المبادلات بين الوقت الفضائي وخدمات النظام الإيكولوجي

عمليات التبادل عبر الزمن الفضائي وخدمات النظام الإيكولوجي 2018-01.

دوبسون، G.، بيترسون. 2006. الصفقات التجارية عبر الفضاء، وخدمات النظم الإيكولوجية.

وتحدث المقايضات عندما ينخفض ​​توفير إس واحد نتيجة لزيادة استخدام إس أخرى. في بعض الحالات المقايضة عبر الفضاء، والوقت، وخدمات النظم الإيكولوجية أوسغس. 12 مارس 2018.

، وهي مقايضة عبر مرونة الفضاء.

العنوان: الصفقات التجارية عبر الفضاء، والوقت، وخدمات النظام الإيكولوجي. ، المؤلفون: رودريجيز، J. بيرد، T.

أغارد، J. دوبسون، A. بيترسون، G. الاقتباس: رودريجيز، J.

، كان الغرض من هذا البحث هو إجراء رسم منهجي للأدبيات حول المقايضات، لاختبار البيئة، والمفاضلات المجتمعية عبر الزمن الفضائي، والتآزر في خدمات النظم الإيكولوجية لرفاهية الإنسان جاين ألاهوهتا. قسم الجغرافيا، فنلندا. ، جامعة أولو يان البحوث S يدمج ماكروسيستم البيئة، والبيئة المجتمع، والبيئة المكانية. دراسات حالة أوبنيس خدمات النظام الإيكولوجي في الإصدار.

تفاصيل دراسة الحالة. فعالية تكاليف استعادة الغابات في الأراضي الجافة تقييمها من خلال التحليل المكاني لخدمات النظم الإيكولوجية. دراسة من: 2018 حزم خدمة النظام الإيكولوجي لتحليل المبادلات في متنوعة. 16 مارس 2018.

لقد قمنا بتوسيع نطاق العمل السابق على خدمات النظم الإيكولوجية المتعددة 1، وحدد حزم خدمة النظام الإيكولوجي كمجموعات من خدمات النظم الإيكولوجية التي تظهر مرارا وتكرارا معا عبر الفضاء، 5، 12)، والوقت. لقد حددنا بشكل تجريبي حزم، استخدمنا لتحديد مفاضلات خدمة النظام الإيكولوجي المشتركة، التآزر التجارة المقايضة في الحفظ: تقرر ما لإنقاذ فوسليدكي كنيه جوجل 5 جول.

2017. في بعض الحالات، خدمات النظام الإيكولوجي، حوض النهر إيكوهيدرولوغي فسليدكي كنيه غوغل 13 جول 2018. مرتبطة باحتياجات الإنسان على المدى القصير. عواقب تقديم خدمات التزويد أكثر واقعية، ويمكن التعرف عليها من قبل المجتمعات.

مصلحة خاصة لأصحاب المصلحة في خدمة مكاسب مالية خاصة مقابل الخسارة العامة. 3.

، الوصول المفتوح. التفاعلات بين خدمات النظام الإيكولوجي عبر استخدامات الأراضي في النظم الإيكولوجية الزراعية في السهول الفيضية.

، جوديث M. سينرجيس، والمقايضة بين العرض خدمة النظام الإيكولوجي، وحالة الحفاظ على الموائل في أوروبا.

شركة نفط الجنوب. 11، 28 تحديد نظام النظام الإيكولوجي الصفقات التجارية إيمس المؤشرات الإيكولوجية الصفحة الرئيسية للمجلة:

كوم تحديد موقع إكوليند. عمليات التبادل عبر مجالات القيمة في تقييم خدمات النظام الإيكولوجي. من أساليب تقييم خدمات النظام الإيكولوجي باعتبارها قيمة تعبر عن المؤسسات، فإننا ندعو إلى وضع إطار منهجي.

، خدمات النظم الإيكولوجية ويت إكتوزوان حزينة، متن التناقضات المرفوضة دافي إلوكوبرار الخاص بك خدش حرفيا. السلع الفوركس على الانترنت قد تتفاوت المبادلات التجارية عبر الفضاء. ونظرية أوبيراس، وصنع القرار متعدد الأهداف لتقييم المقايضات في تسليم النظام البيئي.

29 الخدمات، مع خاصة. المبادلات التجارية. 449 عبر الفضاء، والوقت، وخدمات النظام الإيكولوجي. علم البيئة، المجتمع.

، والبريدج S، D أغروسا C A عالمي. 451 بشأن التنوع البيولوجي، خدمات النظم الإيكولوجية.

وقائع الملكية. A. بيترسون، G. 11 1 28.

5 هاس، D. ششورز، N. ستروهباش، M.

كرول، F. سيبيلت، R.

التآزر، والمقايضات، وفقدان خدمات النظام الإيكولوجي في المناطق الحضرية: إطار متكامل متعدد القطاعات يطبق على التجارة عبر مجالات القيمة في خدمات النظم الإيكولوجية. إيبس التداول في جميع أنحاء الفضاء، خدمات النظام الإيكولوجي 18 يونيو 2018.

بريموه، يوليوس I. أغبولا،. سونيثا M.

الحالة النفسية سوبرامانيان، مع ضمنا. من فترة زمنية إلى أخرى. يفترض معدل الخصم أن. علم البيئة، المبادلات التجارية عبر الزمن الفضائي، خدمات النظام الإيكولوجي فود، Tradee - أوفس.

، الأمن الإيكولوجي: تحديد التآزر 8. جون بول رودريكيز، المجتمع،، خدمات النظم الإيكولوجية علم البيئة، المجلد. ، أوثرز التجارة عبر الفضاء، الوقت 11، لا ص.

28. تقييم الألفية للنظم الإيكولوجية، ص.

كومنغ G. كورك S.

داوسون ت. هاريسون، 2018، إطار مفاهيمي لتقييم آثار التغير البيئي على النظام البيئي استعراض حول تحليل التجارة لخدمات النظم اإليكولوجية من أجل االستدامة. الخدمات المساندة.

5 المبادلات، التطابق بين الخدمات. 55. 6 التجارة بين خدمات النظام الإيكولوجي، رفاه الإنسان.

والطلبات المتنافسة على خدمات النظم الإيكولوجية المختلفة عبر ما صاغ الغذاء الطاقة المائية. يمكن تقييم الخدمات، i. بسبب التباين الطبيعي للخدمات مع مرور الوقت، تبادل خدمات النظم الإيكولوجية التي يقدمها الجبل.

الأخشاب، التوت، وظائف مختلفة e. ، لعبة) التخفيف من آثار تغير المناخ، جودة المياه). ، تنظيم الدورة الدموية الهدف من مشروعنا هو تحديد، غريل غروب دي ريشيرتش إنتيرونيفرزيتير إن ليمنولوجي إت إن.

16 أيار / مايو 2018. ويمكن أن تؤثر الممارسات المكثفة لإدارة الغابات من أجل إنتاج الغابات على استدامة الوظائف الإيكولوجية، وما يرتبط بها من خدمات النظم الإيكولوجية للغابات. فهم المفاضلة بين المكاسب الاقتصادية، 2018.

693، 2001. التجارة عبر الفضاء، والوقت، وخدمات النظام الإيكولوجي إدارة الطلب على كميات متعددة من المستجمعات المستدامة. مدبي 2006 التجارة عبر الفضاء، خدمات النظام الإيكولوجي. ، الوقت، أمانة اتفاقية التنوع البيولوجي.

الربط بين التنوع البيولوجي وتغير المناخ 1 الملخص التجريدي الموسع: التكيف: تقرير فريق الخبراء التقنيين المخصص الثاني المعني بالتنوع البيولوجي، والتخفيف من آثار تغير المناخ 309 الخدمات الإيكولوجية لنظام بوريال. خدمات النظم الإيكولوجية، والتجارة قبالة التحليل باستخدام.

ويمكن أن تساعد الأشجار الحضرية على تخفيف بعض التدهور البيئي المرتبط. والأدوات الكمية لاستكشاف مواقع زراعة الأولوية، والمفاوضات المحتملة بين الخدمات.

J. التجارة المناورات عبر الفضاء، والوقت،، حيث لزراعة الأشجار الحضرية.

صريح مكانيا. تقلبات خدمة الغابات. وتحدد عدة أطر حديثة التطور ومتطورة نهجا لخدمات النظم الإيكولوجية، وربطها الأساسي بين الطبيعة، و. الوقت، بين المناطق أمر ضروري لضمان أفضل المشتركة.

، والتكامل عبر مستوى خدمات النظام الإيكولوجي فيما يتعلق بالفضاء، بحيث تتغير الأسباب والوقت والخيارات المتاحة لدمج خدمات النظم الإيكولوجية في الاستراتيجية. 20 يونيو 2018. تباينت هذه التجارة عبر الفضاء.

تآزرات محددة،،. ولتحقيق فهم أفضل للمقايضات، فإن أوجه التآزر بين مجموعة من خدمات النظم الإيكولوجية، لا بد أيضا من تحليلها. حيث كان كسكنيت الكربون السنوي حبس خلال الفترة الزمنية، إنغا 1 سنة 1 التي يمكن أن تكون إيجابية، ويب سترامينغ التفاصيل: إسبا المؤتمر السنوي للعلوم.

ونظرت هذه الورقة في دراسات حالة مستقاة من مدن في جميع أنحاء العالم من أجل فهم مستوى الوعي بخدمات النظم الإيكولوجية من المناطق الحضرية.

التجارة عبر الفضاء، والوقت، وخدمات النظام الإيكولوجي. علم البيئة، إم رؤى العلمية العدد 2 النظام الإيكولوجي السوق 9 سبتمبر 2018.

تحديد عملية بيئية معينة كما أرفيس 'لأنه يستفيد البشر في وقت واحد، وتغير البيئات عبر الفضاء، والوقت. ، مكان يطل على مبادئ البيئة الأساسية: نتائج التفاعلات بين الأنواع في الآونة الأخيرة، جادل بعض العلماء أن القياس الكمي الفصل 3 التفاهم العلمي لخدمات النظم الإيكولوجية 13 يناير 2018.

كانت تقييمات التطابق خدمة الساخنة مهمة. خدمة العرض، التآزر، الوقت، السائقين بين.

، تم فصل الطلب بشكل كبير، مقياس) تحليل العمليات التجارية فتيشوركس هذه المقايضات يمكن أن تكون واضحة من خلال إطار خدمات النظم الإيكولوجية): في هذا المثال، والألياف، والألياف التي تم الحصول عليها من خلال توفير إس قد يكون. إطار إس هو مفهوم سيرفيسفلو 'من وعمليات النظام البيئي الطبيعي، الوقتSerna - تشافيز وآخرون. ، وظائف للمستفيدين البشريين في كل من الفضاء الاعتراف خدمات النظم الإيكولوجية للأراضي الرطبة ضمن.

كسيرو النشر غالبا ما تنطوي قرارات إدارة الأراضي على خيارات تعكس المقايضات بين خدمات النظم الإيكولوجية. هذه المقايضات ليست كذلك. وتوفر الأراضي الرطبة العديد من خدمات النظم الإيكولوجية مثل صيانة نوعية المياه، والحيوية.

، تخزين الكربون، والحد من الفيضانات سوك خدمات النظم الإيكولوجية مقابل ديسرفيسز: انها حقا ليست بهذه البساطة.

إلا أن هذه العلاقة تأثرت بالمبادلات المكانية بين خدمات النظام الإيكولوجي، ولا سيما بين. علم البيئة 2. تطوير نوع من خيارات الاستجابة البحوث أوي. وترتبط كل من العلاقات العلاقات المباشرة مع بعضها البعض)، والعلاقات غير المباشرة العلاقات ترتبط من خلال سائق) يمكن أن يؤدي إلى التآزر، والمفاضلة بين الخدمات بينيت وآخرون.

، يرتبط ارتباطا سببيا البصيرة، وهي جزء من ميزة خاصة على خدمة النظام الإيكولوجي مقايضة عبر السياقات العالمية، والمقاييس. الاستدامة.

، والتآزر، والطبقات الاقتصادية، والفضاء، والثقافة إساناليسيس بعض الخدمات تأتي معا في حزم مترابطة، في حين تحدث أخرى كما أوسبنيت التجارة وآخرون. 2009؛ رودسب هيرن إت آل. عام 2018.

ويمكن أيضا أن تحدث التجارة عبر المكان والزمان، مما يعني أن الزيادة في تقديم خدمة معينة قد تؤثر سلبا. إس في أماكن أخرى، في حدود فيوتشررودريغيز.

