土地利用要素和相关的生态系统服务:德国北海海岸土地利用评价的原型方法

• 摘要
• 简介
• 材料和方法
  • 案例研究区域
  • 认知原型分析
• 结果
  • 区域土地利用要素和生态系统服务
  • 认知原型识别:土地利用要素-生态系统服务归因的评价
• 讨论
  • 认知原型
  • 展望第二阶段:开发基于生态系统的土地管理方案的原型
• 结论
• 对本文的回应
• 致谢
• 文献引用

介绍

生态系统服务概念是一种将生态系统与人类福祉联系起来的既定方法。人们对这一概念应成为土地使用管理和空间规划过程的一部分越来越感兴趣(Fürst等人，2017)。关于土地使用，人类与环境之间的多重相互作用产生了大量的、有时是相互竞争的服务。景观提供的生态系统服务的理解、识别和空间分布对适应性土地利用管理至关重要(de Groot等人2010,Müller等人2010,Koschke等人2012,Opdam 2013, Potschin和Haines-Young 2013, Vrebos等人2015)。气候适应战略可以从基于生态系统的管理方法中获益，强调利益攸关方的参与和生态系统服务概念的操作化(Schultz等，2015年)。然而，将生态系统服务早期整合和实施到基于生态系统的管理和规划过程中仍然是一个挑战(Daily和Matson 2008, Fish 2011, Müller和Burkhard 2012, Albert等人2014,Schleyer等人2015,Fürst等人2017)。因此，需要有方法来量化土地利用要素和生态系统服务之间的关系(de Groot et al. 2010, Potschin and Haines-Young 2013)。

土地利用要素可以被理解为可划分的空间斑块，既有生态的，如草原或盐沼，也有人为的，如道路基础设施或建筑物。将生态系统服务提供与土地使用和土地覆盖要素联系起来有几个好处。首先，土地利用要素可以被理解为生态系统的空间表征，尤其是在西北欧高度模式化的文化景观中。其次，土地使用要素通常提供多种服务的捆绑，产生协同效应或权衡。第三，在生境尺度上有大量的服务产出信息，如生物多样性或农业数据(Potschin和Haines-Young 2013年)。在确定土地覆盖、生境或提供生态系统服务的地方的能力方面，已经进行了几次尝试，结果基于研究人员的知识和科学文献调查提供了有价值的框架。然而，往往缺乏包括当地土地使用者和其他利益攸关方在内的参与性方法(Burkhard等人2009年，英国国家评估2011年，Koschke等人2012年，Potschin和ha因斯-杨2013年，Verhagen等人2016年，2018年，Lavorel等人2017年，Stürck和Verburg 2017年)。

生态学家通常根据作物产量、甲烷排放或蒸腾水等可测量指标对土地利用要素的生态系统服务产出进行评估(如Cebrián-Piqueras等，2017年)b,朗格维什等人，2018年)。然而，很难对一个区域行政单位(如县)的所有土地使用要素进行生产力、养分和水通量以及其他生态系统功能和特性的测量。然而，这种区域规模是土地使用分配和规划的重点。在实际景观规划中，区域管理部门往往是生态系统服务评估的主要对象(Rauken等人，2015年，Wamsler 2015年)。对广泛的土地利用要素进行全县评估的另一种途径是，要求区域利益攸关方根据其当地知识、对景观的熟悉程度和社会背景，评估土地利用要素的生态系统服务产出(Cebrián-Piqueras等人，2017年)b)．该方法将包括评估中的认知维度，即利益攸关方和受益者对生态系统服务产出量化的贡献，或土地管理和决策过程中对社会需求的考虑(Dunford等，2018年)。参与性评估基于利益相关者的个人感知，而不是测量的生态系统功能和属性(Karrasch et al. 2017)。

