研究，是特别节目的一部分农业生态转型的生态系统服务

生态系统服务的综合估值如何有助于理解和指导农业生态转型?

• 摘要
• 简介
• 综合生态系统服务价值评估，促进农业转型
  • 农业生态系统中的生态系统服务
  • 农业生态转型中生态系统服务纯经济评估的局限性
  • 作为过渡工具的综合生态系统服务价值评估
  • 综合生态系统服务价值评估框架如何有助于理解和指导农业生态转型?
• 实践中的农业生态转型四步生态系统服务评估框架
  • 步骤1。建立对当前情况的共同理解(“什么是”)
  • 步骤2。探索未来的多样性(“可能是什么”)
  • 步骤3。选择可接受的改变途径(“应该是什么”)
  • 步骤4。实施可接受的改变途径(朝向更新的“是什么”)
  • 生态系统服务和农业生态学:生态系统服务方法的局限性
• 结论
• 对本文的回应
• 文献引用

介绍

传统的密集机动机械化农业不可持续的原因有很多，包括化石燃料和磷肥等投入的稀缺、全球竞争和气候变化，以及生物多样性和生态系统服务(ES)的丧失。beplay竞技生态系统服务明确了“人们从生态系统中获得的好处”(千年生态系统评估(MEA) 2005)。它们被定义为“自然对人类福祉的直接和间接贡献”(生态系统和生物多样性经济学(TEEB) 2010)，强调人类对自然过程的依赖(Díaz et al. 2015)。因此，ES的概念将人们的注意力引向了自然、社会和经济的相互作用和相互依赖。农业的可持续性依赖于广泛的生态系统，如可再生的肥沃表土和不同作物的虫媒授粉(Zhang et al. 2007)。然而，正如MEA(2005年)和最近Costanza等人(2014年)所示，ES在世界许多地区都在下降。例如，在许多地区，农业土壤的碳含量水平是至关重要的，表层土壤以令人担忧的速度流失，农田鸟类的数量正在迅速减少(Donald et al. 2006)。此外，正如Davila和Dyball(2018)所讨论的那样，拥有不同权力和经济机构的各方所持有的各种相互冲突的优先事项导致了严重的不平等(例如，在获取食物方面)，并造成了一个全球性的“邪恶问题”。要做到这一点，就需要更好地理解农业系统的社会、技术、经济和环境维度之间的相互作用，以及这些维度之间的相互依赖和反馈，从而形成一个系统的视角。

许多研究表明，通过考虑农业系统可持续发展的不同维度，以不同方式养活不断增长的人口是可能的(例如，de Schutter 2014, TEEB 2015)。虽然一些作者认为工业和有机农业之间仍然存在产量差距(Seufert等人2012)，但其他人发现将生态原则融入农业实践可以提高粮食产量和其他ES (Ponisio等人2014,Garbach等人2017)。重要的是，有机农业并不一定意味着可持续农业(Kremen et al. 2012)，例如，有机农业不包括社会因素，有时可能会用机械除草代替除草剂，导致温室气体排放增加。在传统农业的替代品中，农业生态学可以说具有最广泛的含义，因为它指的是一门科学，一套实践，但也是一场社会运动(Wezel et al. 2009)。农业生态学从生态和社会经济的角度来研究农业系统，其主要目标最初是发展可持续和健康的生产系统(Altieri 1989)。农业生态学涵盖了多种实践，从提高投入物使用效率和尽量减少农业环境影响，到增加功能性生物多样性和ES对农业过程和产品的贡献(Duru和Thérond 2015)。

将传统的农业系统转变为农业生态系统需要农业生态转型(Gliessman 2009)，这与集约化系统向更复杂和可持续的农业生态系统的转变相对应，这是基于更新的做法(例如，多样化的种植系统、马赛克景观、低人为投入……)，以及农业系统与其生态和社会环境之间的重新连接。恢复力是向可持续农业生态系统过渡的主要既定目标之一。目前传统的机动机械化农业系统被认为是缺乏弹性的，因为它们是一个相互依赖的垂直链，这意味着如果其中一个环节中断，整个粮食系统就会失效(Servigne和Stevens 2015)。例如，如果石油供应中断，机动机械化的农业系统可能会崩溃。相反，农业生态系统对生态过程和功能的依赖作为一个网络，使系统对断开的链接不那么敏感。