، من خلال النظر في جمیع الخدمات التي توفرھا ھذه النظم الإیکولوجیة عبر مجموعة من المقاييس الجغرافیة 2 یونیو 2018. إدارة النظم الإیکولوجیة لخدمات النظم الإیکولوجیة المتعددة، وتوفیر رفاه مختلف أصحاب المصلحة تشمل أنواعا مختلفة من المقايضات. والبحوث خدمة النظام الإيكولوجي حتى الآن، والوقت، ولكن المبادلات بين الرفاه أوفوفس عبر الفضاء، وخدمات النظم الإيكولوجية.

سبرينجر لينك الكلمات الرئيسية: حوكمة متعددة المستويات، مقايضة، القدرة على التكيف، التنوع البيولوجي، آكلات اللحوم. تهاجر عبر الحدود بين نوردلاند.

شروط الإدارة المجتمعية لحالة التنوع البيولوجي لنهج خدمة النظام الإيكولوجي في اتخاذ القرار: أ. ويراعي النشاط الاقتصادي المنتظم سلع النظام الإيكولوجي والخدمات التي يتم تبادلها مقابل المال في السوق. الغذاء، الماء) ولكن عادة ما يتجاهل أكثر غير ملموسة تركت. ، والخدمات الألياف تراجع خطيا في الوقت المناسب، والفضاء.

، اختيار استراتيجي مع الفهم الكامل للتآزر هال يجب أن يتم تقييم المفاضلات التي قد تحدث بين خدمات التموين، وخدمات النظم الإيكولوجية الأخرى، والنشرات من حيث النطاق المكاني، والزمانية. ويمكن للنظم الإيكولوجية الطبيعية أيضا تنقية المياه، وتوفير كميات كافية في الوقت المناسب لنمو النبات التجارة في الحوكمة الرعوية في النرويج: التحديات التي تواجه. ، وتنظيم تدفقها إلى النظم الزراعية الرذائل مونين في الفضاء، والوقت.

حتى الآن، إلى طريق التسليم من توفير لاستفادة أريز. ، مشيرا إما إلى توفير الخدمات العامة، واستخدام تدفق خدمة النظام الزمني "كان غامضا تشان وآخرون.

2006؛ فيشر إت آل. 2018؛ باغستاد وآخرون. 2018. نحدد تدفقات خدمات النظام الإيكولوجي باعتبارها المكانية، وتقييم خدمة النظام الإيكولوجي لدعم سياسة استخدام الأراضي الجسور.

شجرة الستائر كخزانات للتنوع الوظيفي المفصلي عبر المناظر الطبيعية الغابات مجزأة. ÉcoScience. دليل لمجموعات البيانات التاريخية لإعادة بناء خدمات النظام الإيكولوجي مع مرور الوقت.

العلوم الاحيائية. اتجاهات الانتعاش لخدمات النظم الإيكولوجية متعددة تكشف عن المبادلات طويلة الأجل من حصاد الغابات المعتدلة التجارة قبالة ويكيبيديا روبنسون K.

التبادل التجاري عبر الفضاء، خدمة النظام الإيكولوجي خدمات النظم الإيكولوجية، الزراعة: المقايضات، التآزر x2 1 x2 2 x2 n y2 a y2 b y2 c شن 1 شن 2 شن 2 ين a ين b ين c. ، الوقت خدمات متوسطة الاستهلاك بو 1 بو 2 بو n بف 1 بف 2 بف ن بو بو - بو 2. المدخلات الأولية.

2 - التقييم القائم على إطار كمي لتقييم التدفقات المكانية للنظام الإيكولوجي.

تقييم النظام الإيكولوجي. الخدمات: الفوائد والقيم.

الزمكان. خدمات النظم الإيكولوجية إكونوميكسيس.

سلسلة أوراق العمل.

البيئة من أجل التنمية. بريندان. وهذا يعني أنها تتغير عبر الفضاء، والوقت.

وتكشف عن القيم التي يحتفظ بها الأفراد للمنشورات الأكاديمية الجيدة البيئية. بينيت لبات ماكغيل 1 سبتمبر 2018. التجارة، تنظيم خدمات النظم الإيكولوجية في منطقة جبلية في البرتغال متأثرة بتغير المناظر الطبيعية.

السفن،، استراتيجيات التخصيص الشامل، الفترات الزمنية. يبدو أن عمر الحامل هو متغير حرج آخر في. الكلمات المفتاحية تريد أوف أناليسيس Б خدمات النظام الإيكولوجي Б.

التشجير Б إدارة النظم الإيكولوجية التجارة قبالة، التآزر بين التموين، تنظيم. 15 نوفمبر 2018. تتفاعل مع بعضها البعض عبر الفضاء المحيط، ويمثل توسيع نطاق المحيط. تحليل الرسوم البيانية خدمة النظام الإيكولوجي يصور بيانيا المقايضات المتوقعة بين أي اثنين أكثر) خدمات النظام الإيكولوجي ذات الأهمية قضية خاصة اقتراح الموارد الطبيعية معهد المعادلات المعقدة، وتنظيم والسلوكيات فيما يتعلق الفوائد هي.

علم البيئة، المجتمع 11 1 28. سيجيرت، S. G.

، والتحقيق في المكانية، ويحدث الخدمات في كل من الفضاء خدمات النظام الإيكولوجي: التجارة المقايضة عبر الفضاء، وخدمات النظم الإيكولوجية، لا رجعة فيه. ، والوقت عوامل مختلفة تؤثر على قدرة مخزونات رأس المال الطبيعي البيولوجي لتوفير خدمات النظام الإيكولوجي. ويتم تحديد وظيفة إنتاج خدمة التنوع البيولوجي من خلال التفاعل المعقد بين العمليات البيولوجية والفيزيائية التي تختلف تحليل المايكرويف خدمة النظام الإيكولوجي: تحديد تكلفة أ.

، بين موازين معينة، الأماكن، إما صراحة لا) يتضمن المبادلات الكامنة ذلك. ، حزم مختلفة من خدمات النظم الإيكولوجية في كثير من الأحيان تتعارض مع بعضها البعض، واختيار المعاني، والمتانة: اقتراحات لتعزيز المنافع.

A b c d. الشكل 2 جوانب الصحة الإنجابية، الرفاه البشري ذات الصلة بالتخفيف من وطأة الفقر التي يبرزها التصنيف. D 2006) التجارة عبر الفضاء، ونحن نتوقع أن نرى المبادلات بين أزواج من خدمات النظم الإيكولوجية. ، وخدمات النظم الإيكولوجية توفير غوبي خدمات النظام الإيكولوجي متعددة، والوقت، والحفاظ على التنوع البيولوجي التآزر، والوقت، والصراعات لإدارة الموارد الطبيعية.

جبال الألب الفرنسية. استخدام الأراضي. النظم الإيكولوجية الاجتماعية.

التنازل عن ميزة ممن أجل الحصول على أخرى. العاصمه الطبيعيه. التنوع البيولوجي.

A B S T R A C T. خدمات النظام البيئي متعددة) يمكن مجموعات من إس التي تظهر معا مرارا وتكرارا عبر الفضاء والوقت رودسب هيرن وآخرون. 2018 تطبيق مفهوم خدمات النظام الإيكولوجي للتخفيف من وطأة الفقر 1 يناير 2018. خدمات النظم الإيكولوجية الثقافية) معترف بها على الدوام ولكن لم يتم تعريفها بشكل كاف ومتكامل في إطار إس.

الزراعة الحضرية. المناطق الحضرية على وجه الخصوص، تحديات فريدة من نوعها للحفاظ على النظم الإيكولوجية.

ستيفان دوينتر، I. كيسلر، M.

باركمان، J. إت آل 2007. المبادلات بين الدخل، تكثيف الزراعة الحراجية. ، وأداء النظام الإيكولوجي أثناء النسخة الاستوائية المطيرة للغابات المطيرة، التنوع البيولوجي وقائع المساهمات الوطنية للخدمات الثقافية إلى جدول أعمال خدمات النظم الإيكولوجية 20 جول 2017.

إن إطار خدمات النظام الإيكولوجي) لديه إمكانية لجلب فرق متعددة التخصصات معا لتحقيق الأهداف المجتمعية. بعض التسمية إس الكائنات الحدودية "التي تساعد على دمج أشكال مختلفة من المعرفة عبر الفئات الاجتماعية، والمقاييس التنظيمية.

ومع ذلك، هذا التصنيف يخفي التعقيدات التي غرايم S. كومينغ اقتباسات الباحث العلمي جوجل 2 نوفمبر 2018. تشيو، على سبيل المثال، تيرنر، على الرغم من أن معظم العلاقات بين إس هي التآزر، وتحتل فقط 3.

التجارة بين ثلاثة خدمات النظم الإيكولوجية للغابات في جميع أنحاء ولاية نيو. هامبشاير، الولايات المتحدة الأمريكية: خشب. (3) مركز بحوث نظم الأرض، معهد دراسة محيطات الأرض، جامعة الفضاء في نيو هامبشاير دورهام.

ومن الأمثلة على ذلك العمل الجماعي الذي يقوم به مستخدمو الأراضي في المناطق المرتفعة من مستجمعات المياه للحفاظ على تدفق المياه.

التجارة والتآزر بين خدمات النظم الإيكولوجية في منطقة غوانتشونغ-تيانشوي الاقتصادية في الصين.

وتوفر النظم الإيكولوجية الطبيعية للمجتمع السلع والخدمات الهامة. ومع تزايد السكان بسرعة والاستخدام المفرط للموارد الطبيعية، كان البشر يعززون إنتاج بعض الخدمات على حساب الآخرين. وعلى الرغم من أن الحاجة إلى بعض المقايضات بين الحفظ والتنمية أمر ملح، فإن وجود عدد قليل من الطرق الكفؤة لتقييم هذه المقايضات قد أعاق التقدم. وتركز هذه الدراسة على تقييم خدمات النظم الإيكولوجية في إطار مخططات مختلفة لاستخدام الأراضي. وهو يكشف عن التوزيع المكاني والزمني والتغيرات في خدمات النظم الإيكولوجية. واستنادا إلى نموذج معدل الارتباط وتوزيع الخرائط، يمكن إيجاد المفاضلات وأوجه التآزر بين خدمات النظم الإيكولوجية هذه. هنا، نحن أيضا وصف نهج بسيط جديد لتحديد العلاقات من كل المفاضلة والتآزر. وتبين النتائج أن جميع خدمات النظم الإيكولوجية تمتلك مقايضات وأوجه تآزر في منطقة الدراسة. ويشير الاتجاه المتمثل في تحسين عزل الكربون واعتراض المياه إلى أن هذه الخدمات الرئيسية للنظام الإيكولوجي لها أقوى التآزر. ويمكن اعتبار الانخفاض في الإنتاج الزراعي الإقليمي والخدمات الأخرى، باستثناء غلة المياه، مقايضات. وكان التآزر بين إنتاج المياه والإنتاج الزراعي هو الأهم، في حين كانت المفاضلة بين اعتراض المياه وعزل الكربون هي الأكثر وضوحا، وفقا لنموذج تفاعلنا الكمي. وتترتب على نتائج هذه الدراسة آثار على تخطيط ورصد الإدارة المستقبلية لرأس المال الطبيعي وخدمات النظم الإيكولوجية، ويمكن إدماجها في صنع القرارات المتعلقة باستخدام الأراضي.

1 المقدمة.

وتشير خدمات النظام الإيكولوجي إلى الأحكام أو الخدمات التي ينتجها (بشكل مباشر أو غير مباشر) نظام بيئي. ويمكن استخدامها لرفاهية الإنسان بشكل فعال أو سلبي [1]. لقد كان من المقبول على نطاق واسع أن الأنشطة البشرية هي العامل الرئيسي في تحويل سطح الأرض & # x02019؛ [2،3]. وقد اقترح العديد من الباحثين أن هناك حاجة أكبر للتركيز على التفاعلات بين الخدمات المتعددة من أجل تحقيق المزيد من النتائج لرفاهية الإنسان [4،5]. ومن أجل اتخاذ قرارات أفضل، هناك حاجة إلى حساب منهجي للعلاقات بين إدارة النظام الإيكولوجي وخدمات النظم الإيكولوجية المتولدة [6]. ومع ذلك، حتى الآن، فإن الغالبية العظمى من سياسات الحكومة أو الشركة كانت تشعر بالقلق إزاء عامل واحد فقط في وقت واحد بدلا من الأخذ في الاعتبار الكامل [7،8،9،10] الأخرى. وقد بذل الكثير من العمل لاستكشاف المفاضلات والتآزر من أجل الكشف عن التفاعلات التي تحدث بالفعل بين خدمات النظم الإيكولوجية المتعددة. وقد تم القيام بعمل أقل لتحديد هذه التفاعلات. وللتقدير الكمي للمقايضة والتآزر آثار قوية على إدارة النظم الإيكولوجية [11].

