamento dos processos ecológicos, que são importantes para a oferta de serviços e os compromissos ES (Bennett et al., 2009). Como integrar os trade-offs e as sinergias do ES nas avaliações e ferramentas do ES?
WP4 (Avaliação da demanda por serviços ecossistêmicos): quão bem as metodologias de avaliação híbridas e integradas que estão sendo desenvolvidas no OpenNESS permitem a avaliação de trade-offs?
WP5 (Exploração baseada em lugares de conceitos ES e NC): Para futuros planos de uso da terra ou intervenções nos estudos de caso, é importante que os trade-offs sejam totalmente considerados e avaliados.
WP6 (Integração: Síntese e Menu de Soluções Multiscalares): Como as implicações dos trade-offs da ES podem ser convertidas em recomendações de políticas e integradas no Menu de Soluções Multi-Scale e conjuntos de dados associados?
Relacionamento com quatro desafios.
Quando ES que são importantes para o bem-estar humano são afetados por trade-offs ou sinergias, então o bem-estar será afetado.
Gestão Sustentável do Ecossistema:
Muitas vezes, não é possível que a SEM atenda todos os objetivos de gerenciamento e atenda a todas as expectativas do público. Portanto, é essencial fazer explicações explícitas e encontrar maneiras apropriadas de lidar com elas.
Para serem eficazes, as políticas e a governança intersectoriais precisam considerar (potenciais) compromissos ES e seus impactos distributivos.
O setor privado precisa considerar os trade-offs em suas decisões diárias de gerenciamento. ES pode ser negociado contra outras prioridades comerciais. No entanto, se isso estiver afetando o suporte de ES em que um negócio depende, sua rentabilidade a longo prazo pode ser afetada. Caso essas decisões tenham impacto ES importante para a sociedade, o dano de reputação será o resultado.
Recomendações para o consórcio OpenNESS.
O conceito e a definição propostos são novos e são resultado de uma consulta interna. Propõe-se que os membros da OpenNESS explorem e melhorem ainda mais este conceito de trade-off nos WPs e nos estudos de caso. Se esta abordagem for útil, então recomenda-se que o OpenNESS o aceite no glossário e na prática do OpenNESS.
Recomenda-se que, para a análise e o desenvolvimento de ecossistemas ou paisagens multifuncionais, os compromissos e todas as suas implicações sejam totalmente levados em consideração.
Sugeriu três documentos de leitura obrigatória.
Bennett E. M. et al. (2009): Compreender as relações entre vários serviços ecossistêmicos. Letras de ecologia12 (12): 1394-1404. Howe C. et al. (2014): criando win-wins de trade-offs? Serviços de ecossistemas para o bem-estar humano: uma meta-análise dos trade-offs e sinergias do serviço do ecossistema no mundo real. Global Environmental Change28: 263-275. Mouchet M. et al. (2014): um guia metodológico interdisciplinar para quantificar associações entre serviços ecossistêmicos. Mudança Ambiental Global 28: 298-308.
Outros documentos citados.
Berry P. et al. (2016): Pacotes de Serviços de Ecossistemas. Em: Potschin, M. e K. Jax (eds): OpenNESS Ecosystem Services Reference Book. Acordo de Subvenção FP 7 do CE no. 308428. Disponível na: openness-project. eu/library/reference-book Castro A. J. et al. (2014): trade-off do serviço do ecossistema do fornecimento à demanda social: uma análise espacial em escala de paisagem. Paisagem e Planejamento Urbano 132: 102-110. Elmqvist T. et al. (2011): Gerenciamento de trade-offs em serviços de ecossistemas. Série de Documentos de Trabalho de Economia de Serviços de Ecossistemas (DSE). Documento de Implementação de Políticas Ambientais N ° 4. O Programa das Nações Unidas para o Meio Ambiente. Felipe-Lucía M. et al. (2015): fluxos de serviços do ecossistema: por que as relações de poder das partes interessadas são importantes. PLoS ONE 10 (7): e0132232.DOI: 10.1371 / journal. pone.0132232 García-Llorente M. et al. (2012): O papel da multi-funcionalidade nas preferências sociais em relação às paisagens rurais semi-áridas: uma abordagem do serviço dos ecossistemas. Ciência Ambiental & amp; Política 19-20: 136-146. García-Llorente M. et al. (2015): fatores biofísicos e socioculturais subjacentes aos compromissos espaciais dos serviços ecossistêmicos nas bacias hidrográficas semi-áridas. Ecologia e Sociedade 20 (3): 39. Geijzendorffer I. R. et al. (2015): Melhorando a identificação de desajustes nas avaliações de serviços ecossistêmicos. Ecol. Indicador. 52, 320-331. Hicks C. e Cinner J. (2014): mecanismos sociais, institucionais e de conhecimento medem os diversos benefícios do serviço ecossistêmico dos recifes de coral. Procedimentos da Academia Nacional de Ciências dos Estados Unidos da América (PNAS) 111 (50): 17791-17796. Hicks C. C. et al. (2013): sinergias e trade-offs em como os gerentes, cientistas e pescadores valorizam os serviços do ecossistema de recifes de coral. Mudança Ambiental Global 23 (6): 1444-1453. Hirsch P. D. et al. (2010): Reconhecendo os trade-offs de conservação e a complexidade de abraçar. Conservation Biology 25 (2): 259-264. Iniesta-Arandia I et al. (2014): avaliação sociocultural dos serviços ecossistêmicos: descoberta os laços entre valores, fatores de mudança e bem-estar humano. Economia ecológica 108: 36-48. Kandziora M. et al. (2013): Interações de propriedades do ecossistema, integridade do ecossistema e indicadores do serviço do ecossistema - Um exercício de matriz teórica. Indicadores Ecológicos 28: 54-78. Martín-López B. et al. (2014): trade-offs em domínios de valor na avaliação de serviços ecossistêmicos. Indicadores Ecológicos 37 220- 228. McShane T. O. et al. (2011): escolhas difíceis: fazer trade-offs entre a conservação da biodiversidade e o bem-estar humano. Biol. Conservar. 144, 966-972. McShane T. O. et al. (2011): escolhas difíceis: fazer trade-offs entre conservação da biodiversidade e bem-estar humano. Conservação biológica 144 (3): 966-972. Nelson E. et al. (2009): Modelagem de múltiplos serviços ecossistêmicos, conservação da biodiversidade, produção de commodities e compensações em escalas de paisagem. Frontiers in Ecology and the Environment 7 (1): 4-11. Ostrom E. (2009): um quadro geral para analisar a sustentabilidade dos sistemas socioecológicos. Science 325: 419-422. Phelps J. et al. (2012): as abordagens Win-win REDD + adotam os compromissos em carbono e biodiversidade. Conservação biológica 154: 53-60. Raudsepp-Hearne C. et al. (2010): Pacotes de serviços do ecossistema para analisar transações em paisagens diversas. Procedimentos da Academia Nacional de Ciências dos Estados Unidos da América (PNAS) 107 (11): 5242-5247. Renard D. et al. (2015): dinâmica histórica em pacotes de serviços do ecossistema. Procedimentos da Academia Nacional de Ciências dos Estados Unidos da América (PNAS) 112 (43): 13411-13416. Rodriguez J. P. et al. (2005): Interações entre os serviços dos ecossistemas. Ecossistemas e bem-estar humano: cenários 431-448.Capítulo 12 - Interações entre os serviços dos ecossistemas. Em ecossistemas e bem-estar humano: cenários, volume 2. Avaliação do ecossistema do milênio, Island Press: 431 -448. Rodríguez J. P. et al. (2006): trade-offs entre o espaço, o tempo e os serviços dos ecossistemas. Ecologia e Sociedade 11 (1): 28. TEEB (2010): Economia de Ecossistemas e Biodiversidade: Fundamentos Ecológicos e Econômicos. Editado por P. Kumar Earthscan, Londres e Washington.