可持续的农业生态系统也争取自主权。Autonomy的目标是关闭循环，生产自己的有机农家肥，转化产品，并能够选择将这些产品销售给谁。弹性系统也是一个在多个尺度上的多样化系统。例如，在农林复合农场，谷物可以种植在树下，并用树篱保护。在一个多样化的系统中，每一个元素在农业景观中都发挥着不同的和/或互补的作用，从而促进了生态功能的多样性。如下所述，这些功能为农业系统本身和社会提供了生态系统服务。因此，农业生态学解决了环境、经济和社会问题，这就需要新的概念和操作工具，将注意力集中在社会、福祉、经济和环境变化之间的相互影响和相互依赖上。

“ES概念”提供了这样的工具和结合这些维度的概念框架。也越来越多的人主张将其纳入土地利用规划和决策支持工具(Cowling et al. 2008, Collins et al. 2010)。大量文献调查了这一概念如何在农业背景下使用(Zhang et al. 2007, Power 2010, Duru和Thérond 2015, Landis 2017等)。已有几项研究使用这一概念来评估不同农业实践的影响(例如，Sandhu等人2010、Barral等人2015、Rapidel等人2015)。尽管这些提供了哪些实践优化了最佳ES交付的信息，但它们没有解决如何在实际中实现这些实践。换句话说，关于农业实践和生态环境服务提供的知识与关于农业转型的知识之间存在差距。少数以决策支持为目的的农业环境下ES估值似乎主要局限于理论反思(例如，Holt等人2016)和/或农业环境计划(Tscharntke等人2005,Prager等人2012,Merckx和Pereira 2015)，未能为有效实施提供指导。

为了回答这一差距，本文的主要目标是讨论ES概念作为一种操作工具来理解和引导所需的农业转型的潜力。首先，我们在现有文献的基础上研究ES与农业生态系统的关系。其次，我们提出了将ES作为农业生态转型工具的四步综合评估框架，以帮助理解和指导农业生态转型。这个框架是基于之前的研究，并将在进一步的研究中进行测试。最后，我们得出并讨论了ES概念在农业生态转变方面的一些局限性，该转变应实施以提高可持续性。

综合生态系统服务价值评估，促进农业转型

农业生态系统中的生态系统服务

运作良好和可持续的农业生态系统依赖于广泛的生态系统资源，这些环境反过来又为其受益者提供另一套多样化的生态系统资源。例如，农业生态系统将受益于富含有机质的活土壤，这将有助于提高产量，为农民提供收入，为社会提供粮食(Adhikari和Hartemink, 2016)。作物助剂的存在也可以提高农业生产率(Östman et al. 2003)，同时降低农药的财政和健康成本(Weisenburger 1993)。

然而，正如pepeters et al.(2013)所提到的，自19世纪中叶以来，工业革命前的生态系统提供的ES很大一部分已经被依赖于大量使用化石燃料的技术所取代。例如，需要大量能量的人工合成氮已经用豆类取代了共生固氮，用农药保护作物已经用复杂的生活群落组合取代了生物防治病虫害，机动化已经取代了人力和役畜。

虽然这些人工投入和技术的使用提高了产量，但ES的替代，伴随着景观的简化，对环境和社会产生了负面影响(Costa等人2014年，Tilman和Clark 2014年)。它们引发了污染和生物多样性损失，进而减少了农业本身和社会必不可少的ES供应(Zhang et al. 2007, Dendoncker and Crouzat 2018, Landis 2017)。