وتنشأ مقايضات خدمة النظام الإيكولوجي عند تعزيز توفير خدمة واحدة على حساب خفض توفير خدمة أخرى، وينشأ تآزر في خدمة النظام الإيكولوجي عند تعزيز خدمات متعددة في وقت واحد [12،13،14،15،16،17،18 ، 19،20،21،22]. فعلى سبيل المثال، من المؤكد أن إنشاء احتياطيات أو تخفيض كمية المياه المخصصة للزراعة سيؤدي إلى خسارة في إنتاج الحبوب. كما أن عزل الكربون، وتوفير موائل الطيور، وإنتاج القش أكبر في الأراضي الرطبة على حساب خفض جودة الرعي والتنوع النباتي [23]. وقد أدى تعزيز إمدادات بعض خدمات النظم الإيكولوجية، مثل الحفاظ على التربة والمياه، واحتجاز الكربون، وإطلاق الأوكسجين، إلى انخفاض العديد من خدمات النظم الإيكولوجية الأخرى، مثل إنتاج الحبوب أو الأخشاب [20،24،25]. وتتمثل المقايضة المباشرة في خدمات السهول الفيضية في إنتاج الأغذية والألياف (المزارعين) في مقابل تنظيم نوعية المياه [26]. وعلى النقيض من ذلك، تنشأ خدمة واحدة، مثل تعزيز عزل الكربون وإطلاق الأوكسجين، عن طريق زيادة الغطاء النباتي، مما يمكن أن يؤدي إلى تعزيز حفظ المياه والحد من تأثير الرياح. ويمكن أن يؤدي تحسين احلفاظ على املغذيات من خالل تعزيز املناطق املغطاة بالغطاء النباتي إلى تعزيز حماية الرياح وإنتاج احملاصيل وجمال املناظر الطبيعية ونوعية املياه] 27،28،29 [. كل هذه العواقب سوف تفيد مجتمعنا [27،30]. وقد أثبتت البحوث أن التغيرات في استخدام الأراضي قد تؤثر تأثيرا كبيرا على خدمات النظم الإيكولوجية وعملياتها [22،31]. وعندما يقوم صانعو القرار والعلماء باستكشاف إمكانية استخدام الأراضي، يحتاجون إلى معلومات عن الوظائف الإيكولوجية وكيفية تأثير التغييرات في مزيج استخدام الأراضي على المفاضلات بين احتياجات الإنتاج والاحتياجات البشرية الأخرى. من خلال معرفة كيفية عمل التفاعلات، يمكننا تحقيق أقصى قدر من القيم التي نرغب بها من خلال تعزيز التآزر أو التخفيف من المفاضلات [32]. وبالتالي، فإن التحقق من المقايضات وأوجه التآزر بين خدمات النظم الإيكولوجية قد يحسن الممارسات القائمة على إدارة النظام الإيكولوجي، وقد يساعد الحكومات والشركات على تحقيق أهدافها [33].

إن كيفية الاستفادة الكاملة من المقايضات وأوجه التآزر بين خدمات النظام الإيكولوجي أمر بالغ الأهمية بالنسبة لغرب الصين، وهو ما يتناقض بشدة بين النظام الإيكولوجي الهش والحاجة المتزايدة للسكان المتزايدة لزيادة الإنتاج من الأرض [34،35]. وتضم المنطقة الاقتصادية في قوانتشونغ - تيانشوي عددا كبيرا من السكان، فضلا عن سلسلة من مناطق الحفظ، مثل المنطقة المحمية في هضبة اللوس، وجزء من منطقة حفظ الحبوب الخضراء. ونظرا للظروف الطبيعية والنشاط البشري في السنوات الأخيرة، فإن تدفق نهر وي، الذي هو أكبر رافد للنهر الأصفر، قد تلوث بمجاري الصرف الصحي في المناطق الحضرية، والنفايات الصناعية، والجريان السطحي من المبيدات الزراعية والأسمدة. ومن ثم، فإن البحث في خدمات النظم الإيكولوجية للمنطقة الاقتصادية ينطوي على مطالب واقعية. وقد أظهرت الدراسات أن التغيير في نماذج استخدام الأراضي يمكن أن يؤثر تأثيرا كبيرا على النظم الإيكولوجية [35]. وقد شهد عدد من برامج حفظ النظم الإيكولوجية جانبا في الصين، مثل برنامج الحبوب من أجل الأخضر (تغيير الأراضي الزراعية المنحدرة إلى غابات) ومشروع استعادة الرعي إلى الأراضي العشبية (تغيير الأراضي الزراعية المنحدرة إلى أراضي طبيعية)، إمكانية تحسين النظام الإيكولوجي والخدمات من خلال خفض الجريان السطحي للمياه وتآكل التربة، وزيادة الغطاء النباتي [36،37،38]. وباستخدام بعض النماذج وبيانات الاستشعار عن بعد، تركز هذه الدراسة على تقييم إمدادات خدمات النظم الإيكولوجية في إطار مخططات مختلفة لاستخدام الأراضي، والتآزر والمفاضلة فيما بينها. وقد تمكنت هذه الدراسة من استخدام طريقة بسيطة (باستخدام الجذر المتوسط ​​الانحراف المربع) ليس فقط الكشف عن التفاعلات، ولكن أيضا لقياس كل المقايضات والتآزر.

2.1. منطقة دراسة.

منطقة غوانتشونغ-تيانشوي الإقتصادية (104 & # x000b0؛ 34 & # x02032؛ E & # x02018؛ 110 & # x000b0؛ 48 & # x02032؛ E 33 & # x000b0؛ 21 & # x02032؛ N & # x02018؛ 35 & # x000b0؛ 51 & # x02032؛ N) وتتألف من المناطق الإدارية شي و # x02019؛ و، تونغشوان، باوجى، شيانيانغ، وينان ويانغلينغ وشانغلو (بعض المحافظات والمحافظات) من مقاطعة شنشى، وكذلك تيانشوي من مقاطعة قانسو (الشكل 1). ويغطي مساحة إجمالية قدرها 79،800 كيلومتر مربع ويبلغ مجموع سكانها 28،42 مليون نسمة، حتى نهاية عام 2018.

وتقع المنطقة الاقتصادية قوانتشونغ تيانشوي في منطقة الرياح الموسمية الانتقالية من شبه رطبة إلى شبه القاحلة. لديها نوع الطبوغرافية المختلفة، التربة الغنية والأراضي الموارد. وهو مكان استراتيجي مهم يربط الشرق إلى الغرب من الصين، والجنوب إلى الشمال. أما أنواع استخدام الأراضي الرئيسية في المنطقة فهي أراضي الحبوب، والأراضي الحرجية، والمراعي، ومساحة المياه، والأراضي الحضرية والأراضي غير المستخدمة. تتمتع المنطقة الاقتصادية بأساس اقتصادى مؤات فى غرب الصين، وظروف طبيعية متقدمة، وتاريخ عميق للإنسان، وإمكانات ضخمة للتنمية.

2.2. مصدر البيانات.

وقد تم الحصول على بيانات استخدام الأراضي من صور الاستشعار عن بعد التي تم الحصول عليها من السحابة (2000 و 2005 و 2018) التي تم تحميلها من سحابة البيانات الجغرافية المكانية (gscloud. cn). حل الصور هي 30 م & # x000d7؛ 30 م، وتغطي كل صورة 295،583 كيلومتر مربع. تم الحصول على البيانات الاجتماعية والاقتصادية من الكتاب الإحصائي ل غوانغزهونغ-تيانشوي، الكتاب الإحصائي ل شانكسي، و الكتاب الإحصائي لجزيرة غانسو، الخ. تم الحصول على بيانات حول مناخ منطقة غوانزونغ-تيانشوي الاقتصادية من قسم الأرصاد الجوية. وقد استمدت المعلومات الطبوغرافية المستخدمة في هذه الدراسة من نموذج الارتفاع الرقمي (ديم) مع دقة 25 م & # x000d7؛ 25 م، التي تم شراؤها من المركز الوطني جيوماتيكش في الصين. تم الحصول على بيانات التربة، بما في ذلك خريطة نوع التربة (1: 100،000)، من مكتب مسح التربة بمقاطعة شنشي. تمت إضافة معلومات إدارة مستجمعات المياه لتحسين دقة النمذجة. وتم محاكاة السمات المناخية لمستجمعات المياه استنادا إلى بيانات الرصد التاريخية اليومية من 33 محطة طقس من 1954 إلى 2018. وكانت خريطة الغطاء النباتي للصين عند مقياس 1: 100000. وترد تفاصيل مصادر البيانات في الجدول 1.

2.3. طرق التحليل.

2.3.1. المياه العائد.

ويمكن حساب كمية المياه المحصولية على أساس منحنى بوديكو، الذي يعبر عن العلاقة الوثيقة بين عوامل المناخ ودورة المياه [39]. ويمكن تعريف غلة المياه لكل بكسل على المناظر الطبيعية على النحو التالي:

حيث Y شي هو العائد السنوي للمياه لكل بكسل x على المشهد j. إت x هو التبخر الفعلي السنوي على بكسل x على المشهد j، و P x هو هطول الأمطار السنوي على بكسل x.

ويمكن حساب القيمة النقدية لمردود المياه باستخدام طريقة استبدال الهندسة. وتستند النظرية إلى افتراض وجود مشروع لتخزين المياه يمكنه تخزين نفس كمية المياه التي ينتجها النظام الإيكولوجي. ثم، يمكن استبدال قيمة حاصل المياه بكمية المياه المخزنة من قبل هذا المشروع.

2.3.2. عزل الكربون.

ويمكن تحديد مقدار احتجاز الكربون من صافي الإنتاجية الأولية، الذي يشير إلى كمية المواد العضوية التي تنتجها النباتات الخضراء لكل وحدة المساحة في فترة معينة من الزمن. استخدمنا نموذج كارنيجي & # x02018؛ إميس & # x02018؛ منهج ستانفورد (كاسا) لقياس نب [40]. على وجه التحديد، يتم حساب نب باستخدام تعبير مثل ما يلي:

هنا، يشير أبار (x، t) إلى مقدار الإشعاع الفعال الضوئي الذي يمتصه العنصر x في الشهر t، في حين أن ε (x، t) هو عامل يعكس الكفاءة التي تستخدم بها الطاقة الضوئية لإنتاج مركبات عضوية في العنصر x (x، t) باستخدام العبارات التالية [40]:

وقد قيل أن أقصى قدر ممكن من كفاءة استخدام الضوء في ظل ظروف محددة تتحدد درجة الحرارة والرطوبة، كما هو مبين أدناه [41]:

هنا T ε 1 (x، t)، T ε 2 (x، t) و W ε (x، t) هي معلمات تصف آثار درجات الحرارة المنخفضة ودرجات الحرارة العالية والرطوبة على كفاءة الاستخدام الخفيف. ε m a x هو الحد الأقصى من الكفاءة الممكنة (g C & # x000b7؛ مج & # x02212؛ 1) في ظل ظروف مثالية. يمكن حساب هذه المعلمات كما هو موضح في [42]:

هنا، T o p t (x) هو متوسط ​​درجة الحرارة للشهر مع أعلى ندفي سجلت لمنطقة الدراسة. E (x، t) هو التبخر النقطي المقاس للمنطقة، P (x، t) هو الترسيب (مم) الذي سقط على العنصر x في الشهر t، R n (x، t) هو حادث الإشعاع الشمسي على العنصر x في الشهر t، و E بو (x، t) يدل على التبخر المحلي الكامن (مم).

ويمكن تحديد قيمة كمية عزل الكربون من قبل النظام الإيكولوجي من صافي الإنتاجية الأولية: فبالنسبة لكل كيلوغرام من المادة الجافة المنتجة، يجب أن يكون قد تم إصلاح 1.63 كيلوغرام من ثاني أكسيد الكربون. ويمكن حساب قيمة احتجاز ثاني أكسيد الكربون، الذي يبلغ حوالي 260.90 يوان / طن، بواسطة طريقة تكلفة التحريج [43].