Editor de revisão: Marion Potschin (UNOTT / Fabis Consulting)
Citação sugerida: Turkelboom F .; Thoonen, M .; Jacobs, S .; García-Llorente, M .; Martín-López, B. e P. Berry (2016): trade-offs e sinergias dos serviços do ecossistema. Em: Potschin, M. e K. Jax (eds): OpenNESS Ecosystem Services Reference Book. Acordo de Subvenção FP 7 do CE no. 308428. Disponível via: openness-project. eu/library/reference - book.
Agradecimentos: Os seguintes parceiros da OpenNESS contribuíram para o SP: Francesc Baro (UAB), David Odee (KEFRI), Camino Liquete (JRC), Conor Kretsch (UNOTT), Bálint Czúcz (MTA ÖK), Raktima Mukhopadhyay (IBRAD), Vesa Yli-Pelkonen (UH), Roy Haines-Young (UNOTT)
Disclaimer: Este documento é a versão final do documento de síntese sobre o tema no projeto OpenNESS. Foi consultado formalmente no consórcio em 2015 e atualizado em 2016.
Copyright ECNC-Centro Europeu para a Conservação da Natureza © 2017 - Todos os direitos reservados.
Fotos: METL-MEDDE - Arnaud Bouissou & amp; Olivier Brosseau / Saxifraga - Jan van der Straaten & amp; Marijke Verhagen.
Uma revisão sobre análise de trade-off dos serviços ecossistêmicos para o manejo sustentável do uso da terra.
Xiangzheng Deng autor Zhihui Li John Gibson.
Os serviços ecossistêmicos são elementos substanciais para a sociedade humana. O desafio central para satisfazer as necessidades humanas dos ecossistemas enquanto sustenta os sistemas de apoio à vida da Terra torna urgente o aprimoramento do manejo eficiente dos recursos naturais para um desenvolvimento ecológico e socioeconômico sustentável. A análise de trade-off dos serviços ecossistêmicos pode ajudar a identificar pontos de decisão ótimos para equilibrar os custos e os benefícios dos diversos usos humanos dos ecossistemas. Nesse sentido, o objetivo deste trabalho é fornecer informações fundamentais sobre a análise de trade-off de serviços ecossistêmicos em diferentes escalas a partir de uma perspectiva de uso da terra, analisando de forma abrangente as ferramentas e abordagens de análise de trade-offs abordadas em ecologia, economia e outros campos . A revisão contribuirá significativamente para a pesquisa futura sobre análise de trade-off para evitar opções de gerenciamento inferiores e oferecer uma solução win-win baseada em planejamento abrangente e eficiente para interagir com vários serviços ecossistêmicos.
Fundação: Fundos Nacionais de Ciência Natural da China para Estudantes Distinguidos, No.71225005; O Projeto-chave na National Science & amp; Programa Pilar de Tecnologia da China, No.2013BACO3B00.
Autor: Deng Xiangzheng, PhD e professor, mudança de uso da terra, mudanças globais e desenvolvimento sustentável regional.
Referências.
Informações sobre direitos autorais.
Autores e afiliações.
Xiangzheng Deng 1 2 autor Zhihui Li 1 2 3 John Gibson 4 1. Instituto de Ciências Geográficas e Pesquisa de Recursos Naturais CAS Beijing China 2. Centro de Política Agrícola Chinesa CAS Beijing China 3. Universidade da Academia Chinesa de Ciências Pequim China 4. Departamento de Economia A Universidade de Waikato Hamilton Nova Zelândia.
Sobre este artigo.
Recomendações personalizadas.
Cite o artigo.
.RIS Papers Reference Manager RefWorks Zotero.
.BIB BibTeX JabRef Mendeley.
Compartilhe o artigo.
Acesso ilimitado ao artigo completo Download instantâneo Inclua o imposto de vendas local, se aplicável.
Cite o artigo.
.RIS Papers Reference Manager RefWorks Zotero.
.BIB BibTeX JabRef Mendeley.
Compartilhe o artigo.
Mais de 10 milhões de documentos científicos ao seu alcance.
Switch Edition.
&cópia de; 2017 Springer International Publishing AG. Parte de Springer Nature.
Vinculando os serviços dos ecossistemas e a teoria dos valores humanos.
Christina C. Hicks,
Endereço para correspondência: ARC Center of Excellence for Coral Reef Studies, James Cook University, Townsville, QLD 4811, Austrália, christina. c.hicksgmail.
Joshua E. Cinner,
ARC Centro de Excelência para Estudos de Recifes de Coral, James Cook University, Townsville, QLD, Austrália Procure por mais artigos deste autor.
Natalie Stoeckl,
School of Business, James Cook University, Townsville, QLD, Austrália Procure por mais artigos deste autor.
Tim R. McClanahan.
Wildlife Conservation Society, Bronx, NY, EUA. Procure mais artigos deste autor.
Publicado pela primeira vez: 30 de junho de 2015 Histórico completo de publicação DOI: 10.1111 / cobi.12550 Visualizar / salvar citação Citado por (CrossRef): 12 artigos Verifique se há atualizações.
Compreender por que as pessoas tomam as decisões que fazem continua a ser um desafio fundamental para a ciência da conservação. Os serviços do ecossistema (ES) (um benefício que as pessoas derivam de um ecossistema) abordam a conservação refletem esforços para antecipar as preferências das pessoas e influenciar seu comportamento ambiental. No entanto, o design das abordagens ES raramente inclui teorias psicológicas do comportamento humano. Buscamos aliviar esta omissão aplicando uma teoria psicológica de valores humanos a uma avaliação de cross-cultural ES. Utilizamos entrevistas e grupos focais com pescadores de 28 comunidades de pesca de recifes de corais em 4 países para identificar qualitativamente as motivações (ou seja, valores humanos) subjacentes às preferências para ES; avaliar quantitativamente as prioridades do ES do usuário do recurso; e identificar padrões comuns entre as motivações da ES e as prioridades da ES (ou seja, trade-offs e sinergias). Três descobertas chave são evidentes que se alinham com a teoria dos valores humanos. Primeiro, as motivações subjacentes às preferências para ESs individuais refletiram valores humanos múltiplos dentro do mesmo domínio de valor (por exemplo, auto-aprimoramento). Em segundo lugar, quando calculado a média em escalas comunitárias ou nacionais, a ordem das prioridades de ES foi consistente. No entanto, a ordem desmentia variação significativa que existia entre os indivíduos. Em terceiro lugar, de acordo com a teoria dos valores humanos, os ES relacionados um com o outro em um padrão consistente; certos pares de serviços refletiram relações de trade-off (por exemplo, suporte e provisionamento), enquanto outros pares de serviços refletiram relações sinérgicas (por exemplo, suporte e regulação). Juntos, essas descobertas ajudam a melhorar a compreensão de quando e por que ocorrem convergências e trade-offs nas preferências das pessoas para ESs, e esse conhecimento pode informar o desenvolvimento de ações de conservação adequadas.
Enlazando os Serviços Ambientais e a Teoria & iacute; a de Valores Humanos.