利益相关者评估的一个重要问题是来自不同社会部门的利益相关者是否同意他们对生态系统服务产出的评估。如果是这样的话，土地利用要素-生态系统服务评估在不同的社会部门中反复出现，从认知的角度来看可以被视为典型。在可持续土地管理的背景下，原型通常被理解为将环境条件与社会系统需求联系起来的土地使用系统的经常性表现(Václavík等人，2013年，Sietz等人，2017年，lever等人，2018年)。原型的概念构成了一种方法论方法，用于理解这种反复出现的模式以及形成管理系统的过程和条件，例如，关于气候变化适应和区域发展(Oberlack和Eisenack等，2014年，Oberlack等，2016年，dresser等，2016年)。beplay竞技原型“说明了基本的基础过程，用来建立区域之间的联系，并帮助决策者在广泛的背景下认识到他们的特殊情况”(Eisenack 2012:109)。原型识别和分析可以应用于不同的尺度，从全球(Václavík等人，2013)和景观(Cullum等人，2017)到家庭水平(Sietz等人，2012)。在参与过程方面，定义社会脆弱性和风险认知模式的原型已经通过混合方法开发出来，包括定性和定量数据和分析(例如，Lim-Camacho等人2017年，Vidal Merino等人2018年)。

我们询问利益相关者如何感知和评估土地利用要素和生态系统服务之间的关系。作为对原型分析的补充，该研究基于社会-生态系统功能关系的建模和统计分析(例如，Václavík等人，2013,Cullum等人，2017,Sietz等人，2017)，基于利益相关者的认知(包括他们对环境的评价)确定了原型。

因此，我们将认知原型定义为个体感知社会-生态关系的循环模式。识别与土地使用要素和生态系统服务相关的认知原型，旨在将土地使用(主观动态、需求方)与生态系统功能和服务提供(客观动态、供应方)联系起来。尽管利益相关者的利益、感知和评估可以被视为不确定性和自我反射性的，但它们是联结社会和生态系统并促进可持续发展的重要工具(Manuel-Navarrete 2015)。

这项调查旨在识别由两种不同特征决定的认知原型。第一种是独立于部门利益和观点的原型。这些原型是由一组发现跨部门一致的属性描述的。第二种是原型，它为参与过程中的进一步讨论奠定了基础，这是基于个人感知的归因的结果。原型分析有助于确定未来步骤中设计气候适应和基于生态系统的土地使用管理的构建模块。

材料和方法

案例研究区域

我们选择了一个受人类土地利用影响较大的地区作为研究案例。Krummhörn社区(159平方公里，12,300居民)位于德国北海地区Ems-Dollart河口的低洼沿海地区(图1)。经过几个世纪的土地开垦(Reise 2005)，今天约三分之一的总面积低于海平面，容易受到气候变化的影响，如降水增加和海平面上升。beplay竞技密集使用的农田和草原，加上运河和沟渠的网络，以及人工土丘上的历史聚落，构成了Krummhörn的景观特征。为了应对这些日益增加的压力并确保未来可持续的土地使用管理，需要采取其他行动(Karrasch等，2017年)。原型分析将支持这个过程。

早期沼泽的洪水沉积了高产的土壤。因此，老沼泽地区提供了良好的草地条件，并用于奶牛场和牧草生产。年轻的沼泽地区，肥沃的粘土土壤，为耕种提供了良好的条件。如果没有保护社区免受北海洪水侵袭的海堤和腹地复杂的排水系统，这个低洼的沿海地区就不可能有土地利用。除了农业活动(Krummhörn的75%用于农业生产)，旅游业也是一个重要且不断增加的收入来源，尤其是在夏季。平坦开阔的景观，加上历史聚落，提高了该地区的休闲价值。此外，整个地区具有非常高的自然潜力:除了作为瓦登海世界遗产(堤前滩)，约40%的大陆已根据欧盟(EU)野生鸟类保护指令(欧洲议会，欧盟理事会2010年)和欧盟自然栖息地保护指令(欧盟理事会1992年)指定。

认知原型分析

艾森纳克等人(2018)认为，原型分析包括两个阶段，诱导和诊断阶段。这一调查涉及启发阶段，包括案例的选择和原型的识别。每个利益相关者被视为一个单一案例，并根据其自己的看法评估土地利用要素和生态系统服务的归因。为了定义一组原型，我们将分析和比较带有它们属性的案例。由此产生的跨部门评价模式为随后识别认知原型提供了基础。