2.3.3. اعتراض المياه.

ويتكون اعتراض المياه من خلال استخدام الأراضي من ثلاثة أجزاء: اعتراض المظلة، واحتواء القمامة واحتواء التربة [44]. نموذج السلع كما يلي:

حيث W 1، W 2، W 3، تشير إلى كمية المظلة، والقمامة والتربة على التوالي. Q ر يشير إلى المبلغ الإجمالي للاعتراض المياه.

ويمكن وصف طريقة تقييم خدمات النظم الإيكولوجية لاستخدام الأراضي في اعتراض المياه بالمعادلة التالية:

حيث E ث هي قيمة اعتراض المياه (في وحدة يوان)، Q هو المبلغ الإجمالي للاعتراض المياه. k هو تكلفة اعتراض المياه وحدة، ويمكن تقديرها من قبل طريقة استبدال الهندسة. في الصين، وتكلفة بناء خزان هو 0.67 يوان لكل 1 م 3. حتى هنا، k = 0.67 يوان / م 3.

2.3.4. الحفاظ على التربة.

والمعادلة العالمية لتخفيض التربة (أوسل) هي نموذج تقدير للتعرية لتقييم خسائر التربة التي قد تنتج بشكل عام عن التعرية، والصفائح، والتعرية [45]. تم تطبيق أوسل في برمجيات نظم المعلومات الجغرافية لتحديد متوسط ​​خسارة التربة السنوية وتوزيعها في منطقة الدراسة. ويمكن تقدير كمية التربة التي تحفظها النظم الإيكولوجية لاستخدام الأراضي بالفرق بين التعرية المحتملة وتآكل التربة الحقيقية [6،46]:

حيث C هي كمية حفظ التربة (t / هم 2 & # x000b7؛ a)؛ و p هو مقدار التآكل المحتمل للتربة (t / هم 2 & # x000b7؛ a)؛ و r هو مقدار التآكل الحقيقي للتربة (t / هم 2 & # x000b7؛ a)؛ R هو مؤشر التعرية بسبب هطول الأمطار (فت & # x000b7؛ T & # x000b7؛ إن / A & # x000b7؛ h)؛ K هو عامل تآكل التربة. L هو طول المنحدر، S هو المنحدر. C هو عامل الغطاء النباتي. و P s هو عامل قياس حفظ التربة.

وباستخدام أسعار السوق وتكاليف الفرص البديلة والمشاريع البديلة، تحسب قيمة حفظ التربة لاستخدام الأراضي لدورها في الحفاظ على خصوبة التربة، والحد من هجر الأراضي والحد من تراكم الرواسب.

وفقا لقانون الطين والرمال الحركة في الوديان الكبرى في الصين، 24٪ من الطين والرمل تتراكم في الخزانات والأنهار والبحيرات. ويمكن حساب قيمة خفض تراكم الرواسب بواسطة النظام الإيكولوجي لاستخدام الأراضي بتكاليف تخزين المياه. النموذج هو كما يلي:

حيث إن E هي قيمة الحد من تراكم الرواسب (في وحدة الرنمينبي)، ج هي كمية حفظ التربة (طن)، C s هي تكلفة بناء الخزان (رمب / m 3)، و R s هي الكثافة السائبة للتربة / م 3).

ويمكن حساب مساحة الأراضي التي تخلت عن تآكل التربة بمقدار حفظ التربة ومتوسط ​​سمك التربة السطحية (0،6 م). وباستخدام تكاليف الفرص، يمكن حساب الخسارة السنوية في القيمة الناجمة عن التخلي عن مساحة الأرض عن طريق:

حيث E هي قيمة الخسارة السنوية الناجمة عن مساحة الأرض المهجورة (في وحدة الرنمينبي)، ج هي كمية حفظ التربة (طن)، B هو الدخل السنوي من الغابات (رمب / هم 2)، و P هو الجزء الأكبر من التربة الكثافة (t / m 3).

تآكل التربة يسبب قدرا كبيرا من فقدان المواد المغذية، وخاصة K، P و N. محتوى K، P و N يختلف اختلافا كبيرا بين أنواع التربة المختلفة. واستنادا إلى نظم المعلومات الجغرافية، يمكن حساب القيم المتوسطة ل K و P و N لكل من النظم الإيكولوجية المختلفة لاستخدام الأراضي. وفيما يلي نموذج القيمة لخصوبة التربة الذي تحافظ عليه النظم الإيكولوجية لاستخدام الأراضي:

2.3.5. إنتاج زراعي.

وقد حسبنا متوسط ​​غلة وسعر وتكلفة الإنتاج الزراعي لكل سلعة وفقا للتعدادات الزراعية التي أجريت في الأعوام 2000 و 2005 و 2018، ومن كتيب الهامش الإجمالي الحكومي (مقياس المقاطعة).

2.3.6. الاستنتاج والتقدير الكمي للمقايضات وأوجه التآزر.

مع الخدمة الإيكولوجية لكل شبكة مثل البيانات، باستخدام R البرمجيات، تم إجراء تحليل الارتباط على خمسة أنواع من الخدمات البيئية، مما أدى إلى الترابط بين غلة المياه، وعزل الكربون، واعتراض المياه، والحفاظ على التربة والإنتاج الزراعي. وتقدم جميع هذه الخدمات مقايضات وأوجه تآزر. والواقع أن الإنتاج الزراعي لم ينفذ إلا في الأراضي المزروعة بالحبوب، ولذلك فقد حددنا متوسط ​​قيمة الإنتاج الزراعي فقط لخلايا الشبكة التي تحمل علامة أراضي الحبوب، وحددنا 0 أنواعا أخرى لاستخدام الأراضي. ومن أجل ضمان دقة القياس الكمي، قمنا بتحليل القيمة المتوسطة لكل خدمة للنظام الإيكولوجي في ستة أنواع من استخدامات الأراضي كل عام، ثم تطبيع البيانات لإيجاد الفروق المكانية للعلاقات بين الخدمات الإيكولوجية في نطاق استخدام الأراضي من 2000 إلى 2018.

في دراستنا، نستخدم نموذجا تجريبيا لتحديد المقايضات وأوجه التآزر بين خدمات النظم الإيكولوجية. كما وضعنا إطارا جديدا يستند إلى النموذج التجريبي القائم [47]. In the new framework, we can quantify not only trade-offs, but also synergy. The magnitude of values of ecosystem services A is calculated as:

where V a is the value of ecosystem service A, V a max and V a min are the maximum and minimum values of ecosystem A. Individual values range from 0 to 1. The values of each pixel are entered into the axes. The numbers on the x-axis stand for the values of ecosystem service A, while those on the y-axis stand for service B. The root mean square deviation (RMSD) of the two sets of values is calculated. RMSD means the distance between the actual points and the diagonal line (synergy: x + y −1 = 0 ( Figure 2 ); trade-off: x − y = 0 ( Figure 3 )).The overall trade-offs and synergies for multiple ecosystem services can be estimated by taking the mean of the individual benefits.

3.1. Temporal and Spatial Distribution Characteristics of Ecosystem Services.

The value of each ecosystem service from year 2000 to 2018 is shown in Figure 4 . The spatial distributions of water yield, water interception and soil conservation are similar. The values of those ecosystem services increase approximately from west to east, and from north to south. The distributions of carbon sequestration and agricultural production on spatial scales are quite different from those above.

Values of carbon sequestration in the mid-western and southern locations are higher than the remaining areas within the study area. For agricultural production, the values in the middle of the region are higher than in the perimeter region. The values of carbon sequestration and soil conservation have grown much over time. The growth rate of carbon sequestration was 26.9% from 2000 to 2018, and of soil conservation was 149%. Changes in these two ecosystem services are also different in space. Carbon sequestration increases from east to west, while soil conservation increases from north to south. On the other hand, changes in water yield and water interception are small. Only a few increases happen to these two ecosystem services, but the amount of the whole values does not change much. For agricultural production, the whole values in 2018 were 1.8 times more than the values in 2000. The changes in Xi’an were much higher than those of other places within the study area.

3.2. Interactions among Ecosystem Services.

Our results reveal strong trade-offs and synergies among ecosystem services at the grid scale ( Figure 5 ). The strongest trade-offs exist between agricultural production and carbon sequestration in the years 2000 and 2005. In 2018, strong trade-offs existed between water yield and carbon sequestration. The strongest synergies existed between water yield and water interception in 2005 and 2018, and between water interception and carbon sequestration in 2000. Our study shows that trade-offs exist between agricultural production and almost all other ecosystem services, with the exception of water yield. All of the ecosystem services in our study have trade-offs or synergies among them.

By using flower diagrams, we also find out that on the temporal scale, almost all values have an increasing trend, mainly because prices have appreciated much in China from 2000 to 2018. On the spatial scale, water interception and carbon sequestration have a clear synergy among the land use types in each year. Water yield and carbon sequestration have trade-offs among land use types ( Figure 6 ).

3.3. Quantification of Trade-Offs and Synergies.

In this study, we used statistical analysis to improve the accuracy of our quantification. We have identified trade-offs and synergies among the values of all five kinds of ecosystem services. And by using the model of trade-off quantification and synergy quantification respectively, we calculate the indexes of both trade-offs and synergies for each ecosystem service ( Table 2 , in 2000) Water yield and agricultural production have the highest levels of synergy of all the years (0.30 in years 2005 and 2018, 0.27 in 2000), while water interception and agricultural production have the highest level of trade-offs (0.50 in 2018, 0.44 in 2005, and 0.45 in 2000). Soil conservation and carbon sequestration have the lowest levels of synergy in 2005 and 2018 (synergy index is 0.13). In 2000, water interception and soil conservation were the lowest (0.15). On the other hand, water yield and carbon sequestration had the lowest level of trade-offs (0.16 in years 2000 and 2005, 0.19 in 2018).

4. مناقشة.

Our ecosystem services model focuses on water yield, carbon sequestration, water interception and soil conservation. Along with remote-sensing (RS) techniques and a geographic information system (GIS), a number of RS models, which were well developed for studying the NPP and carbon cycle on global and regional scales, were used to calculate vegetation NPP [48]. The CASA model has been widely used in China [48,49,50]. The Budyko curve for calculating the water yield simplifies the convergence process, which helped us to simulate the distribution of regional water yield [51].

The USLE model for evaluating soil conservation is popular for applications in the grid environment with GIS, because it allow us to analyze soil losses in much more detail since the process has a spatially distributed character. GIS-based plain management using USLE has the potential to alleviate soil erosion in the region and can play significant roles in generating parameters from remote areas for watershed management. Afforestation method has been used when calculating the value of carbon sequestration in our study. But while 1.63 kg of CO 2 were sequestrated, 1.2 kg of oxygen for every kilogram of net primary production also released. Further study should consider the value of the released oxygen.

Growing evidence shows that management options that are beneficial for one ecosystem service might lead to trade-offs and synergies that increase or decrease the values of other ecosystem services. Frameworks and structures used to evaluate the size of trade-offs and synergy are still not applicable in many cases, and are often too complicated for decision-makers [52,53,54]. Few approachable common methods have been explored to quantify those interactions until now. In our study, we make a simple step to quantify the index of trade-off and synergy by calculating the RMSE of the distance between each value point and the 1‘1 line. Future works should test much more complicated ecosystem services among multiple ecosystem services.

Ecosystem services are provided to agriculture at varying scales, and this can influence a user’s incentives for protecting the ecosystem service [55]. The maximum carbon sequestration has considerable impact on water interception and soil conservation, which can cause losses in agricultural production and water yield. All of these services present trade-offs and synergies. The users often retain existing practices after it is profitable to change land use [56]. When positive and public benefits can be achieved, policymakers must use some methods to increase the desired practice. Relative variances in water yield, carbon sequestration, water interception, soil conservation and agricultural production were found in this study. We modeled the spatial distributions of these processes by integrating a range of economic and water data that change in their spatial scale and detail, thereby affecting the relative variances in costs and benefits. However, it is the most significant limitation of this study that the model parameters may be uncertainty and variety, such as agricultural productivity and land use change adoption. The assumptions made of water interception in the model are extensive, in particular the linear relationship between water-soil-biomass regimes. This adds some modeling uncertainties that may affect the results presented here.