农业生态转型中生态系统服务纯经济评估的局限性

在自由市场经济中，农民会感受到化肥产生的高产量的好处，但可能不会或只会部分支付所谓的负外部性，即由地下水位或大气中氮的损失等产生的环境成本。相反，农业活动的外部性也可能是积极的。例如，维护良好的草原储存了大量的碳，从而有助于减缓气候变化(Gelfand和Robertson 2015)，这有利于更广泛的社会。beplay竞技由于这种ES通常既不被认可也不被支付(它逃离了市场)，它由农民以次优数量生产(Robertson和Prior-Murray 2008)。自由市场经济逻辑导致“理性”的农民最大化提供服务(有市场的)，而牺牲其他类别的ES(没有市场的)(Bohlen et al. 2009)。在地方一级，已经在全球各地根据环境服务付费计划进行了许多将环境外部性内部化的尝试，这可以被认为是实施环境服务概念的主要尝试。农业环境计划(AEM)是欧盟PES的一个例子(Engel et al. 2008)。

虽然这些工具可以在改善环境治理方面发挥作用，但它们面临一系列限制。Muradian等人(2013)认为，支付方案的设计容易被政治化，这意味着PES可能会受到强大的压力集团的影响，塑造其有效性和分配结果。当获得支付的资格标准设计不合理时，环境服务计划的支付有时也会成为不良战略行为的诱因(Banerjee等人，2013)。此外，一些作者还对PES由污染者支付原则向受益人支付原则的转变表示关注(Pirard等，2010)。最重要的是，Muradian等人(2013)认为，现在有必要将重点转移到解决深深植根于结构性权力不平等的环境退化的最终原因上。因此，内部化外部性和/或为非供应ES创造市场，这一过程被称为自然商品化，可能不足以确保可持续农业，甚至可能加剧当前的不可持续性问题，如获取资源和权力不对称(Kallis等人2013,Boeraeve等人2015)。

作为过渡工具的综合生态系统服务价值评估

正如Jacobs et al.(2013)所言，ES的研究领域和概念植根于强大的可持续性思维。在评价生态系统价值时，确实需要可持续发展的三个支柱及其随后的价值:生态价值、社会价值和经济价值。这些价值是相互嵌入的:经济和社会依赖于环境，并必须在安全的生态边界内运行(Boeraeve et al. 2015)。最后，ES估值的最终目标应该是实现更可持续的资源利用，通过提供公平、充足和可靠的基本ES流动来满足迅速增长的世界人口的需求，从而为现在和未来的每个人的福祉做出贡献(Jacobs等，2013)。

生态系统由农业景观的参与者塑造，并带来广泛的效益。因此，它们涉及许多不同的行动者:从生态系统的共同生产者和管理者(如农民、护林人)到生态系统的受益者(如当地居民、游客)。为了鼓励可持续的景观管理，一个包括广泛的价值观和利益相关者的综合评估框架似乎特别重要。Funtowicz和Ravetz(1993)认为，在科学不确定性或社会利害关系很高的情况下，如ES估值，科学家应该采取一种后常态的姿态，与决策者和利益相关者进行对话和知识构建(另见Barnaud和Antona 2014)。

需要一个综合的评估框架来揭示可归因于ES的价值的多样性。评估和评估ES意味着要考虑认知(是什么)和规范(应该是什么)的复杂性和不确定性。如果该框架提供了一种方式来阐明不同的价值领域(例如，生物物理、社会、经济)，则该框架是集成的，如果它通过涉及与估值案例相关的广泛利益相关者来做到这一点，则该框架是包容性的(Dendoncker等人2013年)。这使得评估更敏感，更能响应利益相关者的需求和价值观(Fontaine et al. 2014)。由于当今农业的社会目标超越了粮食生产，因此在这种分析中解决社会因素的必要性在农业环境中非常明显。事实上，消费者对质量的需求越来越多地受到他们的道德规范的指导(Boogaard et al. 2010)，并将传统的异质和复杂景观视为审美和教育资源(Lindemann-Matthies et al. 2010)。作为回报，除了获得公平的生活，农民们呼吁人们承认他们在社会中发挥的作用(Pascual和Perrings, 2007年)。

近年来，许多基于地方的案例研究试图对ES进行评估。许多人援引改进的决策来为他们的研究辩护。然而，尚不清楚这些是否真的导致了景观管理的改善(Laurans et al. 2013, Laurans and Mermet 2014)。尽管承认它们所满足的局限性，但综合和包容的ES评估举措可能会导致越来越可持续的农业景观:它们可以改善环境质量，减少不平等，并解释和保持价值多样性(Jacobs等，2016)。

综合生态系统服务价值评估框架如何有助于理解和指导农业生态转型?