在原型分析的第二阶段(诊断阶段，不是我们的范围)，这些原型可以作为构建模块，为进一步的规划过程开发基于生态系统和气候适应的土地管理选项(图2)。

土地利用要素-生态系统服务归因的参与性评价

在数据获取的参与过程中咨询了12个利益攸关方。之所以选择这些利益相关者，是因为他们拥有决策权，涵盖了所有不同的土地利用利益，并在案例研究区域的理论和实践中提供了关于不同土地利用类型的具体和广泛的知识。他们是在水管理领域代表所属界别利益的专家和决策者(n= 3)，农业(n= 3)，自然保育(n= 2)， policy (n= 3)、旅游(n= 1;表1)。

与每一个利益相关者一起，我们编制了土地利用要素-生态系统服务属性的评估。这一过程需要研究人员的指导，以促进对生态系统服务方法的理解，因为大多数利益相关者不熟悉这个概念(Karrasch 2016)。整个调查过程包括在1年的时间里与每个利益相关者进行4次不同的会议。

1. 审查和界定现有的土地用途要素。根据CORINE土地覆盖分类(Bossard等人，2000年)，向各利益相关方提交了该地区可能发生的土地利用要素清单。采用半结构式访谈的方法，选取和定义了案例研究区内的19个土地利用要素。
2. 关于与研究区域有关的生态系统服务的协议。根据千年生态系统评估(2003年)，向每个利益攸关方提交了一份预先选定的生态系统服务清单。在半结构化的访谈环节中，利益相关者选择并定义了18种他们认为与案例研究区域相关的生态系统服务。
3. 半结构化访谈的结果被用来编写一个术语表，从利益相关者的角度解释每个土地使用元素和生态系统服务的意义。该术语表在特定部门的焦点小组会议上进行了讨论，以确保所有相关和特定区域的方面都包括在内。
4. 归因的定量评估。19个土地利用要素和18个生态系统服务的最终选择被安排在一个表格中，土地利用要素为行，生态系统服务为列。利益相关者的任务是通过回答以下问题来评估342个归因:某一土地使用要素对提供某一生态系统服务有多重要?为了避免误解，在评价过程中使用了定义术语表。12个利益攸关方中的每一个都评估了每个土地使用要素对提供某种生态系统服务的相关性，要么是不相关性(1)，要么是中等相关性(2)，要么是高相关性(3)，得出了一个由12个数字组成的有序列表，从1到3。

数据分析

在所有12个案例的342个归因中，我们使用辛普森指数、方差和中位数，比较和分析了同意、不同意和相反意见的归因数量。

辛普森氏指数(D；Eq. 1)用于确定对12个案例的每种归因的一致(评价的同质性)以及不同和相反的意见(评价的异质性)。辛普森指数(Simpson’s index, Simpson 1949)衡量了从12个病例中随机抽取的对同一归因的2个评价相等的概率。

(1）

在情商。1,n是多少评价我,N是评估的总数。在我们的调查中，价值D范围在0.27到1之间。的值越高D，一致性越高(评价的同质性)。

辛普森指数高决定了一致性的程度，但它并不表明12个利益相关者是否同意无相关性(1)、中等相关性(2)或高相关性(3)。这是使用中位数进行评估的x̃，即为土地利用元素和生态系统服务的每种组合的12个评价列表中2个中间值的平均值(式2)。

（2）

在情商。2,N表示计算的总数。

方差(v；Eq. 3)用于区分不同意见和相反意见。它测量了一个特定归因内算术平均值的离散度。

（3）

在情商。3,x是评估,x̅是偏离均值，和N是计算的总次数。在我们的调查中，方差范围在0到1.1之间。的值越高v表示相反意见的评价区间越高。分歧描述的是混合利益相关者的评价(例如，111222223333)，相反的意见分为无相关性和高相关性(例如，111111333333)。

辛普森指数和中位数的组合是指利益相关者对归因感知相关性的认同分布。结合方差，可以区分出三个相关类别:同意、不同意和相反的意见。协议根据个人的等级包括三种不同的类型:关于土地利用要素/生态系统服务属性的无相关性、中等相关性和高相关性的协议(表2)。在我们的调查中，具有“高相关性”的属性用于原型1和原型2的识别。