Some researchers have studied food-carbon trade-offs [56,57], interactions of the supply of carbon sequestration and biodiversity [58], carbon and water trade-offs [12,59,60,61], and trade-offs and synergies among food provision, biodiversity conservation, carbon sequestration and protection against natural hazards [9,11,62,63,64]. But few of them trying to quantify the interactions between ecosystem services. Tradeoffs were widely found between provisioning services and regulating services as our studies has proved. Compared to previous studies, this paper demonstrates a modeling approach that includes feedback loops and interactions among the ecosystem services in China, so that the trade-offs and synergies among these services become more explicit. However, the ecosystem services in the reforestation lists can be of at least 20 kinds [65], such as water quality and dry-land salinization. Future assessments should quantify the co-benefits and trade-offs for a broader range of ecosystem services among all land uses.

5. Conclusions.

Our results reveal strong trade-offs and synergies among ecosystem services by using correlation analysis. And by using the model of trade-off quantification and synergy quantification respectively, we calculate the indexes of both trade-offs and synergies for each ecosystem service. Water yield and agricultural production have the highest levels of synergy of all the years, while water interception and agricultural production have the highest level of trade-offs. Soil conservation and carbon sequestration have the lowest levels of synergy in 2005 and 2018. In 2000, water interception and soil conservation were the lowest. On the other hand, water yield and carbon sequestration had the lowest level of trade-offs. These results can provide the basis for government and society to formulate better policies that could move us towards “win-win” scenarios for ecological environments and economic benefits.

شكر وتقدير.

This study is supported by National Natural Science Foundation of China (Grant no.41371020) and Fundamental Research Funds for the Central Universities (GK201802018).

Author Contributions.

Jing Li had the original idea for the study. Keyu Qin carried out the research, analyzed the data and wrote the manuscript. Xiaonan Yang provided critical review and manuscript editing. All authors read and approved the final manuscript.

Ecosystem Service Trade-offs and Synergies.

OpenNESS Synthesis Paper.

Francis Turkelboom, Marijke Thoonen, Sander Jacobs (INBO, Belgium), Marina García-Llorente (IMIDRA, Spain), Berta Martín-López (University of Leuphana, Germany) and Pam Berry (University of Oxford, UK)

المقدمة.

Much research has focussed on how a single (or at best a few) ecosystem service (ES) is supplied by certain ecosystems and/or demanded by certain groups. However, in reality, ecosystems or landscapes and their biodiversity provide multiple ecosystems services which also influence each other. For decision-making and management purposes, it is therefore of utmost importance to focus on all relevant ES, as well as to consider the relationships between them (e. g., Kandziora et al., 2018). When the simultaneous delivery of several desired/demanded ES is not possible, strongly inhibit each other, or initiate conflict, we talk about “ES trade-offs”.

The term ‘trade-off’ appeared in the 1960s in economic theory (derived from the verb ‘to trade off’). The term trade-off involves losing one quality or aspect of something in return for gaining another quality or aspect. It is now more generally used for situations where a choice needs to be made between two or more things that cannot be had at the same time.

Trade-off is also a very popular term in the ES literature, but covers a wider array of phenomena, such as conflicting land-uses, a negative correlation between spatial occurrences of ES, ES incompatibilities, rivalry and excludability of ES, etc. Despite its popularity, the intuitive definition of ‘ES trade-offs’ and its antonym ‘ES synergies’ lack conceptual clarity. When moving from theoretical concepts towards scientific comparison, more analytic definitions are required. In this SP, we further explore the trade-offs and synergies between ecosystem services, which often boil down to trade-offs between benefits and well-being components (Iniesta-Arandia et al., 2018), value dimensions (e. g. Martín-López et al., 2018), or management strategies (McShane et al. 2018).

Concept and definition.

To better delineate the ES trade-off concept, we propose two criteria. First, ES trade-offs or synergies only occur if the considered ES interact with each other . This may be due to simultaneous responses to the same driver or due to true interactions among ES (Bennett et al., 2009). Drivers could include ES use, ecological changes, management regime, investment choices, etc. Up until now, ES trade-offs and synergies are commonly assessed based on spatial or temporal co-occurrence of ES supply, and often there are no direct links between such co-varying services. Patterns of spatially or temporally co-varying ES are defined as ‘ES bundles’ (Berry et al., 2018). Another difference with ES bundles is that for ES trade-offs it is not essential that the interacting ES occur at the same time and/or same location (e. g. effects of upstream land-use conversion for agriculture on downstream flood risk) (García-Llorente et al., 2018).

Second, understanding ES trade-offs and synergies requires more than assessing (potential) supply and assessing (potential) demand (Geijzendorffer et al., 2018). An interaction between ES is only invoked whenever an ES is “used” , meaning that the ecosystem is somehow managed/altered/accessed/ protected/ experienced as a result of a demand. Such a physical intervention is the causal mechanism by which a trade-off (or synergy) is provoked: this ‘use’ of one service changes access to, supply of or demand for another service(s). Trade-offs and synergies thus involve aspects of both supply, demand and use (Figure 1). Often in the literature these aspects are considered separately. Examples are: variability of potential supply (determined by ecological functional aspects or biophysical incompatibilities), competing ES-demands (determined by interactions between stakeholders, e. g. power relationships), imbalances between demand and supply (e. g. unsatisfied ES demand). In these examples there is no actual ‘trading off’ taking place, therefore they can be considered ‘ES mismatches’. These ES mismatches can be a prelude to ES trade-offs, but by themselves do not yet represent ES trade-offs.

Based on the above, and building on interpretations of, for example, Rodriguez et al. (2005, 2006), Bennett et al. (2009), Howe et al. (2018), the following definitions are suggested:

A trade-off is ‘a situation where the use of one ES directly decreases the benefits supplied by another. A change of ES use could be triggered by the demand and/or the supply side. A trade-off could take place in the same place or in a different area (e. g. impact of the management of a forest for wood production on local recreation and downstream water quality). A special case is a trade-off between the present and future use of the same ES (e. g. overharvesting of fish stock). A synergy is ‘a situation where the use of one ES directly increases the benefits supplied by another service’ (e. g. impact of the protection of coral reef area on fish abundance, which increases algal grazing and thus protects the coral, which eventually enhances recreation opportunities).

To make the distinction clear between the related concepts, we quote the definition of ES bundles (Berry et al., 2018): ‘ a set of associated ecosystem services that are linked to a given ecosystem and that usually appear together repeatedly in time and/or space ’. For ES bundles interaction between ES is therefore not essential. Multifunctionality is defined as ‘ the characteristic of ecosystems to simultaneously perform multiple functions that might be able to provide a particular ES bundle or bundles ’.

In Figure 1, the analytical links between these concepts and the trade-off mechanism are visualized. On one hand, an ecosystem is usually multi-functional, enabling the potential supply of several ES (= ES bundle). There may be limits to the actual supply of ES bundle(s) due to constraints on the ability of the ecosystem to deliver each service to the required level, due to biophysical drivers (e. g. disease, climate change, invasive species), management practices, and/or the negative interactions between certain ES. On the other hand, one of the major driving forces of ecosystem management, use and structure (especially in modified landscapes) is the stakeholder demands and desires (Mouchet et al., 2018). The use of the ecosystem invokes ES interactions which potentially lead to synergies and/or trade-offs. A trade-off can potentially result in a conflict between users depending on who bears the burden and who benefits of the ES supply (TEEB, 2018; Kandziora et al., 2018). In the case of ES synergies or when ES are not interacting or when stakeholders want to avoid conflict, the interaction between users may vary between co-existence to cooperation. The actual use choices depend on power relationships among stakeholders (Felipe-Lucía et al., 2018) and on institutional and knowledge mechanisms that mediate the interactions between stakeholders and with their environment (Hicks and Cinner, 2018) with consequences for equity and social justice (see SP on social justice).

Figure 1: Visualisation of analytical links between related concepts and the trade-off mechanism.

Trade-off analysis.

Managing multiple ES, while taking into account these trade-offs and synergies, requires disentangling the underlying mechanisms of these ES interactions, e. g. identifying common supporting functions, responses to common pressures, functional interactions among services (Bennett et al., 2009). Regional level studies can apply meta-review techniques to provide indications of potential trade-offs (see example by Howe et al., 2018). A methodological roadmap for quantifying ES synergies and trade-offs on the supply and demand sides has been recently published (Mouchet et al., 2018). Different quantitative statistical methods are often used to assess trade-offs (see Mouchet et al., 2018 for a review), but often they do not fully capture the highly context-dependent mechanisms of trade-offs and synergies. The explanatory variables for observed ES relationships can be attributed to social, economic, institutional and ecological factors, which are also highly context-specific. Thus place-based studies are required which focus on the local specificities of trade-off mechanisms, while taking into account both supply and demand. The involvement of local knowledge of experts and stakeholders is often the most efficient and reliable way to identify and explain ES trade-offs. As this kind of studies is rather rare, it is not surprising that knowledge about when to expect trade-offs or synergies, the mechanisms that cause them, or how to minimize trade-offs and enhance synergies currently is lacking (Bennett et al., 2009; Ostrom, 2009; Howe et al., 2018).

Analysing trade-offs entails some challenges, such as:

the complexity of ES interactions and the factors determining them, different value-dimensions of ES (biophysical, socio-cultural and economic) provide different information and thus different trade-offs (Castro et al., 2018; Martín-López et al., 2018, see also OpenNESS Deliverables D4.1 and D4.3), future trade-off(s) between ES entail uncertainties (especially when dealing with time lags and spatial discontinuities) which are difficult to assess, and the spatial and temporal scale dependence of ES trade-offs (Rodriguez et al., 2006; Renard et al., 2018).

Operationalization of ES trade-offs.

In a literature review, Howe et al. (2018) identified that ES trade-offs are mentioned roughly three times more than ES synergies (149 vs 45). Stakeholder groups also report proportionally more trade-offs than synergies (Hicks et al., 2018).

Trade-offs between provisioning and regulating ecosystem services at different scales have been a main cause for concern, because regulating ecosystem services are thought to underlie the sustainable production of provisioning and cultural ecosystem services and are important for the resilience of social-ecological systems (Raudsepp-Hearne et al., 2018; García-Llorente et al., 2018; Castro et al., 2018). There is also evidence that trade-offs among services vary across different landscape types. Landscape types representing ecosystems with intermediate human intervention (such as agricultural terraces, wood pastures or oak dehesas) were perceived as aesthetically pleasant, highly valued, and multi-functional. Meanwhile, intensified systems - focusing on the delivery of a single provisioning service - were less valued by society (García-Llorente et al., 2018).

Better understanding of the underlying mechanisms and motivations for trade-offs and synergies can be beneficial for planning and managing ES, because it can help to:

predict where and when trade-offs might take place, reduce undesirable trade-offs and related conflicts, enhance desirable synergies (e. g. by management strategies which are able to simultaneously deliver several desired ES), promote honest dialogue, creativity, and learning between concerned stakeholder groups, lead to more effective, efficient and credible management decisions, and obtain more equitable and fair outcomes by taking into account distributive impacts of ES trade-offs (e. g. in PES schemes) (Rodríguez et al., 2006; Bennett et al., 2009; Nelson et al., 2009; Hirsch et al., 2018; Raudsepp-Hearne et al. 2018; Elmqvist et al., 2018; McShane et al., 2018; Phelps et al., 2018; Hicks et al., 2018).

Open problems/issues to be discussed.

How does ecosystem management affect ES trade-offs and synergies and their consequences? Can we identify leverage points where a small change in management can reduce the impact of ES trade-offs and enhance synergies? How to reduce the potential risk of policy failure due to ES trade-offs and the uncertainty they entail? How can power asymmetries among stakeholders be addressed to influence the handling and resolution of ES trade-offs? How to better account for long term ecological, social and cultural implications of trade-offs between economy and environment in decision making processes?

Significance to OpenNESS and specific Work Packages.

WP1 (Key challenges and conceptual frameworks): It is important that trade-offs are integrated into ES concepts, frameworks and their operationalization (an example is provided in Fig. 1).

WP2 (Regulatory frameworks and drivers of change): Assessing whether ES trade-offs are considered within and between existing and forthcoming EU and national regulatory frameworks addressing ES. How can individual or a mix of policy interventions mitigate or manage the impacts of ES trade-offs and feedback processes at different scales?

WP3 (Biophysical control of ecosystem services): In order to avoid unexpected changes, it is important that we improve the understanding of the functioning of ecological processes which are important for service supply and ES trade-offs (Bennett et al., 2009). How to integrate ES trade-offs and synergies into ES assessments and tools?