了解农业实践如何影响ES流动，进而影响农业生产力和社会，这是非常重要的(Dale和Polasky 2007, Duru和Thérond 2015)。这将有助于告知管理决策，采取对环境危害较小的做法，更符合消费者和当地居民的期望。为了加深这一理解，有必要深入了解生态功能和过程，它们之间的相互联系，以及它们与实践变化的关系，以及利益相关者如何感知和评价ES，并对ES流的变化作出反应(Landis 2017)。

Kremen和Miles(2012)在一篇综述中比较了传统耕作系统和农业生态耕作系统中12种ES的提供，并得出结论:“迫切需要对不同耕作方式对多种ES的影响进行整合的全系统研究”，这一结论已被少数现有的农场规模ES评估证实(Porter et al. 2009, Sandhu et al. 2010)。这涉及到分析ES是处于相互冲突(权衡)关系还是相互加强(协同)关系(Gomez-Baggethun et al. 2014)。此外，应该扩展对ES之间的成对关联的研究，以考虑多个ES之间的一致关联。多个ES之间的这些关联也被称为ES束(Raudsepp-Hearne et al. 2010)，综合了与给定子系统相关的典型ES集合。束由供应或需求的ES的类型和大小组成。他们承认社会-生态系统的复杂性，强调所有ES不可能在所有地方和所有管理条件下共同最大化，而社会对ES“理想”捆绑的期望可能各不相同。这些信息对于提供农业系统社会-生态组成部分的整体图景是必要的。与其他人一样，我们认为应在多个空间尺度(如地块、农场、景观和区域)上测量ES流(Hein等人2006,Dale和Polasky 2007, Kremen等人2012)，因为不同的过程发生在不同的尺度上，而且不同的尺度会引起不同的利益相关者的兴趣。地方尺度的评估可能导致对农民实际管理更有用的信息，而更广泛的评估则对土地使用规划和农村发展计划的决策者更有意义。

农业生态转型的特征是生态和社会成分之间的复杂相互依赖，以及利益相关者的多边和权力驱动的相互作用，这对其全面理解提出了挑战。由于变化的路径和结果都不确定(Caron et al. 2014)，引导农业生态转型依赖于一个涉及农业矩阵及其演变的所有参与者的协作学习过程。在整个学习过程中，个人和社区提出联合行动的能力逐步加强，以面对社会-生态(农业)生态系统管理固有的权衡(阿米蒂奇等人2008年，加拉法西等人2017年)。这种社会学习(Pahl-Wostl 2009)导致的多层次转型是综合ES估值的核心战略过程(Jacobs et al. 2016)。

越来越多的ES研究聚焦于农业生态系统(如Sandhu等人2010,Barral等人2015,Fan等人2016)。有趣的是，这些仍然局限于在不同的农业情景下评估ES的交付，但缺乏关于如何实现它们的讨论，即如何在地面上实施农业生态转型的讨论。

我们相信综合ES估值可以用于指导农业生态转型，因为它们可以有趣地支持建立有效的实践社区(Duru和Thérond 2015)。与Barnaud等人(2018)一样，我们采取了建构主义的观点，认为ES是社会建构，代表了对人与自然关系固有的主观感知。通过记录不同的观点，并促进对系统的共享理解和概念化，参与式和多层面的ES估值具有一些相关属性，以成功地解决不良问题，如社会价值的纳入、加强相互能力建设或伙伴之间建立信任(Davies et al. 2015)。