Entender por qu & eacute; as pessoas toman as decisiones que toman todav & iacute; a es un obst & aacute; culo fundamental que encara a ciência da conservação e oacute; n. As estratégias de conservação e oacute; n basadas servicios ambientales (SA) (benefícios que as pessoas obtidas de um ecosistema) reflejan os esforços por anticiparse às preferências das pessoas e influenciam sobre o comportamento humano. A pesar de esto, o desenvolvimento e as estratégias de SA quase nunca incluem as teor e iacute; como psicol e oacute; gicas do comportamento humano. Buscamos aliviar esta omisi & oacute; n al aplicar uma teoria e o iacute; um psicol e oacute; gica de valor humano a la avaliaçao e oacute; n trans-cultural de los SA. Utilizamos entrevistas e grupos de muestreo com pescadores de 28 comunidades de pesca em arrecifes de coral em quatro pa e iacute; ses para identificar as motivações (es decir, os valores humanos) que subyacen as preferencias por los SA; avaliar qualitativamente as prioridades de SA de usuários de recursos; e identificar os patrones comuns entre as motivações e as prioridades de los SA (es decir, as compensações e as sinergias). Tres hallazgos chave que se alinean com a teoria e iacute; um valor humano son evidentes. Primero, as motivações que subiram as preferências para os clientes individuais reflejaram m & uacute; ltiples valores humanos dentro do mesmo domínio de valor (por exemplo, o auto-melhoramento). Segundo, é uma empresa de ordenadores de comunidades de uma escala de comunidade de Estados Unidos, este foi congruente. Sin embargo, o comando contradijo uma variação e oacute; n significativo que existi & oacute; entre os indivíduos. Tercero, en l & iacute; nea con la teor & iacute; a de valor humano, los SA se relacionar com outros em patr e oacute; n congruente; (por exemplo, sustentação e oacute; n e provisão & oacute; n), enquanto que outros meios de serviços refletem as relações sem e eacute; rgicas (por exemplo, sustento e regulação e oacute; n). En conjunto, estes hallazgos ajudam a melhorar o entendimento de cu e aacute; ndo y por qu & eacute; Ocorrem a convergência e as compensações nas preferências das pessoas por los SA, e o conhecimento pode se relacionar com o desenvolvimento de ações de conservação e acionamentos;
Introdução.
Apesar dos esforços locais, nacionais e globais para mitigar mudanças indesejáveis nos ecossistemas (COP 2011), os impactos antropogênicos nos sistemas da Terra estão se intensificando (Barnosky et al., 2012; Costello et al., 2012). Esta falha generalizada para dirigir o comportamento humano trouxe consigo um crescente reconhecimento de que as soluções para os desafios ambientais precisam transcender os limites disciplinares e, especificamente, incorporar considerações sociais (Daily & Matson 2008; Milner-Gulland 2012). Em resposta, a Avaliação do Ecossistema do Milênio (MA 2003) aprovou uma abordagem de serviços ecossistêmicos (ESs) que reconhece explicitamente os benefícios que as pessoas obtêm da natureza. Ao descrever como a natureza é um benefício para as pessoas, a abordagem ES visa alinhar a sustentabilidade ambiental com o bem-estar humano e, assim, criar suporte para conservação e gerenciamento sustentável de recursos (Daily 1997, Norgaard 2010).
Embora exista um foco explícito na direção do comportamento humano em direção a um caminho mais sustentável, as aplicações da ES têm até agora em grande parte provenientes das ciências ecológicas ou econômicas (por exemplo, Balvanera et al. 2006; Mace et al., 2011; Bateman et al., 2013) e faltava integração com a literatura mais ampla de ciências sociais sobre as escolhas e o comportamento das pessoas (Ajzen 1991; Milner-Gulland 2012; Schwartz 2013). No entanto, um crescente corpo de pesquisas centradas na conservação que se baseia nas ciências psicológicas pode ajudar a informar esses esforços. Esta pesquisa procura determinar como as escolhas e comportamentos ambientais das pessoas são moldadas por seus valores, crenças, atitudes, normas e intenções (Ajzen 1991; Stern et al., 1999; Manfredo et al., 2009). These factors, in various combinations, are used in frameworks such as a theory of planned behavior (Ajzen 1985, 1991) and value belief norm (Stern et al. 1999) to predict specific behaviors, such as maintaining a forest patch or recycling (Mastrangelo et al. 2014). In all cases, human values, which are an expression of people's motivational goals (Schwartz 1994; Rokeach 2008), are antecedent to the factors that shape their behavior (Stern et al. 1999; Song et al. 2013). Yet, few studies have explicitly examined how human values, and thus behaviors, are related to people's ES preferences.
It is generally accepted that a small number of human values exist, are present in all societies, and are prioritized in a consistent order (Schwartz 1994; Rokeach 2008; Hofstede 2011). Because this finite set of values are conceptually consistent, scholars have been able to develop robust value-measurement systems that advance and validate ideas about human values and how they relate to one another (e. g., Morris 1956; Rokeach 2008; Schwartz 2013). For example, in a widely adopted framework, Schwartz (1994, 2013) identified 10 basic human value types (benevolence, universalism, self-direction, stimulation, hedonism, achievement, power, security, tradition, conformity) that are related to each other, heuristically depicted as a wheel of values (Schwartz 1994, 2013) (Fig. 1a; Supporting Information). Within this wheel, adjacent values have similar motivations and differences are accentuated when values are opposite each other. These 10 values cluster into 4 domains (traditionalism, openness to change, self-transcendence, self-enhancement) that lie along 2 axes (Table 1). Values within a domain complement one another and domains that lie in opposition to one another create potential trade-offs, where activities that enhance values in one domain will obstruct values in the opposing domain (Schwartz & Bardi 2001; Davidov 2010). Behaviors are therefore guided by trade-offs among competing values such that people will actively oppose activities that enhance low priority values and promote activities that enhance high priority values (Rokeach 1973; Tetlock 1986; Schwartz 1996). Self-enhancement values lie opposite self-transcendence values and reflect a trade-off between concern for self and concern for others. Openness-to-change values lie opposite traditionalism values, reflecting a trade-off between desires for change and for stability. Therefore, an understanding of the human values associated with various ES preferences can help managers and scientists anticipate people's general behavior (e. g., tendency to cooperate or not) (Schwartz 1996).
Ecosystem service value orientations: (a) Human values wheel (2 circles) adapted from Schwartz (1994), showing human values and how they are structurally related to each other (values adjacent to one another are similar and values opposite one another are in opposition; outer circle, placement of identified ecosystem services according to motivations underlying resource users ES preferences [Table 2, Supporting Information]) and (b) similarities between quantitative ecosystem service priorities (for marginal values).
We positioned marine ESs (MA 2003; Böhnke-Henrichs et al. 2013) in a human values framework (Schwartz 1994, 2013) to improve understanding of the underlying values associated with specific ES preferences. To operationalize this, we visited 28 coral reef fishing communities in 4 countries to examine how resource users’ prioritize nine ES and the human values associated with each. We sought to determine how resource users conceptualized ES benefits, the human values associated with ES preferences, how resource users prioritized ES benefits, and how ESs (i. e., their associated human values and priorities) related to one another (i. e., which ESs create synergies and which trade-offs).
We conducted interviews and focus groups with fish workers (fishers, fish processors, and traders) from 28 independent coral reef fishing communities across Kenya, Tanzania, Madagascar, and Seychelles. Communities were selected to be representative of the regions rural coral reef fishing communities. These fisheries were therefore artisanal (i. e., small scale), where fishers land a diversity of reef and reef-associated species for home consumption and local markets using a diversity of gears (broadly classified as spears, nets, traps, and handlines).