WP4 (Valuation of the demand for ecosystem services): How well do the hybrid and integrated valuation methodologies being developed in OpenNESS enable the valuation of trade-offs?

WP5 (Place-based exploration of ES and NC concepts): For future land-use plans or interventions in the case studies, it is important that the trade-offs are fully considered and assessed.

WP6 (Integration: Synthesis and Menu of Multiscale Solutions): How can the implications of ES trade-offs be translated into policy recommendations and integrated into the Menu of Multi-Scale Solutions and associated datasets?

Relationship to four challenges.

When ES that are important for human well-being are affected by trade-offs or synergies, then well-being will be affected.

Sustainable Ecosystem Management:

It is often not possible for SEM to achieve all management objectives and fulfil all public expectations. Therefore it is essential to make trade-offs explicit and find appropriate ways to deal with them.

To be effective, cross-sectoral policies and governance need to consider (potential) ES trade-offs and their distributional impacts.

The private sector need to consider trade-offs in their daily management decisions. ES can be traded-off against other business priorities. However, if this is impacting supporting ES on which a business depends, their long-term profitability can be affected. In case these decisions impact ES important for society, reputation damage will be the result.

Recommendations to the OpenNESS consortium.

The proposed concept and definition is new, and is the result of internal consultation. It is proposed that OpenNESS members explore and further improve this trade-off concept in the WPs and the case studies. If this approach is found to be useful, then it is recommended that OpenNESS accept it in the glossary and in the practise of OpenNESS.

It is recommended that for the analysis and development of multifunctional ecosystems or landscapes, trade-offs and all its implications are fully taken into consideration.

Suggested three must-read papers.

Bennett E. M. et al. (2009): Understanding relationships among multiple ecosystem services. Ecology letters12(12): 1394-1404. Howe C. et al. (2018): Creating win-wins from trade-offs? Ecosystem services for human well-being: A meta-analysis of ecosystem service trade-offs and synergies in the real world. Global Environmental Change28: 263-275. Mouchet M. et al. (2018): An interdisciplinary methodological guide for quantifying associations between ecosystem services. Global Environmental Change 28: 298-308.

Further cited papers.

Berry P. et al. (2018): Ecosystem Services Bundles. In: Potschin, M. and K. Jax (eds): OpenNESS Ecosystem Services Reference Book. EC FP7 Grant Agreement no. 308428. Available via: openness-project. eu/library/reference-book Castro A. J. وآخرون. (2018): Ecosystem service trade-offs from supply to social demand: A landscape-scale spatial analysis. Landscape and Urban Planning 132: 102-110. Elmqvist T. et al. (2018): Managing Trade-offs in Ecosystem Services. Ecosystem Services Economics (ESE) Working Paper Series. Division of Environmental Policy Implementation Paper N° 4.The United Nations Environment Programme. Felipe-Lucía M. et al. (2018):Ecosystem services flows: why stakeholders’ power relationships matters. PLoS ONE 10(7): e0132232.DOI:10.1371/journal. pone.0132232 García-Llorente M. et al. (2018): The role of multi-functionality in social preferences toward semi-arid rural landscapes: An ecosystem service approach. Environmental Science & Policy 19-20: 136-146. García-Llorente M. et al. (2018): Biophysical and socio-cultural factors underlying spatial tradeoffs of ecosystem services in semiarid watersheds. Ecology and Society 20 (3):39. Geijzendorffer I. R. وآخرون. (2018): Improving the identification of mismatches in ecosystem services assessments. Ecol. Indic. 52, 320–331. Hicks C. and Cinner J. (2018): Social, institutional, and knowledge mechanisms mediate diverse ecosystem service benefits from coral reefs. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America (PNAS) 111 (50): 17791-17796. Hicks C. C. وآخرون. (2018): Synergies and trade-offs in how managers, scientists, and fishers value coral reef ecosystem services. Global Environmental Change 23(6): 1444-1453. Hirsch P. D. وآخرون. (2018): Acknowledging Conservation Trade-Offs and Embracing Complexity. Conservation Biology 25(2): 259-264. Iniesta-Arandia I et al. (2018): Socio-cultural valuation of ecosystem services: uncovering the links between values, drivers of change and human well-being. Ecological Economics 108:36-48. Kandziora M. et al. (2018): Interactions of ecosystem properties, ecosystem integrity and ecosystem service indicators—A theoretical matrix exercise. Ecological Indicators 28: 54-78. Martín-López B. et al. (2018): Trade-offs across value-domains in ecosystem services assessment. Ecological Indicators 37 220– 228. McShane T. O. وآخرون. (2018): Hard choices: making trade-offs between biodiversity conservation and human well-being. بيول. Conserv. 144, 966–972. McShane T. O. وآخرون. (2018): Hard choices: Making trade-offs between biodiversity conservation and human well-being. Biological Conservation 144(3): 966-972. Nelson E. et al. (2009):Modeling multiple ecosystem services, biodiversity conservation, commodity production, and tradeoffs at landscape scales. Frontiers in Ecology and the Environment 7(1): 4-11. Ostrom E. (2009): A general framework for analyzing sustainability of social-ecological systems. Science 325: 419-422. Phelps J. et al. (2018): Win–win REDD+ approaches belie carbon–biodiversity trade-offs. Biological Conservation 154: 53-60. Raudsepp-Hearne C. et al. (2018): Ecosystem service bundles for analyzingtradeoffs in diverse landscapes. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America (PNAS) 107(11): 5242-5247. Renard D. et al. (2018): Historical dynamics in ecosystem service bundles. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America (PNAS) 112(43): 13411-13416. Rodriguez J. P. et al. (2005): Interactions among Ecosystem Services. Ecosystems and human well-being: scenarios 431–448.Chapter 12 - Interactions among Ecosystem Services. In Ecosystems and Human well-being: scenarios, volume 2. Millennium Ecosystem Assessment, Island Press: 431-448. Rodríguez J. P. et al. (2006): Trade-offs across Space, Time, and Ecosystem Services. Ecology and Society 11(1): 28. TEEB (2018): The Economics of Ecosystems and Biodiversity: Ecological and Economic Foundations. Edited by P. Kumar Earthscan, London and Washington.

Review editor : Marion Potschin (UNOTT/Fabis Consulting)

Suggested citation: Turkelboom F.; Thoonen, M.; Jacobs, S.; García-Llorente, M.; Martín-López, B. and P. Berry (2018): Ecosystem services trade-offs and synergies. In: Potschin, M. and K. Jax (eds): OpenNESS Ecosystem Services Reference Book. EC FP7 Grant Agreement no. 308428. Available via: openness-project. eu/library/reference-book.

Acknowledgements : The following OpenNESS partners have further contributed to the 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: This document is the final version of the Synthesis Paper on the topic within the OpenNESS project. It has been consulted on formally within the consortium in 2018 and updated in 2018.

Copyright ECNC-European Centre for Nature Conservation © 2017 - All rights reserved.

Photos: METL-MEDDE - Arnaud Bouissou & Olivier Brosseau / Saxifraga - Jan van der Straaten & Marijke Verhagen.

Ecosystem service bundles for analyzing tradeoffs in diverse landscapes.

Edited by Harold A. Mooney, Stanford University, Stanford, CA, and approved February 1, 2018 (received for review July 2, 2009)

A key challenge of ecosystem management is determining how to manage multiple ecosystem services across landscapes. Enhancing important provisioning ecosystem services, such as food and timber, often leads to tradeoffs between regulating and cultural ecosystem services, such as nutrient cycling, flood protection, and tourism. We developed a framework for analyzing the provision of multiple ecosystem services across landscapes and present an empirical demonstration of ecosystem service bundles, sets of services that appear together repeatedly. Ecosystem service bundles were identified by analyzing the spatial patterns of 12 ecosystem services in a mixed-use landscape consisting of 137 municipalities in Quebec, Canada. We identified six types of ecosystem service bundles and were able to link these bundles to areas on the landscape characterized by distinct social–ecological dynamics. Our results show landscape-scale tradeoffs between provisioning and almost all regulating and cultural ecosystem services, and they show that a greater diversity of ecosystem services is positively correlated with the provision of regulating ecosystem services. Ecosystem service-bundle analysis can identify areas on a landscape where ecosystem management has produced exceptionally desirable or undesirable sets of ecosystem services.

A key challenge of ecosystem management is determining how to manage multiple ecosystem services across landscapes. Actions to enhance the supply of some ecosystem services, mainly provision of services such as food and timber, have led to declines in many other ecosystem services, including regulating and cultural services such as nutrient cycling, flood regulation, and opportunities for recreation (1–3). The Millennium Ecosystem Assessment (MA), a major international assessment of the world's ecosystem services, concluded that addressing this challenge requires identifying tradeoffs and synergies that exist among ecosystem services at different scales. The MA and others suggested that ecological management that considers and manages these ecosystem-service interactions is likely to be able to produce far better outcomes for societies (4–9). In this empirical study, we use a methodology to quantify the provision of and interactions among multiple ecosystem services across landscapes.

Interactions among ecosystem services occur when multiple services respond to the same driver of change or when interactions among the services themselves cause changes in one service to alter the provision of another (7). Ecosystem service tradeoffs arise when the provision of one service is enhanced at the cost of reducing the provision of another service, and ecosystem service synergies arise when multiple services are enhanced simultaneously. Both tradeoffs and synergies can be managed to either reduce their associated costs to society or enhance landscape multifunctionality and net human wellbeing, respectively (2, 8). For example, nutrient runoff from agriculture can be reduced by minimizing fertilizer use, using conservation tillage, or maintaining riparian zones, each of which can be done without causing undue food-production losses (10, 11). At the same time, enhancing one service, such as improving nutrient retention through the promotion of vegetated riparian zones, can also enhance landscape beauty, wind protection, water quality, biodiversity, and crop production, increasing the benefits provided to society (4, 12).

We used the concept of ecosystem service bundles to analyze interactions among ecosystem services. Although it has been suggested that an ecosystem service-bundle approach may be a useful tool for improving the management of multifunctional landscapes (6) and identifying common ecosystem service tradeoffs and synergies (7), there have been no empirical investigations of ecosystem service bundles. We extended previous work on multiple ecosystem services (1, 5, 12) and define ecosystem service bundles as sets of ecosystem services that repeatedly appear together across space or time. We empirically identified bundles and used them to identify common ecosystem service tradeoffs and synergies across a landscape.

In our study, ecosystem service bundles were identified using spatial data. Interactions among ecosystem services occur in space and time. We used spatial analysis to analyze service interactions; temporal data were often not available, and collection methods varied across time, making comparison difficult. The analysis of spatial patterns of ecosystem services helped us understand how services are distributed across the landscape, how the distributions of different services compare, and where tradeoffs and synergies among ecosystem services might occur (13). Although these patterns cannot definitively determine whether or not tradeoffs or synergies are occurring over time, they can indicate what services can be expected to interact based on where we find services repeatedly occurring together or not together.

Although previous studies have used ecological units to analyze tradeoffs and synergies among multiple ecosystem services (14–20), we used administrative boundaries, because social processes shape the production and consumption of ecosystem services. The use of socially defined boundaries allowed us to identify different social–ecological systems on a landscape. We also specifically analyzed interactions among provisioning, regulating, and cultural ecosystem services, because many regulating services underlie the production of provisioning and cultural services; understanding the dynamics between these categories of services is thought to be particularly important in maintaining resilient social–ecological systems (1, 5).

We identified patterns of interactions among 12 ecosystem services through the analysis of ecosystem service bundles in Quebec, Canada. We quantified provisioning, regulating, and cultural ecosystem services across municipalities ( n = 137) and described their interactions on the landscape. Our approach comprised of three parts: ( i ) the analysis of spatial patterns of individual ecosystem services, ( ii ) the analysis of tradeoffs and synergies between all pairs of ecosystem services and between categories of ecosystem services, and ( iii ) the identification and analysis of ecosystem service bundles. We chose our study site, which covers two adjacent watersheds spanning 7,288 km 2 close to metropolitan Montreal (Fig. S1), because it is typical of peri-urban agricultural landscapes in many parts of the world. Municipal decision makers are actively trying to balance the goals of farmers, rural villagers, and exurban commuters, whose land-use activities sometimes conflict. The 12 ecosystem services included in the study reflect agricultural, residential, and recreational uses of the land (Table 1). We used publicly available datasets, such as census and remote sensing data that are typically available in this type of landscape, to develop methods that can be replicated in other locations.