实践中的农业生态转型四步生态系统服务评估框架

在本部分中，我们开发了一个四步方法框架，以理解和引导基于综合ES评估的农业生态转型(图1)。该框架是在持续相关研究的基础上提出的，特别是由TERRA研究中心领导的“未来农场”项目(由比利时国家科学研究基金(FNRS)资助，由TERRA研究中心领导，Gembloux农业生物技术，大学Liège(2016-2019))，旨在了解农业生态耕作系统对ES的交付以及ES受益人的影响。我们的建议也植根于可持续性分析(例如，Ostrom 2009, Ban et al. 2013)，并建立在当前对ES综合估值的研究基础上(Jacobs et al. 2016)。它呼应了最近在多功能和复杂的社会-生态系统实施基于es的方法方面的进展(例如，Cowling等人2008年，Mastrangelo等人2014年)。该框架有望在即将开展的旨在理解和支持现实环境中的农业生态转型的研究行动项目中进行试验。

我们建议采用一个迭代的框架，因为从农业生态转型开始，ES流可能会遵循非线性响应，而不同利益相关者之间的学习和相互理解也可能会改变某些服务的理解和价值。从本质上讲，这一过程植根于科学-实践伙伴关系，“能够实现知识的热交换，这既是用户启发的，也是与用户相关的”(Förtser等，2015)。农业生态学为人们实践科学提供了一个非常有利的场所(Cuéllar-Padilla和Calle-Collado 2011)，与此相一致，我们的框架提出的路径需要利益相关者的高度参与。世界各地的许多实验将参与式行动研究与农业生态转型联系起来(Levidow等人2014,Méndez等人2017)。这些过程实际上应该是一致的并实际实现的，可能没有什么灵丹妙药:参与一个共同构建的过程的一个必要关联是将使用的方法和工具根据当地环境和参与的利益相关者的特定目标进行调整(Funtowicz和Ravetz 1993)。因此，我们没有在我们的框架内为实际执行参与性进程提供现成的解决办法。然而，越来越多的方法可用于识别和让利益相关者参与，以及将环境和社会见解相结合(参见Reed等人2009、Cuellar-Padilla和Calle-Collado 2011、Bagstad等人2013、Förster等人2015)。正如Jacobs等人(2017)所证明的那样，需要结合不同的评估方法来引出自然的主要价值维度(非人类中心、关系和工具)。生物物理建模过程可以用来表示，例如，通过地图，景观提供特定ES的能力。实地调查和实验可能有助于确保这些产出的稳健性，并使利益相关方对农业生态转型的可行性感到放心。 In turn, ES maps can usefully support discussions on the necessary conditions for sustaining multiple ES, in terms of management practices, landscape features, and environmental supporting conditions. Among interesting tools to articulate stakeholders’ perceptions of a complex system, participative mental models (Etienne et al. 2011, Moreno et al. 2014), influence networks (Crouzat et al. 2016), companion modeling (Etienne 2014), and social network analysis (Hicks et al. 2013) could be mobilized throughout the steps of our framework to come out with collective representations of the agroecosystems and of their futures. Although mobilizing such a spectrum of methods may seem demanding, it has been shown that performing such an integrated valuation does not necessarily entail more resources, as for every value dimension, methods with relatively low requirements are available (Jacobs et al. 2017).

步骤1。建立对当前情况的共同理解(“什么是”)

作为转向变化的第一步，对当前系统达成共同的理解或共享的愿景似乎是必要的先决条件。综合ES评估通过告知不同的价值领域，即生物物理、社会文化和/或经济领域(Martín-López et al. 2014)，可以帮助开发一种通用的农业矩阵系统方法。