For each community, we contacted the relevant local fish workers organization or the fisheries department to establish how many registered fish workers they were, how old they were, where they lived, and what they used as a primary gear. We used this information to randomly select respondents across the age, gear, and geographic range of all involved in the fishery. Informed consent was obtained from all participants. Fish workers were predominantly male, although there were some female fish processors and traders. The average age of a fish worker was 40 years (range 14–80).
We conducted 28 focus groups, one in each community, at either fish landing sites, communal meeting spots, or a fisher's house. Focus groups were designed to help us conceptualize ES benefits and identify the underlying motivations (i. e., human values) associated with these benefits. We then conducted face-to-face, individual, semi-structured interviews to quantitatively measure resource users’ ES priorities according to how important each ES was to each resource user. We interviewed 374 fish workers, 7–32 from each community, which represented 20–40% of the fish workers in each community (Hicks et al. 2013).
Conceptualizing ES benefits and underlying values.
We asked resource users in focus groups to explore the benefits they associated with their environment (Hicks et al. 2013; Hicks & Cinner 2014). We then used concepts from an ecological economics perspective on ES (MA 2003; Supporting Information) to stimulate further discussion and determine whether any ES, relevant to resource users across the 4 study countries, had been missed. The first 2 focus groups in each country developed a description of each ES and selected a photograph of each ES to be used later in the quantitative strategy (described below). The later focus groups were used to ensure the descriptions and photographs (Supporting Information, Hicks et al. 2013) were applicable at different sites, where necessary adjustments were made. For example, some communities identified the spiritual significance of a baobab tree ( Adansonia spp.) (a cultural service), whereas others identified spiritual sites found in coastal caves, known as kayas . The final list contained 9 ESs that we categorized into 1 of the 4 ES categories: provisioning services - fishery and materials; regulating services - coastal protection and sanitation; supporting service - habitat provision; and cultural services-education, recreation, culture, and bequest (natural or cultural heritage for future generations).
In the second part of the focus group, we used a human values framework (Schwartz 1994, 2013) from social psychology to identify the underlying motivations (i. e., human values) associated with each benefit. We asked resource users to explore and articulate why each of the nine ES were important in their lives. The first author used the notes and transcripts from the focus groups to code respondents’ statements according to statements used in Schwartz (2009) value survey (SVS). The SVS contains 58 statements (e. g., preserving my image) that are associated with a specific value type (e. g., power). The SVS allowed us to assign a value type or types to respondent's statements and thus to assign a value to each ES. For example, respondents said fishery benefits were important because acquiring them enabled fishers to gain personal income; provide for families; be seen as a skilled fisher; and eat tasty fish. These motivations reflected the following statements from the SVS “wealth - material possessions and money”; “influential - having an impact on people and events”; “preserving my image - protecting my face”; and “pleasure - gratification of desire” that reflect power, achievement, and hedonism values. Fishery was therefore assigned power, achievement, and hedonism values, which fall within the self-enhancement domain (Table 1, Table 2, Supporting Information). The last author then independently checked the first author's assignment of value types to ES. Where inconsistencies arose, the first author revisited the original text and decided which value type most closely reflected the respondents’ statements.
Millennium ecosystem assessment (MA 2003).
Statements from focus groups (Supporting Information).
Schwartz (1994) value types and value domains.
Quantifying ES priorities.
In the quantitative component of the evaluation, we used individual semi-structured interviews to estimate the relative importance individuals assigned to each ES. We were interested in how important the ES was in general (often referred to as total value) and how important it was to enhance or increase the ES (often referred to as marginal value) (Pearce & Turner 1989; Bateman et al. 2002). Total and marginal values are quite distinct. For example, in general water tends to be very important because it is necessary for survival. But, an increase in available water is only likely to be important for people who do not currently have enough water.
In the interviews, we used the photographs and descriptions of the ES (Hicks et al. 2013; Supporting Information) to discuss and reach a common understanding of each ES with respondents. We then asked the respondents to rank the services by arranging the photographs in order of how important each ES was to them in general. The ranking exercise generated ordinal data that reflected an estimate of total value. It is, however, important to recognize that ranking forces an order; therefore, it is not possible for two services to be viewed as equally important, if they are. Next, we asked the respondents to rate the services by how important it was to gain an increase from each service (e. g., a more productive fishing trip, a healthier reef, more spiritual fulfillment from cultural practices). For the rating exercise, fishers were provided with 20 matches and asked to distribute the matches across the nine ES, according to where they would most like to see an increase in the quantity or quality of that service. For example, respondents could place all matches on one particular service or distribute them among several services. To maximize the time spent considering where matches were distributed and allow respondents to reevaluate their distributions, we provided the 20 matches in 4 batches. The number of batches and weighting applied to a match from each batch was determined separately (for details, see Supporting Information). The rating exercise generated continuous data that reflected an estimate of marginal value. We normalized the importance (marginal and total) of ES to a common, continuous scale of 0–1 across all ecosystem services:
Ordering of ES priorities.
We used a linear mixed model (LMM) (Field 2009) that tests for differences in ES priorities (for marginal and total values separately) followed by post hoc pair-wise comparisons of the 9 ESs to see where differences lie. This allowed us to determine whether there is a consistency in the ordering of ES priorities that holds across scale - similar to that found for human values. We ran 3 separate models that first accounted for intercountry variation; second accounted for intercommunity variation; and, third did not account for intercountry or intercommunity variation. We fitted all models and compared Akaike information criterion values (AIC) to select the best model fit (Supplementary Information).
We next used a LMM (Field 2009) to test for differences in individuals’ priorities (for marginal and total values separately) followed by a linear regression of variability (measured as standard deviation) against priority, to determine where the greatest variability lies across a gradient of priorities. We again ran 3 separate models that first accounted for intercountry variation; second accounted for intercommunity variation; and, third did not account for intercountry or community variation (Supplementary Information). We again fitted all models and compared AIC values to select the best model fit. For all models, we checked assumptions of normality and homogeneity by visual inspection of residual plots. Data were homogenous but displayed some departure from normality for marginal values; however, while LMM is sensitive to problems with homogeneity, it is considered robust to departures of normality (Mass & Hox 2004).
Relationships among ESs.
To determine how ESs are related to one another (i. e., whether certain services create synergies and others trade-offs), we used the 3 independent data sets (i. e., ES human values, marginal ES priorities, total ES priorities) to map and visually compare the similarities among ESs. We used the data sets in 3 ways. First, we used the human values associated with each ES, identified from the focus groups, to arrange the 9 ESs around Schwartz's (1994, 2013) value wheel (Table 2) (Fig. 1a). The Schwartz wheel arranges values with similar motivations close together and values with opposing motivations at a distance. Second, we used respondents marginal ES priorities, determined in the rating exercise, to map the similarities among ESs (at individual, community, and country scales) based on a non-metric multidimensional scaling (NMDS) ordination. We used a Spearman's rank correlation coefficient with 100 iterations and 25 restarts to minimize the stress value (Legendre & Legendre 1998; Clarke & Gorley 2006). This approach places services that respondents gave similar relative priorities close to one another and services that respondents gave different relative priorities far from one another. Third, we used the total ES priorities, determined in the ranking exercise, to map the similarities among ESs (at individual, community, and country scales) based on NMDS ordination. We used Spearman's rank correlation coefficient with100 iterations and 25 restarts to minimize the stress value (Legendre & Legendre 1998; Clarke & Gorley 2006).
Human values underlying ES.