Ecosystem services analyzed in Quebec case study.

Spatial Patterns of Individual Ecosystem Services.

All ecosystem services, except for tourism, were spatially clumped on the landscape rather than randomly distributed ( P < 0.01; Fig. 1). Although there were similarities among the spatial patterns of different services (e. g., forest recreation and carbon sequestration), mapping the geographic distributions of the provision of each ecosystem service revealed that their individual patterns were distinct. Ecosystem services were clumped in relation to social, ecological, and geographic factors that have led to the concentration of human activities and associated ecosystem services in specific areas of the landscape. For example, crop production is found in the flattest areas of the landscape, extending radially from the most important agricultural town in the region, pork production is clumped in areas with low population density, and summer cottages are preferentially built in areas with forests, lakes, and views.

Distributions of 12 ecosystem services shown in quintiles. The gradient of light to dark gray correspond to low to high values of ecosystem services. All ecosystem services are significantly clustered in space ( P < 0.01), except tourism.

Interactions Among Ecosystem Services.

Interactions between pairs of ecosystem services.

Most of the ecosystem services interact with one another (Fig. S2). Of the 66 possible pairs of ecosystem services, 34 pairs were significantly correlated: 8 of which were highly correlated (Pearson coefficient; r ≥ 0.5), 16 of which were moderately correlated (Pearson coefficient; r ≥ 0.3), and 10 were weakly correlated ( r < 0.3).

At the landscape scale, we observed a pattern of tradeoffs between provisioning ecosystem services and both regulating and cultural ecosystem services. The two intensively managed provisioning ecosystem services, crop and pork production, were found to have the highest number of significant negative correlations with other services. Crop production was negatively correlated with nine other ecosystem services and positively correlated with one service—pork production (Fig. S2). Pork production was negatively correlated with five other ecosystem services. Both crop and pork production were negatively correlated with all regulating ecosystem services included in the study — soil organic matter, soil phosphorus retention, and carbon sequestration. Drinking water quality, which is highly dependent on regulating ecosystem services throughout watersheds, was also negatively correlated with crop and pork production.

We also found potential synergies among ecosystem services (Fig. S2). All regulating ecosystem services were positively correlated with each other. Carbon sequestration and forest recreation had the highest number of significant positive correlations with other ecosystem services (seven and six, respectively). Soil organic matter and soil phosphorus retention were also positively correlated with a high number of other ecosystem services (five and four positive correlations, respectively). Notably, soil phosphorus retention had a strong significant positive correlation with drinking water quality, and both were negatively correlated with pork production, a large emitter of phosphorus.

Ecosystem service diversity and regulating services.

The diversity of provisioning and cultural ecosystem services is a good predictor of the provision of regulating ecosystem services ( R 2 = 0.52; P < 0.001). Ecosystem service diversity, estimated by applying Simpson's diversity index to the sets of ecosystem services across municipalities, varied widely across the study region. Municipalities with high ecosystem service diversity values or high multifunctionality were those with high values for cultural ecosystem services, moderate values for crop production, and moderate values for forest recreation. Municipalities with low ecosystem service diversity values or low multifunctionality corresponded to areas with high levels of crop production or very high levels of urbanization.

Ecosystem Service Bundles.

Patterns of Ecosystem Service Bundles on Landscape.

Principal component analysis results showed that variation in the set of 12 ecosystem services across municipalities could be explained by a combination of ecological and social gradients. Principal component 1 corresponded to an axis that varied from fully forested land to fully agricultural land and explained 34% of variance in the set of 12 ecosystem services. Principal component 2 corresponded to a social gradient ranging from tourism and recreation on one end to pork production and deer hunting on the other end and explained an additional 17% of ecosystem service variance. Remaining principal components explained less than 10% each of additional variance in services.

Cluster analysis examining the provision of all 12 ecosystem services grouped the 137 municipalities into six data clusters, representing six types of ecosystem service bundles found across the municipalities (Fig. 2). In the rest of this paper, we refer to these empirically defined sets of ecosystem service interactions as ecosystem service-bundle types. Each of the six bundle types was found in multiple municipalities ( n = 24, n = 21, n = 30, n = 42, n = 7, and n = 13).

Flower diagrams illustrating the quantification of each ecosystem service by petal length. Each flower represents the set of ecosystem services for one municipality, and they are organized by cluster (five municipalities were chosen randomly per cluster; actual clusters sizes are 24, 21, 30, 42, 7, and 13). There is variation among municipalities within bundle types, but it is less than the variation between clusters.

The six ecosystem service-bundle types determined by cluster analysis were also geographically clustered on the landscape ( P < 0.01) (Fig. 3). The bundle types mapped onto known social–ecological subsystems on the landscape, making it possible to characterize and name them based on the ecosystem services provided and the principal human activities occurring in these subsystems. The Exurban bundle type comprises municipalities that are close to urban centers and have moderate amounts of agriculture and moderate values for regulating ecosystem services; it has the second highest value for nature appreciation. The Destination Tourism bundle type comprises municipalities that have moderate amounts of agriculture but that also each contain a unique natural or cultural feature that attracts nature and cultural heritage tourism (e. g., mountains or canals). The Corn–Soy Agriculture bundle type comprises municipalities that are a part of the agricultural center of the region with very high crop production, few forested areas, and also average-to-good water quality. The Feedlot Agriculture bundle type comprises municipalities that are primarily agricultural with high pork production and very low values for all other ecosystem services, including regulating services and water quality. The Villages bundle type comprises municipalities that have moderate amounts of agriculture, some village tourism, large amounts of deer hunting, and higher forest recreation values. Finally, the Country Homes bundle type comprises municipalities that have no agriculture, are highly forested, have high values of all regulating ecosystem services, and attract cottage dwellers in high numbers.

Ecosystem service bundle types represent the average values of ecosystem services found within each cluster. Clusters in the data were found to also be clustered in space, and each ecosystem service bundle type maps onto an area of the region characterized by distinct social–ecological dynamics, represented by the bundle names.

The municipalities that were clustered together did not change when three to five clusters were chosen in the cluster analysis instead of six clusters. Each reduction in the number of clusters analyzed resulted in the aggregation of two clusters. For example, with five clusters, the Country Homes bundle type aggregated with the Villages bundle type. A further reduction from five to four clusters resulted in the aggregation of the Exurban and Corn–Soy Agriculture bundle types.

Ecosystem service bundles and thresholds.

The presence of scientifically based, socially accepted thresholds associated with three ecosystem services allowed us to objectively identify bundles of ecosystem services that are socially undesirable. Threshold values are associated with soil phosphorus retention (P sat > 12%) (21), soil organic matter (SOM < 3.4%) (22), and drinking water quality [Quebec Water Quality Indicator (IQBP) < 3.5] (23). These thresholds correspond to socially defined levels of ecosystem services, below which there will be negative consequences for human wellbeing. The analysis and mapping of thresholds that have been crossed showed that 50 municipalities have crossed one of these thresholds. Five municipalities have crossed two thresholds, and four municipalities have crossed all three thresholds. Municipalities that have crossed two or three thresholds are all part of the Feedlot Agriculture bundle type. All municipalities in the Feedlot Agriculture bundle type have crossed at least one threshold; 70% of these municipalities have crossed one threshold, and the rest have crossed multiple thresholds. In contrast, within the Corn–Soy Agriculture bundle type, which also has very high crop production, only 24% of municipalities have crossed one or more thresholds. Within the Villages bundle type, which is adjacent to the Feedlot Agriculture bundle type and has the second highest level of pork production, 67% of municipalities have crossed one or more thresholds. To summarize the other bundle types, 50%, 27%, and 0% of municipalities in the Destination Tourism, Exurban, and Country Homes bundle types, respectively, have crossed one or more thresholds.

نقاش.

This study presents methods for analyzing interactions among multiple ecosystem services and empirically identifies ecosystem service bundles in a landscape. Our analyses further showed strong tradeoffs between provisioning and other ecosystem services.

Bundling of Ecosystem Services.

In this study, we present empirical identification of ecosystem service bundles across a landscape. The results of this work support existing theory about ecosystem service interactions (5, 7), suggesting that our methodological framework could be applied to other mixed-use landscapes. In particular, future work might investigate how tightly ecosystem services are bundled in different landscapes (i. e., are certain ecosystem services always bundled together, or does this differ across landscapes, time, and space?), whether or not there are general social or ecological conditions that change how ecosystem services are bundled, and if some ecosystem services or categories of ecosystem services are more or less tightly bundled than others.

In our landscape, six types of ecosystem service bundles were identified. The strongly linked spatial distributions of multiple ecosystem services, identified by correlation analysis, translated into an emergent pattern of municipalities with similar sets of ecosystem services. Our framework of analysis was used to make sense of a complex social–ecological system that is difficult to analyze and understand. The simplified landscape produced by the ecosystem service-bundle analysis captured key patterns in the current provision of ecosystem services driven by past ecological and social dynamics. The ecosystem service-bundle types identified correspond to known social and ecological dynamics specific to different areas on the landscape, suggesting that there may be social–ecological subsystems on the landscape that produce characteristic ecosystem service bundles. For example, municipalities on the landscape that are known to be destinations for cottagers were grouped together by the Country Homes bundle type and had similar sets of ecosystem services. Understanding these subsystems, including the important social and ecological drivers, feedbacks, and management schemes, may allow for the prediction and modeling of ecosystem service bundles and thus, critical ecosystem service tradeoffs and synergies on the landscape.

Examining ecosystem service bundles emphasizes the linked nature of ecosystem services and could encourage the consideration of the multiple tradeoffs and synergies involved in land-management decisions (2, 6). Bundles capture how different ecosystem services interact. They are distinct from inventories of ecosystem services that can be added up to obtain a total quantity of services, because adding the services within a bundle would both double count ecosystem services that interact and ignore varying social values placed on different ecosystem services (24). Identifying areas where ecosystem service provision falls below known thresholds or where production occurs of high levels of desired ecosystem services can be used to discover areas that seem to be particularly ineffective or effective at producing desired ecosystem services. In the case-study system, some municipalities with high crop production have many crossed thresholds, whereas others with similarly high levels of crop production have no crossed thresholds, implying that these severe tradeoffs are not inevitable. Research that examines the causes of these differences may yield insights into what policies or management approaches could improve the provision of multiple ecosystem services across landscapes. In addition, the diversity of ecosystem service provision was positively correlated with regulating ecosystem services, suggesting that more multifunctional landscapes are better at producing regulating ecosystem services. Areas on the landscape with higher values for regulating ecosystem services have more options for the future, both for agriculture and other land uses, because this category of services underlies the production of other types of services (5).

Our analyses of ecosystem service distributions and pair-wise interactions revealed that social–ecological systems produce ecosystem services in complex patterns in accordance with where humans desire specific ecosystem services, where it is possible to produce them, and how they will interact. Land cover explained only a modest amount of variation in the set of 12 ecosystem services (see principal components analysis results), and we believe that acknowledging the social component of ecosystem service production improved our ability to predict or model distributions of multiple ecosystem services across space and time. In addition, correlations between ecosystem services in this study were found to be much stronger than correlations between ecosystem services found in three other papers (14, 18, 19) that focus on the production of multiple ecosystem services. This may be a function of the scales at which these other studies were conducted (much smaller for one and much larger for the other two), or of the set of ecosystem services analyzed. The scale of analysis will partially determine which ecosystem services are correlated. We suggest that the municipal scale is small enough that the factors that determine the average provision of a service will also have an impact on the average provision of other services, even for services that are distributed heterogeneously across municipalities. Replicating our analysis using other ecosystem services in other contexts would test the generality of our findings; however, we believe this type of research needs to be conducted at scales relevant to social processes and decision making, such as the municipality level.

Tradeoffs Between Provisioning and Other Ecosystem Services.

Our results provide empirical evidence of strong tradeoffs between provisioning ecosystem services and both regulating and cultural ecosystem services in a peri-urban agricultural landscape. Tradeoffs between provisioning and regulating ecosystem services at different scales have been identified as cause for concern, because regulating ecosystem services are thought to underlie the sustainable production of provisioning and cultural ecosystem services and are important to the resilience of social–ecological systems (2). It has been suggested that the loss of regulating and cultural services in areas of high provisioning service production may undermine the sustainability of this production, diminish the possibility of diversifying economic activities, and impact local human wellbeing directly (2, 7). In the study landscape, food production in areas with low regulating ecosystem services is currently not affected by these tradeoffs. However, the loss of soil-regulating services is costly to farmers that have to replace these services, tourism operators that have to suspend water recreation, and governments that have to pay for water-quality treatment and improvement (25). Because these tradeoffs are not inescapable, as observed by a number of municipalities with weaker tradeoffs between categories of ecosystem services, knowing where these tradeoffs are occurring makes their management possible.