在图2中，我们提出了一种切实提高农业生态系统知识和理解的方法。这里的目标是，参与农业生态转型的所有利益相关者在讨论和决定系统的未来状态之前，对当前状态建立一个共同的理解。这个多层框架并不意味着必须按照特定的顺序处理各个层次。事实上，生物物理导向的评估(1-5级)应该嵌入到社会评估(6级)中(Dendoncker et al. 2013, Spangenberg et al. 2014, Jacobs et al. 2016)。社会估值确定影响或受ES流影响的利益相关者，收集关于利益相关者如何评价ES(“ES需求”)的信息，并分析评估ES时使用的心理框架(Fontaine et al. 2014)。利益相关者的选择是一个至关重要的方面，因为它直接影响其协商的结果。作为评估的初步步骤，进行利益相关者分析似乎有必要包括所有合法利益相关者的代表(Grant and Curtis 2004, Reed et al. 2009)。识别与环境相关的生态环境系统可以指导生态环境系统评估针对特定的自然资源管理问题。由于生态功能只有在有人重视它们或从中受益时才会成为ES，因此确定要维持的关键ES涉及主观判断(Förster et al. 2015)。因此，为了获得这些判断，在确定ES和确定优先级的过程中，通过包括利益相关者，涉及多个知识来源是至关重要的(Chan等人2012,Spangenberg等人2015,mascararenhas等人2016)。 Participatory ES identification and selection are increasingly implemented (e.g., Bryan et al. 2010, Fontaine et al. 2014), and some guidelines are starting to emerge on this specific step (Mascarenhas et al. 2016; F. Boeraeve et al., unpublished manuscript).

这些不同程度的研究都与一套建议的测量方法有关。重要的是，这些水平的研究都与测量的不同空间尺度有关。，土壤数据，农场数据。，yield, and landscape scale—e.g., ES indicators of landscape connectivity, cultural ES). They feed each other by providing underlying knowledge and understanding. For example, soil data (level 1) partly explain population assemblages of soil micro- (level 2) and macrobiodiversity (level 3). Soil biodiversity in turn influences ecological processes and ES flows (level 5) such as soil structure and fertility, plant growth, and pathogen protection (Maron et al. 2011). Many macrobiodiversity groups (level 3), such as insects (Syrphidae, Carabidae, Apoidea) and vertebrates (e.g., birds) are highly sensitive to their environment and thus represent good indicators of habitat quality and its relationship to agricultural practices. From these groups, functional agrobiodiversity (level 4) can be identified, such as predators, pollinators, decomposers, etc. Additional measures can be implemented to assess functional impacts of these groups like measuring soil decomposition rates, assessing pest abundance, etc. Information gathered from the four first levels can then be translated into ES indicators (Table 1). For instance, some soil physico–chemical properties (C balance, CEC, base saturation rate; level 1) hint at the ES “soil fertility;” or the presence of “aphid predators” (level 4) can be translated into an indicator of the ES “biological pest control.” Additional indicators have to be collected specifically like “potential N leaching” to assess ES “nutrient regulation.” Supplementary indicators are also gathered for cultural ES, which are assessed based on the presence of landscape elements known for being appreciated, thus harboring esthetic values (e.g., tree lines, forest patches). Information on individual ES can then be combined to characterize ES bundles typical of different management practices and ecological contexts.

在最广泛的层面(第6级)，进行了社会环境评估。这提供了对不同利益相关者(也称为“ES需求”)所承担的社会经济价值的全面理解，以及它们如何与农业生态转型的想法相关联。在评估和决策过程中包括利益相关者的价值观可以考虑权力不对称，并增加公平的机会(Felipe-Lucia等，2015)。该方法可以依靠个人访谈和集体评估(例如，焦点小组，参与式研讨会)。个体访谈提出了利益相关者之间的社会价值观分歧，经过深思熟虑，集体价值评估在价值评估中包含了互惠和利他态度(Sen 1995, Vatn 2005)。

理论上，这种评估最好是在农业生态转型前后的同一耕作系统和地块中进行，以直接评估其影响。然而，由于这种历时性评估很少可行，因此可以在农业生态地块和耕作系统以及常规系统中同时进行评估。这样做，我们必须记住，包裹之间严格意义上的比较对包裹的技术历史高度敏感。为了避免忽略这一点，分析应该关注不同元素之间的相对距离或方差，而不是比较平均值。理想情况下，“比较”地块应具有相同的作物类型、土壤类型和景观结构(与实践无关，如附近的树林)，以尽量减少潜在的偏差，并应仔细检查每个被研究地块的技术路线，以确定潜在的异常值。

如上所述，可以识别出ES束(Mouchet et al. 2014)，以突出代表各种社会-生态子系统的关联特征模式(例如，Crouzat et al. 2015)。这显得至关重要，因为利益相关者对ES的使用、影响和评价不同，导致有必要联合考虑多种ES (Förtser等，2015)。总的来说，综合ES估值应用于表征在整个景观中共存的独特的社会和生态环境，并塑造当前ES供应和需求的捆绑。