Fish workers from the western Indian Ocean identified a number of motivations (i. e., human values) associated with each ES. All motivations aligned with broader human values from social psychology and together covered the full spectrum of human value domains (Table 2) (Schwartz 1994, 2013). It was not possible to assign individual values to each ES because the motivations identified reflected multiple value types (e. g. power and achievement) (Supporting Information). However, the value types associated with each ES tended to fall into a single value domain (Schwartz 1994, 2013) (e. g., traditionalism, openness to change, self-transcendence, and self-enhancement) (Table 2). The exception was the ES recreation, where the stated motivations could be classified as openness to change (e. g., creative) or self-enhancement (e. g., wealth) values. However, because the identified self-enhancement values were yet to be realized by the respondent (i. e., they represented new opportunities to harness ecosystems for income), we assigned recreation to the openness-to-change value domain. Four groups of ESs were identified, each associated with a values domain: culture, education, and bequest associated with traditionalism values; recreation associated with openness-to-change values; fishery and materials associated with self-enhancement values; and habitat, coastal protection, and sanitation associated with self-transcendence values (Table 2).
Ordering of ES priorities.
There were significant differences in the priorities assigned to the 9 ESs based on marginal ( F 8,2984 = 116, p <0.0001) and total ( F 8,2984 = 92, p < 0.001) estimates. There were 4 levels of priorities for marginal value estimates. Fishery was the highest priority and was followed by habitat and education; coastal protection, sanitation, and bequest; and, finally, materials, recreation, and culture (Fig. 2a). There was no difference in the LMM performance based on AIC values, suggesting this ordering was consistent across community, country, and region (Supporting Information). There were 7 levels of priority for total value estimates: fishery and habitat were the highest priority; education was second; coastal protection, third; sanitation, fourth; materials and bequest, fifth; recreation, sixth; and culture was the lowest priority (Supporting Information). Again, there was no difference in LMM performance based on AIC values, suggesting this ordering was also consistent across community, country, and region (Supporting Information).
(a) Order of the mean marginal value people in western Indian Ocean countries place on each ecosystem service (ES) (layers reflect significant differences between mean values [based on linear mixed model]), (b) estimates of the marginal value respondents placed on each ES, and (c) estimates of the total value respondents placed on each ES (dots, average value assigned to each ES by each country [9 ESs in each of 4 countries]; dashed lines, 95% CIs calculated around the slope).
The individual priorities assigned to ESs varied significantly for both marginal (F 2,223 = 733, p <0.0001) and total ( F 2,247 = 50, p < 0.0001) estimates at country and community scales (Supporting Information). The greatest variability was associated with the largest marginal values ( R 2 = 0.79; P <0.0001; F 1,34 = 133.2) (Fig. 2b) and the smallest total values ( R 2 = 0.63; p <0.0001; F 1,34 = 57.4) (Fig. 2c). There was no difference in model performance based on AIC values, suggesting these relationships hold across scale (Supporting Information). In other words, although there tended to be agreement that fishery, habitat, and education were of high priority in general (total value), there was less agreement that improvements (marginal value) to fishery, habitat, and education were a high priority.
Relationships among ES.
All 3 ES approaches (human values, marginal, and total priorities) produced similar patterns that were consistent across scale. This result suggests ESs were related to one another in a consistent manner (Fig. 1; Supporting Information). Based on human values and marginal priorities, culture, education, and bequest were bundled and diagonally opposite recreation. This juxtaposition reflected a trade-off. Similarly, habitat, coastal protection, and sanitation were bundled and diagonally opposite a bundle composed of fishery and material, which reflected a second trade-off (Fig. 1). Bundling based on total value priorities was similar. The most notable difference was recreation's positioning adjacent to, rather than opposite, culture, education, and bequest (Supporting Information).
Discussão.
Our results support 3 key findings. First, individual ESs were associated with multiple human values, but these values were all from the same value domain (Schwartz 2013). Second, certain ESs were consistently prioritized higher than others. Schwartz and Bardi (2001) and Fischer and Schwartz (2011) similarly found that certain human values are consistently prioritized higher than others. However, the consistency in ES priorities masked considerable, yet predictable, variation in individuals’ priorities. Third, we found consistent patterns among ES priorities and their associated human values, reflecting synergies and trade-offs among ESs (Raudsepp-Hearne et al. 2012; Vira et al. 2012; Hicks et al. 2013). Together, these key findings hold promise for understanding when and why convergence and trade-offs in people's ES priorities occur. People's behavior can be influenced by the values they hold. An understanding of the motivations associated with people's priorities can therefore help managers develop locally appropriate policies (e. g., people motivated by a concern for others are more likely to co-operate and thus be amenable to co-management).
Understanding ES preferences from their underlying human values.
Even in resource dependent societies, the state of natural resources is seldom a main priority (Mills et al. 2011). Instead, people use broad goals to prioritize their decisions and develop behavioral norms. Dialogues that recognize the breadth of benefits people gain from nature are therefore an important part of any conservation discussion. However, attempts to influence pro-environmental behavior need to be informed by people's psychological motivations. We found ES preferences were associated with a range of motivations; but for any single ES, these motivations were similar and within the same value domain (Davidov 2010). Future studies can therefore focus on identifying the value domain (e. g. self-enhancement ) , rather than the type of value (e. g., power) associated with an ES. Fishery benefits were, for example, associated with individual achievement, satisfaction, economic gain, and success (Schwartz 2009; Pollnac et al. 2012), whereas coastal protection benefits were associated with safe and reliable fishing environments and protected homes (Schwartz 2009). A single ES therefore influences multiple aspects of people's lives (Dietz et al. 2005).
Consistent ordering of ES priorities and social heterogeneity.
The consistent pattern of ES prioritization (e. g., habitat, fishery, and education prioritized over materials, recreation, and culture) mirrors the human values literature, although details of the ordering differ (Schwartz & Bardi 2001; Fischer & Schwartz 2011). Furthermore, this pattern and order holds, whether considering ESs in general or an increase in ESs. However, the apparent consistency in ES priorities at community or country scale belies considerable variation that exists within a community. Importantly, this variation is greatest when an ES improvement is considered a high priority (e. g., fishery, education, and habitat). This pattern may arise because people prioritize only one value from fishery, habitat, and education, rather than all three simultaneously (Hicks et al. 2013). Disagreements are therefore likely to occur because groups of people have strong but differing opinions on which ESs need improvement.
There are many reasons why individuals may prioritize ESs differently. Different stakeholders often hold different priorities due to different occupations and experiences (Hicks et al. 2013). Similarly, individuals are only likely to perceive a benefit if they have access to and are capable of benefitting from a resource base (Leach et al. 1999; Hicks & Cinner 2014). Standard processes of aggregation (e. g., means and medians) overshadow within-group variation and make assumptions about how individuals behave (Hitlin & Piliavin 2004; Vatn 2009; Arrow 2012). Because there is no ideal or unique way to combine individual choices to obtain a group choice (Arrow 2012), future ES assessments should examine the distribution in individuals’ priorities. If this variation is not attended to, any intervention is likely to benefit some and harm others, exacerbating existing inequalities and power asymmetries (Daw et al. 2011).
Uncovering underlying mechanisms for ES synergies and trade-offs.