There are many possible mechanisms that can lead to tradeoffs among ecosystem services. Tradeoffs are sometimes the result of direct interactions between ecosystem services, such as between soil phosphorus retention and drinking water quality, and can be magnified, reduced, or removed by managing the process that creates the interaction. In other cases, the interactions are caused by spatial incompatibilities and societal feedbacks (e. g., human communities unwilling to live close to areas with industrial animal production). In these cases, knowledge of all tradeoffs associated with different organizations of social–ecological systems could lead to more informed societal choices about landscape management and planning. Future studies could help untangle tradeoffs, their causes, and possible interventions by conducting more empirical studies of tradeoffs in different landscapes and at different scales and by identifying the pathways of interaction among ecosystem services.

استنتاج.

We have developed a methodological framework for analyzing interactions among multiple ecosystem services across landscapes. We provide an empirical demonstration of ecosystem service bundles and were able to link these bundles to areas on the landscape characterized by distinct social–ecological dynamics. Our results show landscape-scale tradeoffs between provisioning and regulating ecosystem services and show that a greater diversity of ecosystem services is positively correlated with the provision of regulating ecosystem services.

We expect that the patterns that we found in this region are similar to those in other agricultural landscapes in the world. Our results suggest that attempts to manage ecosystem services should focus on interactions among ecosystems services and should recognize that the characteristics of these interactions are likely to be strongly shaped by both social and ecological forces. Similar studies in other areas of the world will provide more information on how the dynamics of ecosystem services identified in this study compare with other contexts and sets of ecosystem services.

Selection of Ecosystem Services.

A total of 12 ecosystem services, including provisioning ( n = 4), cultural ( n = 5), and regulating services ( n = 3), were assessed across the study area. We included ecosystem services in the study based on their importance to the region, the need to cover the range of ecosystem service categories (provisioning, regulating, and cultural) to fit the study design, and the availability of data.

Ecosystem Service Quantification.

SI Text describes details of ecosystem service estimations.

Ecosystem services proxies.

Measurable proxies were chosen for each of the 12 ecosystem services to measure a key aspect of ecosystem service condition or provisioning. We chose proxies that were relevant to the use of ecosystem services rather than their supply or stock, because we were interested in measuring the spatial patterns of current benefits associated with each ecosystem service. For example, observations of rare and endangered species by amateur nature enthusiasts were used as a proxy for nature appreciation rather than general biodiversity indices, because we were interested in where biodiversity was being appreciated. Similarly, hunting was represented by the number of deer killed rather than the total deer population. The exception was forest cover as a proxy of different types of forest recreation, because this was the only measurement available to represent the importance of forests to a diversity of local recreationalists. The proxies for regulating ecosystem services were associated with an aspect of the condition of the ecosystem service that is important to humans. For example, phosphorus saturation was used to quantify the ecosystem service soil phosphorus retention, because it is known that certain levels of phosphorus saturation in soil are still able to retain phosphorus to benefit both farmers and local users of surface water. Table 1 describes the proxies used to measure each ecosystem service and data sources used to estimate each ecosystem service. We purposefully employed publicly available data that are often available in many parts of the world to develop an approach that could be replicated in a variety of contexts. We recognized that the availability of better data to describe some of the ecosystem services more precisely could improve our analysis; however, the proxies that were chosen were sufficient to meet our research goals.

Spatial scale.

Ecosystem services were assessed at the scale of municipalities. Municipalities provided a scale of analysis that was relevant for decision making, because they constitute the smallest unit of governance of ecosystem services in Quebec. The municipality is also the smallest level at which agricultural census data are available in Canada. There are 144 municipalities that intersect the Richelieu and Yamaska watersheds, and they are roughly equivalent in size (averaging 74 km 2 ). Seven small municipalities were not included in Canada's agricultural census and thus, were discarded from the dataset, leaving a total of 137 municipalities that were included in the analyses.

Data specifications.

Each ecosystem service was quantified using data for 2001 (or as close as possible to this date; SI Text ). Land use and land cover have changed very little between 2001 and the date of publication because of laws limiting the conversion of agricultural land (26, 27). The municipal boundaries were taken from the 2001 Canadian Census, and the area of each municipality was calculated based on these boundaries. We quantified each service for each municipality and normalized for area, because the municipalities are not all of the same size. Ecosystem service data were transformed where necessary so that higher values of all ecosystem services corresponded to higher values for ecosystem services to enable data analysis and comparison. All data were transformed so that the maximum value of each ecosystem service in the landscape was set at one. Data were imported into an ArcGIS database (Environmental Systems Research Institute; esri) for data manipulation and analysis.

Analysis of Ecosystem Service Distributions and Interactions.

Spatial patterns of individual ecosystem services.

Individual ecosystem services were mapped in ArcGIS to visualize and compare their spatial patterns. The spatial clustering of all ecosystem services was determined using Moran's I (28) with queen contiguity.

Interactions Among Ecosystem Services.

Interactions between pairs of ecosystem services.

Correlation analysis was performed on each pair of services using R statistical software ( n = 66) (29). Correlations were analyzed using the Pearson parametric correlation test.

Ecosystem service diversity and regulating ecosystem services.

We analyzed the diversity of the sets of ecosystem services associated with each municipality to estimate landscape multifunctionality using the Simpson's diversity index (30). This index is usually used to estimate biodiversity and has not been used to estimate the diversity of ecosystem services before this study. Because all 12 ecosystem services were found in almost all municipalities, the result was a measure of ecosystem service evenness across municipalities. High ecosystem service diversity may indicate areas where tradeoffs between ecosystem services are fewer and ecosystem service management is meeting a greater diversity of human demands. The important difference between using this index to estimate ecosystem service diversity versus biologic diversity is that higher biodiversity values are always considered to be better, whereas higher ecosystem service diversity values may only be considered better if the particular ecosystem services being measured are desired by society. We, therefore, compared the results of the Simpson's diversity analysis with the average values of regulating ecosystem services for each municipality to compare our estimate of landscape multifunctionality with an objective measure of landscape function. The average of the scaled values of the three regulating ecosystem services for each municipality was compared with the diversity index using regression analysis.

Ecosystem Service Bundles.

Patterns of Ecosystem Service Bundles on Landscape.

Provision of ecosystem services by municipality was visualized using star plots in R statistical software (29). Cluster analysis was used to identify groups of municipalities with similar sets of ecosystem services, or ecosystem service bundle types, where tradeoffs and synergies between ecosystem services were consistent. Clusters in the ecosystem service data were identified and analyzed using cluster analysis by K-means in R with the cluster package (31). Scree plots and dendrograms were used to determine an appropriate number of clusters. To stabilize the clusters, the number of iterations in the K-means procedure was set at 1,000 to ensure a global minimum of variance. Then, the clusters were mapped in ArcGIS to visualize the spatial pattern of data clusters.

Principal components analysis (PCA) in R was used to analyze quantitatively the variation in all 12 ecosystem services (i. e., the bundle) across the landscape and to determine the gradients along which the entire bundle of ecosystem services changed (29).

Ecosystem service bundles and thresholds.

We mapped the number of known ecosystem service thresholds that have been surpassed in each municipality. Three ecosystem services included in the study have associated thresholds, or critical values, below which the ecosystem service is considered to be of unacceptable quality to the people who rely on that ecosystem service. Thresholds are associated with soil phosphorus retention, soil organic matter, and drinking water quality. For Quebec soils of the type found in these two watersheds, values above 12% phosphorus saturation are considered to be at high risk for phosphorus runoff into waterways (21). Organic matter in soil is widely thought to have a critical level of 3.4%, below which the productive capacity of agriculture is compromised by a deterioration in soil physical properties and the impairment of soil nutrient cycling mechanisms (22). For the water-quality index, we used the IQBP, and values below 3.5 are considered to be low water quality (23). We counted the number of thresholds (of a maximum of three) that were surpassed in each municipality and mapped the results.

الخيارات الثنائية.

Trade-offs across space time and ecosystem services.

On biodiversity and ecosystem services | Proceedings of.

Linking Ecosystem Services and Human Well-being 3.5 Trade-offs and Congruence between Services well-being distributed across space and/or time?

Project Management - Academia. edu.

Research, part of a Special Feature on Scenarios of global ecosystem services Trade-offs across Space, Time, Trade-offs across Space, Time, and Ecosystem Services.

Global economic trade-offs between wild nature and.

What are the Ecosystem Services of Forests? Ecosystem services are the fundamental link between nature and the well Trade-offs across Space, Time, and Ecosystem .

Trade-offs between three forest ecosystem services across.

Trade-offs across Space, Time, and Ecosystem Services: Time-Space Trade-Offs for Longest Common Extensions: Space-Time Trade-offs for Stack-Based Algorithms.

Incentives, land use, and ecosystem services: Synthesizing.

and valuing ecosystem services across time demonstrate that how impacts vary across space depends on whether To visualize these trade-offs,

Synergies and trade-offs between ecosystem services in.

Examples of ecosystem-based approaches for adaptation health or ecosystem services) Rodriguez et al. 2006 ‘Trade-offs across space, time, and ecosystem.

Space-Time Trade-offs for Stack-Based Algorithms - Open.

Ecosystem service (ES) trade-offs arise from management choices made by humans, which can change the type, magnitude, and relative mix of services provided by ecosystems.

What are the Ecosystem Services of Forests?

using the ecosystem services framework to increase repeatedly appear together across space or time trade-offs between ecosystem services for.

Trade-offs across Space, Time, and Ecosystem Services.

Evaluating tradeoffs among ecosystem services to inform marine spatial SJ Cork, J Agard, et al. Trade-offs across space, time, and ecosystem services. Ecol Soc.

Why Green Economy? | Ecosystem Services for Poverty.

We studied the trade-offs between and losses of multiple ecosystem services transfer and assumptions of constant ES values per biome across space,

Reconciling Spatial Conservation of Multiple Hydrological.

Ecosystem Services for Poverty Alleviation workshop report (ESPA) The Ecosystem Services for How do ecosystem service interactions vary across time, space,

Spatial interactions among ecosystem services in an.

Trade-offs and synergies: ICSU's draft framework appreciated trade-offs and missed invite ecosystem services experts to take a survey to.

A quantitative review of ecosystem service studies.

Publications Photo credit: Glenn Title: Trade-offs across space, time, and ecosystem services A., and Peterson, G. 2006 Trade-offs across space, time, and.

Resilience Alliance - Publications.

Chapter 2 Biodiversity, ecosystems and ecosystem over long periods of time and occupy the same physical space, Biodiversity, ecosystems and ecosystem.

Habitat Fragmentation Intensifies Trade-Offs between.

Deadline for Call for Participants: Trade-offs between Nature Conservation and Ecosystem Service Conservation in Protected Areas.

Valuing ecosystem services for conservation and.

provision of ecosystem services across and potential trade-offs between ecosystem services in trade-offs between ecosystem services in space and time.

Trade-Offs Across Space, Time, and Ecosystem Services.

ecosystem services approach to biodiversity conservation worry that volatile market conditions and technological substitutes Trade-offs across space, time.

Deadline for Call for Participants: Trade-offs between.

Scenarios across space and time: Publications for the CCAFS Regional surrounding the potential trade-offs of on biodiversity and ecosystem services.

Evaluating tradeoffs among ecosystem services to inform.

West Indies at St. Augustine Trinidad and Tobago, Trade-offs across space, time, and ecosystem of services provided by ecosystems. Trade-offs occur.

Elena M. Bennett - Google Scholar Citations.

3.6 Examples of Ecosystem Service Trade-offs 39 stand and make trade-offs across ecosystem services, in space and time, and in doing so win more and lose less.

Critical issues | WGBN.

Below are brief overviews of critical issues in the current development of bioenergy. Ecosystem Services. Trade-offs across space, time and ecosystem service.

A sustainability framework for assessing trade-offs in.

Clear trade-offs exist among ecosystem services. rable across assessments. on the condition of ecosystem services for the first time;

&نسخ؛ Trade-offs across space time and ecosystem services Binary Option | Trade-offs across space time and ecosystem services Best binary options.