步骤2。探索未来的多样性(“可能是什么”)

一旦对当前的农业矩阵有了系统的认识，就可以详细阐述合理的变化轨迹。情景方法是一种越来越受欢迎的工具，它可以帮助以协作的方式跨越社会-生态系统的替代可达未来(参见Oteros-Rozas等人2015年的最新综述)。参与式场景制作鼓励复杂性思维(例如，Waylen et al. 2015)。这似乎有必要共同考虑第1步中评估的ES的供应和需求方面，并涉及到权衡和协同分析(Mouchet等人2014年，Crouzat等人2016年)，从而预测第1步中确定的ES的本地和全球驱动因素和威胁的变化的影响。例如，施肥管理或作物类型的变化可以改变氮和农药淋滤的数量和时间，从而影响景观保持水质和美观的能力。这两种服务的变化可以通过计算机绘制的地图进行评估，这些地图可以与利益相关者紧密开发和分析，以确定未来不同管理方案对多个ES的影响方式(例如，Reed等人2009)。或者，有意愿加强土壤侵蚀控制的利益相关者可能会提出不同的方案，包括免耕方案和增加树篱密度(图1)，这两者都是控制侵蚀的相关驱动因素。随着生态系统对不同的农业经营轨迹的区分，它们似乎是一个相关的对象来跟踪农业经营策略变化的预期结果，并讨论景观的可能演变。在这一步中，场景不仅应该包括对当前实践的调整建议，还应该允许讨论主要的变化，包括范式的变化。尽管来自其他实验的历时性反馈仍然太少(Dendoncker和Crouzat 2018)，但可以用来帮助掌握可以局部预测的变化的多样性和量级。 Among necessary features to identify, manageable drivers of change should be pinpointed, as well as the existing influence relationships among actors (Felipe-Lucia et al. 2015) and their consequences on sustainability transition. Stakeholders could be invited to identify the key bottlenecks that might hinder the agroecological transition, considering among other issues knowledge, technical options, social acceptability, as well as administrative or regulatory frames. Importantly also, the influence of external economic dynamics and of internal cultural drivers such as informal institutions (Pahl-Wostl 2009) should be acknowledged to ensure the relevance of proposed alternatives.

步骤3。选择可接受的改变途径(“应该是什么”)

如前所述，利益相关者对其领土当前和理想的农业管理持有不同的看法和期望。引导农业生态转型意味着管理生态系统之间当前和紧急的权衡，使系统朝着其预期状态方向发展。除了评估什么是可行的之外，ES综合评估的一项重要工作应该致力于明确什么是可取的，对谁是可取的(Cote和Nightingale 2012, Davies等人2015)。换句话说，似乎有必要为主观和情感维度保留空间，因为农业生态转型谈判是一个高度规范的政治过程(Wezel et al. 2009)。第1步对ES供给和需求的表征将有助于明确社会优先事项。一旦价值观的多样性得到承认，综合ES估值过程的整体合法性就会得到加强(Cash et al. 2003)。这一步骤的目标是确定不同的观点和共同点，这些观点可能成为被广泛接受的农业生态系统的规范观点的基础。这一目标可以通过与利益相关者进行个别和集体协商来实现，目的是根据第2步收集的信息揭示他们对农业生态系统的期望愿景。例如，为了加强侵蚀控制服务，利益相关者可能更愿意采用免耕农业实践，而不是增加树篱的密度(图1)。事实上，就当地的地形条件、农业设备或经济可行性而言，这种方案可能更有吸引力和效率。

步骤4。实施可接受的改变途径(朝向更新的“是什么”)