The arrangement of ESs into value domain broadly aligned with the 4 ES categories (MA 2003). Furthermore, this arrangement supported established trade-offs commonly reported in the ES literature, specifically, between provisioning services and regulating or supporting services (Foley et al. 2005; Rodriguez et al. 2006; Martin-Lopez et al. 2012). This suggests ES trade-offs arise when human values conflict, whereas synergies arise when values align (Schwartz & Boehnke 2004). However, preferences for various cultural ESs were motivated by conflicting values: excitement and change versus tradition and stability. This division creates trade-offs between recreation and culture, education, or bequest (Hicks et al. 2009). Cultural services are therefore in need of better conceptualizations (Chan et al. 2012; Daniel et al. 2012), and ES assessments need to ensure that cultural services, other than recreation, are captured (Hicks 2011; Seppelt et al. 2011; Milcu et al. 2013). A failure to do this could result in traditionally sacred locations being inadvertently replaced with recreation benefits and conflict (McClanahan et al. 1997).
Implications for management and anticipating human behavior.
The values people prioritize are central to their sense of self. As such, people are likely to respond positively to opportunities to attain those values (Schwartz 1996). Theory suggests that self-transcendence values promote co-operation for social benefits, whereas self-enhancement values promote personal gains (Schwartz 1996). Similarly, openness-to-change values promote independence and change, whereas traditionalism values promote social stability (Schwartz 1996). These insights, and knowledge of how ESs relate to them, can help managers anticipate how people are likely to respond to various conservation approaches. Individuals who, for example, prioritize ES associated with self-transcendence values (i. e., supporting and regulating services) are more likely to engage in collaborative approaches that focus on social benefits such as community conservation areas. Similarly, individuals who prioritize ES associated with traditionalism values (i. e., culture, education, and bequest) are more likely to engage in management that maintains or reinforces local traditions or practices—such as securing traditional tenure, protecting sacred areas, or legitimizing local efforts to exclude destructive practices (McClanahan et al. 1997).
However, activities that promote one value simultaneously threaten the opposing value, causing people to respond negatively to activities that promote values of a low priority and positively to activities that promote values of a high priority. Understanding the relationships among ES values and their trade-off characteristics can help managers anticipate behavior and develop appropriate strategies (Schwartz 1996). People who prioritize recreation, an openness-to-change value, may support a management innovation, such as gated trap technology (Mbaru & McClanahan 2013), but people who prioritize culture, a traditionalism value, may find this innovation threatening. Similarly, people who prioritize fishery, a self-enhancement value, may comply with management that addresses individual returns, such as maximizing yields or building pride in the success of management, whereas those who prioritize habitat, a self transcendence value, may object to such approaches. This suggests it may not be possible to accommodate all stakeholder desires. For example, protecting biodiversity and enhancing fisheries may not be possible because these values, and thus behaviors, are in opposition to one another. However, in such instances, managers would be wise to embrace the social heterogeneity and target approaches to the individuals most likely to support them. In this way, a conservation project can address biodiversity and fisheries objectives with different strategies targeting different individuals, both in the same location.
Future research directions.
Although ES assessments are yet to be adopted widely by managers, the push to use them should incorporate a human values dimension to aid in their success. We have demonstrated how insights from psychology have application in ES research and how the different domains of cognition can help practitioners understand when, why, and what types of synergies and trade-offs are likely to emerge (Rodriguez et al. 2006; Martin-Lopez et al. 2012; Vira et al. 2012). This approach should allow conservation professionals to be explicit about the losses, costs, and hard choices involved (McShane et al. 2010; Vira et al. 2012). However, values are unlikely to be static. The human values associated with an ESs may change through time, particularly if aspirations, such as deriving income through recreation (e. g., tourism), are realized, and will differ depending on context. Key questions of relevance to future research are the observed relationships between ESs consistent through time and across contexts? how do people benefit from their environment? what influences the values people hold? and how can individual values be aggregated to determine a social value?
Agradecimentos.
This work was funded by the Western Indian Ocean Marine Science Association (WIOMSA) through the Marine Science for Management scheme (MASMA). Logistical support was provided by the Wildlife Conservation Society (WCS) Madagascar and the Seychelles Fishing Authority. J. Cinner and C. Hicks received funding from the Australian Research Council. Figure 1a, table 1, and supplementary Figure 1 were adapted from Schwartz (1994) permission number: 3636920850835. Many thanks to C. Abunge, R. Charo, D. Julie, and R. Solovo in the field, to the many fishers who gave their time and knowledge, to K. Nash for statistical advice, and to N. Graham for comments on the manuscript. T. R. McClanahan was supported by the Wildlife Conservation Society through grants from the John D. and Catherine T. MacArthur and Tiffany Foundations during this period.
Informações do artigo.
Formato disponível.
&cópia de; 2015 The Authors. Conservation Biology published by Wiley Periodicals, Inc. on behalf of the Society for Conservation Biology.
This is an open access article under the terms of the Creative Commons Attribution-NonCommercial License, which permits use, distribution and reproduction in any medium, provided the original work is properly cited and is not used for commercial purposes.
cultural psychology; human behavior; motivations; social psychology; synergy; trade-off; compensación; comportamiento humano; motivaciones; psicología cultural; psicología social; sinergia.
História da publicação.
Issue online: 17 September 2015 Version of record online: 30 June 2015 Manuscript Accepted: 3 March 2015 Manuscript Received: 30 April 2014.
Western Indian Ocean Marine Science Association (WIOMSA)
Supporting Information.
Please note: Wiley-Blackwell is not responsible for the content or functionality of any supporting information supplied by the authors. Any queries (other than missing content) should be directed to the corresponding author for the article.
Literature Cited.