这一步的目标是将前面讨论和选择的更改选项转化为实践。坦率地说，第4步是在更新实践、组织结构和管理方法的基础上进行操作的时间。指导农业生态转型需要一种“过程导向和目标寻求的方法”来实现预期的变化(Duru和Thérond, 2015)。目标ES的变化可能会对其他ES产生影响，因此有必要将它们联合起来考虑。例如，免耕措施导致的侵蚀控制的变化可能会通过诱导更有利于土壤微生物的条件，至少影响土壤形成的服务(图1)。综合ES估值提供了一个相关的框架，通过包括过渡管理的生态和社会方面，确定必要的变化步骤。的确，如果要接受和执行技术变化，文化演变也是必要的，需要谈判和准备。ES评价可以充分预测社会系统对生态系统的反馈，包括治理效果。差异化的变革方法可以在该领域共同演变，并聚集利益相关者的子群体。例如，农业生态转型的技术方面可以由一些人来讨论(例如，减少或免耕技术，图1)，而其他一些人可以把精力集中在构建当地分销链上。可能没有万能的解决方案，因此应通过迭代的共同构建会议刺激利益相关者提出创新的和适合当地的解决方案(Galafassi et al. 2017)。 Once changes are initiated, integrated ES valuations offer an interesting opportunity for monitoring the agroecological transition, as ES proxies can be tracked and social perceptions of changes in ES bundles can be iteratively assessed.

生态系统服务和农业生态学:生态系统服务方法的局限性

总体而言，ES的综合估值面临一系列挑战，包括以碎片化的政策和治理领域为目标，将碎片化的科学领域结合起来进行综合评估，以及在权力失衡背景下难以核算公平问题(参见Jacobs等人2016进行更广泛的讨论)。

生态系统评估的设计方式及其处理的具体问题对于参与农业生态系统的集体转型至关重要。社会经济核算方法虽然相当全面，但可能忽略某些方面，如遗产、历史价值、健康、农民工资、当地就业、人权等(米尔斯，2012年)。

因此，科学家必须后退一步，不仅根据ES数据来把握人类的福祉。ES流量的数量可能不是幸福的良好指标，因为可能没有对它的需求，或者它可能在受益人之间分配不均(Collins et al. 2010)。最后，在这种综合方法中，应始终尽可能多地考虑生态阈值(Maron et al. 2017)。

即使各种类型的价值观被承认，如何做出最终决定的问题仍然存在。估值练习总是在特定的机构设置中进行(Vatn 2005, Dendoncker et al. 2013)。因为环境资源通常是常见和复杂的商品，这种制度设置应该在理想情况下有利于社会理性和交往行动，确保采取社会视角，并且程序必须能够处理弱可比性或不可通约性的价值维度(Vatn 2005, Martinez-Alier 1998)。在全球层面，一些作者认为需要新的机构和更多的资源用于环境治理(Norgaard 2010)。

然而，在地方层面，以地方为基础的行动和公众对变革的支持增加了希望。可以说，基于地方的、地域的变革性研究的应用可能会引发农业的地方政权转变。科学、社会和政策之间共同构建的行动可能会导致更大的变化。然而，综合和包容的生态系统评估在促进向农业生态过渡方面的业务潜力仍有待加强。

结论

在寻求向农业生态转变的过程中，可持续农业系统的设计需要具有自主性、复原力和多样性。由于ES的综合评估可能会汇集众多捍卫不同价值观的当地行为者，因此它有可能成为不同行为者建立共享知识库的工具，以便更好地理解利益相关者的期望和制约因素，确认共同的优先事项，并采取一致的行动。尽管在一些地方案例中，ES评估导致了ES交付和社会学习的增加，但尚未证明ES评估可以通过提高经济效率、改善环境，以及通过考虑和处理权力不对称而增加公平性，从而导致农业生态系统的更系统性变化。此外，在全球层面上，农业生态系统要取代当前的主导制度，很可能需要在更大的规模上实施更广泛的制度变革，而且必须克服许多阻碍变革的障碍。然而，通过在地方尺度上系统地采用综合和包容的ES评估，可以收集和进一步调动关于ES交付如何有助于农业生态系统良好运作以及后者如何向当地社区交付ES的关键信息，以引导农业生态转型以实现可持续性。进一步的研究应该回顾、收集和交流成功和失败的故事，以吸取如何加速这些转变的经验教训。

文献引用

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