Ajzen I . 1985 . From intentions to actions: a theory of planned behavior . Pages 11-39 in Kuhl J , Beskmann J , editors. Action control: From cognition to behavior . Springer, New York . Ajzen I . 1991 . The theory of planned behavior . Organizational Behavior and Human Decision Processes 50 : 179 – 211 . CrossRef | Web of Science® Times Cited: 13174 Arrow KJ . 2012 . Social choice and individual values . Volume 12 . Yale University , New Haven, Connecticut . Balvanera P , Pfisterer AB , Buchmann N , He J , Nakashizuka T , Raffaelli DSB . 2006 . Quantifying the evidence for biodiversity effects on ecosystem functioning and services . Ecology Letters 9 : 1146 – 1156 . Wiley Online Library | PubMed | Web of Science® Times Cited: 924 Barnosky AD , et al. 2012 . Approaching a state shift in Earth's biosphere . Nature 486 : 52 – 58 . CrossRef | PubMed | CAS | Web of Science® Times Cited: 378 | ADS Bateman IJ , et al. 2002 . Economic valuation with stated preference techniques: a manual . Edward Edgar, Cheltenham . CrossRef Bateman IJ , et al. 2013 . Bringing ecosystem services into economic decision-making: land use in the United Kingdom . Science 341 : 45 – 50 . CrossRef | PubMed | CAS | Web of Science® Times Cited: 142 | ADS Böhnke-Henrichs A , Baulcomb C , Koss R , Hussain SS , deGroot RS . 2013 . Typology and indicators of ecosystem services for marine spatial planning and management . Journal of Environmental Management 130 : 135 – 145 . CrossRef | PubMed | Web of Science® Times Cited: 21 Chan K , Satterfield T , Goldstein G . 2012 . Rethinking ecosystem services to better address and navigate cultural values . Ecological Economics 74 : 8 – 18 . CrossRef | Web of Science® Times Cited: 209 Clarke KR , Gorley RN . 2006 . Primer v6:User Manual/Tutorial . PRIMER-E, Plymouth. pp. 190 . COP (Convention on Biological Diversity) . 2011 . Report of the tenth meeting of the conference of the parties to the convention on biological diversity. (UNEP, Nairobi) pp. 353 . Costello C , Ovando D , Hilborn R , Gaines SD , Deschenes O , Lester SE . 2012 . Status and solutions for the world's unassessed fisheries . Science 338 : 517 – 520 . CrossRef | PubMed | CAS | Web of Science® Times Cited: 147 | ADS Daily GC , editor. 1997 . Nature's services: societal dependence on natural ecosystems . Island Press, Washington D. C . pp. 392 . Daily GC , Matson PA . 2008 . Ecosystem services: From theory to implementation . Proceedings of the National Academy of Sciences 105 : 9455 – 9456 . CrossRef | PubMed | Web of Science® Times Cited: 245 | ADS Daniel TC , et al. 2012 . Contributions of cultural services to the ecosystem services agenda . Proceedings of the National Academy of Sciences 109 : 8812 – 8819 . CrossRef | Web of Science® Times Cited: 212 | ADS Davidov E . 2010 . Testing for comparability of human values across countries and time with the third round of the European Social Survey . International Journal of Comparative Sociology 51 : 171 – 191 . CrossRef | Web of Science® Times Cited: 25 Daw T , Brown K , Rosendo S , Pomeroy R . 2011 . Applying the ecosystem services concept to poverty alleviation: the need to disaggregate human well-being . Environmental Conservation 38 : 370 – 379 . CrossRef | Web of Science® Times Cited: 92 Dietz T , Fitzgerald A , Shwom R . 2005 . Environmental values . Annual Review of Environmental Resources 30 : 335 – 372 . CrossRef | Web of Science® Times Cited: 228 Field AP . 2009 . Discovering statistics using SPSS: (and sex and drugs and rock ‘n’ roll) . Sage, London . Fischer R , Schwartz S . 2011 . Whence differences in value priorities? Individual, cultural, or artifactual sources . Journal of Cross-Cultural Psychology 42 : 1127 – 1144 . CrossRef | Web of Science® Times Cited: 50 Foley JA , et al. 2005 . Global consequences of land use . Science 309 : 570 – 574 . CrossRef | PubMed | CAS | Web of Science® Times Cited: 2690 | ADS Hicks CC , Cinner JE . 2014 . Social, Institutional, and knowledge mechanisms mediate diverse ecosystem services from coral reefs Proceedings of the National Academy of Sciences , USA 111 : 17791 – 17796 . CrossRef | CAS | Web of Science® Times Cited: 9 | ADS Hicks CC . 2011 . How do we value our reefs? Risks and tradeoffs across scales in "biomass-based economies" . Coastal Management 39 : 358 - 376 . CrossRef | Web of Science® Times Cited: 14 Hicks CC , Graham NAJ , Cinner JE . 2013 . Synergies and tradeoffs in how managers, scientists, and fishers value coral reef ecosystem services . Global Environmental Change 23 : 1444 – 1453 . CrossRef | Web of Science® Times Cited: 15 Hicks CC , McClanahan TR , Cinner JE , Hills J . 2009 . Trade-offs in values assigned to ecological goods and services associated with different coral reef management strategies . Ecology and Society 14 : ecologyandsociety. org/vol14/iss1/art10/. Hitlin S , Piliavin JA . 2004 . Values: reviving a dormant concept . Annual Review of Sociology 30 : 359 – 393 . CrossRef | Web of Science® Times Cited: 256 Hofstede G . 2011 . Dimensionalizing cultures: the Hofstede model in context . Online Readings in Psychology and Culture 2 ( 1 ):dx. doi. org/10.9707/2307-0919.1014 CrossRef Leach M , Mearns R , Scoones I . 1999 . Environmental entitlements: dynamics and institutions in community-based natural resource management . World development 27 : 225 – 247 . CrossRef | Web of Science® Times Cited: 415 Legendre P , Legendre L . 1998 . Numerical Ecology . 2nd edition . Elsevier Science, Amsterdam . MA (Millennium Ecosystem Assessment) . 2003 . Ecosystems and human well-being: a framework for assessment . Island Press, Washington, D. C . Maas CJM , Hox JJ . 2004 . The influence of violations of assumptions on multilevel parameter estimates and their standard errors . Computational Statistics & Data Analysis 46 : 427 – 440 . CrossRef | Web of Science® Times Cited: 80 Mace GM , Norris K , Fitter AH . 2011 . Biodiversity and ecosystem services: a multilayered relationship . Trends in Ecology & Evolution 27 : 19 – 26 . CrossRef | PubMed | Web of Science® Times Cited: 249 Manfredo M , Teel T , Zinn HC . 2009 . Understanding global values towards wildlife . Pages 31 – 43 in Manfredo M , Vaske J , Brown PJ , Decker DJ , Duke EA. editors. Wildlife and society: The science of human dimensions . Island Press, Washington, D. C . Martín-López B , et al. 2012 . Uncovering ecosystem service bundles through social preferences . PLOS ONE 7 ( e38970 ) DOI: 10.1371/journal. pone.0038970. CrossRef | PubMed | Web of Science® Times Cited: 125 | ADS Mastrangelo ME , Gavin MC , Laterra P , Linklater WL , Milfont TL . 2014 . Psycho-social factors influencing forest conservation intentions on the agricultural frontier . Conservation Letters 7 : 103 – 110 . Wiley Online Library | Web of Science® Times Cited: 3 Mbaru EK , McClanahan TR . 2013 . Escape gaps in African basket traps reduce bycatch while increasing body sizes and incomes in a heavily fished reef lagoon . Fisheries Research 148 : 90 – 99 . CrossRef | Web of Science® Times Cited: 5 McClanahan TR , Glaesel H , Rubens J , Kiambo R . 1997 . The effects of traditional fisheries management on fisheries yields and the coral-reef ecosystems of southern Kenya . Environmental Conservation 24 : 105 – 120 . CrossRef | Web of Science® Times Cited: 87 McShane TO , et al. 2010 . Hard choices: Making trade-offs between biodiversity conservation and human well-being . Biological Conservation 144 : 966 – 972 . CrossRef | Web of Science® Times Cited: 177 Milcu AI , Hanspach J , Abson D , Fischer J . 2013 . Cultural ecosystem services: a literature review and prospects for future research . Ecology & Society 18 : dx. doi. org/10.5751/ES-05790-180344 CrossRef | Web of Science® Times Cited: 50 Mills D , et al. 2011 . Vulnerability in African small-scale fishing communities . Journal of International Development 23 : 308 – 313 . Wiley Online Library | Web of Science® Times Cited: 23 Milner-Gulland EJ . 2012 . Interactions between human behaviour and ecological systems . Philosophical Transactions of the Royal Society B: Biological Sciences 367 : 270 – 278 . CrossRef | Web of Science® Times Cited: 27 Morris CW . 1956 . Varieties of human value . University of Chicago Press, Chicago . Pages 208 . CrossRef Norgaard RB . 2010 . Ecosystem services: From eye-opening metaphor to complexity blinder . Ecological Economics 69 : 1219 – 1227 . CrossRef | Web of Science® Times Cited: 273 Pearce DW , Turner RK . 1989 . Economics of natural resources and the environment . Johns Hopkins University Press, Baltimore, MD . Pollnac R , Bavinck M , Monnereau I . 2012 . Job satisfaction in fisheries compared . Social Indicators Research 109 : 119 – 133 . CrossRef | PubMed | Web of Science® Times Cited: 8 Raudsepp-Hearne C , Peterson GD , Bennett EM . 2010 . Ecosystem service bundles for analysing trade-offs in diverse landscapes . Proceedings of the National Academy of Sciences 107 : 5242 – 5247 . CrossRef | Web of Science® Times Cited: 321 | ADS Rodríguez JT , Beard D Jr , Bennett EM , Cumming GS , Cork SJ , Agard J , Dobson AP , Peterson GD . 2006 . Trade-offs across space, time, and ecosystem services . Ecology and Society 11 : ecologyandsociety. org/vol11/iss1/art28/ Rokeach M . 1973 . The nature of human values . Free Press, New York. Rokeach M . 2008 . Understanding human values . Free Press, New York . Schwartz SH . 1996 Value priorities and behavior: applying a theory of integrated value systems . Erlbaum L. editor. The psychology of values. The Ontario Symposium , Vol 8 . Schwartz SH . 1994 . Are there universal aspects in the structure and contents of human values? Journal of Social Issues 50 : 19 – 45 . Wiley Online Library | Web of Science® Times Cited: 1200 Schwartz SH . 2009 . Draft users manual: proper use of the Schwartz Value Survey, compiled by Romie F. Littrell . Centre for cross cultural comparisons , Auckland, New Zealand . Available from crossculturalcentre. homestead. Schwartz SH . 2013 . The psychology of values . Pages 1 – 23 in C Seligman , C. J. M. Olson and M. P. Zanna editors. The Ontario Symposium 8 . Psychology Press, Ontario. Schwartz SH , Bardi A . 2001 . Value hierarchies across cultures taking a similarities perspective . Journal of Cross-Cultural Psychology 32 : 268 – 290 . CrossRef | Web of Science® Times Cited: 422 Schwartz SH , Boehnke K . 2004 . Evaluating the structure of human values with confirmatory factor analysis . Journal of Research in Personality 38 : 230 – 255 . CrossRef | Web of Science® Times Cited: 280 Seppelt R , Dormann CF , Eppink FV , Lautenbach S , Schmidt S . 2011 . A quantitative review of ecosystem service studies: approaches, shortcomings and the road ahead . Journal of Applied Ecology 48 : 630 - 636 . Wiley Online Library | Web of Science® Times Cited: 227 Song AM , Chuenpagdee R , Jentoft S . 2013 . Values, images, and principles: What they represent and how they may improve fisheries governance . Marine Policy 40 : 167 – 175 . CrossRef | Web of Science® Times Cited: 12 Stern PC , Dietz T , Abel T , Guagnano GA , Kalof L . 1999 . A value-beliefnorm theory of support for social movements: the case of environmentalism . Research in Human Ecology 6 :81–97. Tetlock PE . 1986 . A value pluralism model of ideological reasoning . Journal of Personality and Social Psychology 50 : 819 – 827 . CrossRef | Web of Science® Times Cited: 297 Vatn A . 2009 . An institutional analysis of methods for environmental appraisal . Ecological Economics 68 : 2207 – 2215 . CrossRef | Web of Science® Times Cited: 66 Vira B , Adams B , Agarwal C , Badiger S , Hope RA , Krishnaswamy J , Kumar C . 2012 . Negotiating trade-offs: Choices about ecosystem services for poverty alleviation . Economic & Political Weekly 47 : 67 – 75 .
Conteúdo Relacionado.
Artigos relacionados ao que você está visualizando.
Citando Literatura.
Number of times cited : 12.
1 Dawn C. Dickinson , Richard J. Hobbs , Cultural ecosystem services: Characteristics, challenges and lessons for urban green space research, Ecosystem Services , 2017 , 25 , 179 CrossRef 2 Timothy E. Essington , Lorenzo Ciannelli , Selina S. Heppell , Phillip S. Levin , Timothy R. McClanahan , Fiorenza Micheli , Éva E. Plagányi , Ingrid E. van Putten , Empiricism and Modeling for Marine Fisheries: Advancing an Interdisciplinary Science, Ecosystems , 2017 , 20 , 2, 237 CrossRef 3 JEROEN F. ADMIRAAL , RIYAN J. G. VAN DEN BORN , ALMUT BERINGER , FLAVIA BONAIUTO , LAVINIA CICERO , JUHA HIEDANPÄÄ , PAUL KNIGHTS , LUUK W. J. KNIPPENBERG , ERICA MOLINARIO , CORNELIS J. M. MUSTERS , OSMA NAUKKARINEN , KATARINA POLAJNAR , FLORIN POPA , ALES SMREKAR , TIINA SOININEN , CARMEN PORRAS-GOMEZ , NATHALIE SOETHE , JOSE-LUIS VIVERO-POL , WOUTER T. DE GROOT , Motivations for committed nature conservation action in Europe, Environmental Conservation , 2017 , 44 , 02, 148 CrossRef 4 Michael J. Manfredo , Jeremy T. Bruskotter , Tara L. Teel , David Fulton , Shalom H. Schwartz , Robert Arlinghaus , Shigehiro Oishi , Ayse K. Uskul , Kent Redford , Shinobu Kitayama , Leeann Sullivan , Why social values cannot be changed for the sake of conservation, Conservation Biology , 2017 Wiley Online Library 5 Nathalie Seddon , Georgina M. Mace , Shahid Naeem , Joseph A. Tobias , Alex L. Pigot , Rachel Cavanagh , David Mouillot , James Vause , Matt Walpole , Biodiversity in the Anthropocene: prospects and policy, Proceedings of the Royal Society B: Biological Sciences , 2016 , 283 , 1844, 20162094 CrossRef 6 Caio Cesar de Araujo Barbosa , John Dearing , Sylvia Szabo , Sarwar Hossain , Nguyen Thanh Binh , Dang Kieu Nhan , Zoe Matthews , Evolutionary social and biogeophysical changes in the Amazon, Ganges–Brahmaputra–Meghna and Mekong deltas, Sustainability Science , 2016 , 11 , 4, 555 CrossRef 7 Albert V Norström , Magnus Nyström , Jean-Baptiste Jouffray , Carl Folke , Nicholas AJ Graham , Fredrik Moberg , Per Olsson , Gareth J Williams , Guiding coral reef futures in the Anthropocene, Frontiers in Ecology and the Environment , 2016 , 14 , 9, 490 Wiley Online Library 8 Jasper O. Kenter , Rosalind Bryce , Michael Christie , Nigel Cooper , Neal Hockley , Katherine N. Irvine , Ioan Fazey , Liz O’Brien , Johanne Orchard-Webb , Neil Ravenscroft , Christopher M. Raymond , Mark S. Reed , Paul Tett , Verity Watson , Shared values and deliberative valuation: Future directions, Ecosystem Services , 2016 , 21 , 358 CrossRef 9 Timothy R. McClanahan , Carlos Ruiz Sebastián , Josh E. Cinner , Simulating the outcomes of resource user - and rule-based regulations in a coral reef fisheries-ecosystem model, Global Environmental Change , 2016 , 38 , 58 CrossRef 10 Christopher M. Raymond , Jasper O. Kenter , Transcendental values and the valuation and management of ecosystem services, Ecosystem Services , 2016 , 21 , 241 CrossRef 11 Patricia Carignano Torres , Carla Morsello , Luke Parry , Renata Pardini , RunGuo Zang , Who Cares about Forests and Why? Individual Values Attributed to Forests in a Post-Frontier Region in Amazonia, PLOS ONE , 2016 , 11 , 12, e0167691 CrossRef 12 Ali Bene , Anne Fournier , Réflexion sur la notion de services écologiques : étude de cas à Kotoudéni (Burkina Faso), VertigO , 2015 , Volume 15 Numéro 3 CrossRef.
Direitos autorais e cópia; 1999 - 2017 John Wiley & amp; Sons, Inc. Todos os direitos reservados.
Комментарии
Отправить комментарий