分析分歧

我们使用了IBM SPSS Version 25的非度量多维尺度(NMDS)来分析归因中的分歧和相反意见是否显示了特定行业或个人评估的模式(原型3)。NMDS嵌入了利益相关者的评估，显示了案例的配对比较，并考虑了顺序评级的不一致性(Agarwal等人，2007年)。

结果

区域土地利用要素和生态系统服务

利益攸关方商定了代表其对土地利用要素和生态系统服务的具体区域理解的最终清单(表3和表4)。讨论和定义每个土地利用要素和生态系统服务的过程也提高了利益攸关方对生态系统及其提供的服务的多样性的理解和意识。

认知原型识别:土地利用要素-生态系统服务归因的评价

12个涉众在32.5%的归因(111个归因)上达成了一致。不同意占65%(222条归因)，相反意见占2.5%(9条归因)。除广泛使用的草地、泥炭区、树木和树篱外，每个特定的土地利用要素至少与一种特定的生态系统服务具有高度相关性(图3)。

在数据分析的基础上，我们定义了三种认知原型。原型1和2提出了在来自不同社会经济部门的利益相关者之间找到一致的归因。这些原型独立于部门利益和视角，说明了利益攸关方对土地利用要素及其具体生态系统服务产出的共识。第三种原型描述了相互排斥的利益，因此，利益相关者群体内部的分歧和相反的意见。这个原型可以用来理解为什么不同案例的看法不同，并为后续参与过程的讨论提供基础(表5)。

原型1:单功能归因

这些典型的归因是:(1)对能源生产很重要的生物能源生产田，(2)圩区的芦苇林促进碳封存，(3)与生物多样性高度相关的广泛利用湿地，以及(4)与淡水保留主要任务相关的圩区(图3)。六种服务被证明只与一种土地利用要素相关:能源作为生物能源生产田的产品;圩区芦苇林的固碳作用与开阔水域有关的供水;与河流、小溪和沟渠有关的快速排水;以及仅与瓦登海泥滩有关的盐水滞留和沉积过程。

原型2:多功能属性

第二个原型描述了土地使用要素，提供了一系列生态系统服务，以满足不同的社会、生态和经济需求。特别是，堤坝对提供六种生态系统服务非常重要，即饲料(放牧)、防止盐水入侵、波浪衰减、社区识别、娱乐和旅游以及安全感。河流、小溪和沟渠以及堤坝前陆(泥滩和盐沼)被认为与五种不同的生态系统服务高度相关(图3)。耕地、草甸和牧场被评价为食物和饲料供应以及土壤肥力的重要来源。八个土地使用要素，例如建筑物、基础设施、密集使用的草地、开放水域和河流，被评价为与娱乐和旅游服务高度相关。社区认同和安全感都与四个土地使用要素有关，即游乐区、堤防、泥滩和盐沼。安全感与建筑、基础设施、堤坝以及盐沼有关。具有高度一致性的其他重要生态系统服务包括食物、饲料、淡水保留、生物多样性和土壤肥力。

广泛使用的草地、泥炭区、树木和树篱对任何生态系统服务都没有“高度相关”的评价。这些土地利用要素在案例研究区域中并不典型，在沿海湿地中非常罕见，而且规模有限。

原型3:相互排斥的利益

利益相关者意见不一致或持相反意见的主要是调节服务(图2)。利益相关者对集约利用草地、广泛利用草地、广泛利用湿地、树篱、泥滩防蚀的相关性持相反意见;泥炭区对供水的效益;盐沼与淡水保持和土壤肥力的相关性。此外，堤坝与供水的相关性也是一个产生相反意见的问题。一些利益相关者认为，如果没有堤防(堤防的向陆地保护功能)，淡水将变成半咸水，而另一些利益相关者则指出堤防结构本身并不提供淡水供应。

根据NMDS的距离(图4)，不同意见和相反意见主要是个体的，而不是特定部门的。例如，来自政策部门(P)和水管理部门(W)的利益相关者所做的归因有很大差异，而所有的自然保护主义者(N)都有相似的意见。在农业部门(A)，农民协会主任(A1)和农业商会会长(A3)的评价相似，而当地农民(A2)的评价不同。同样，水利委员会工程师(W1)的评价与水利委员会主任(W2)和堤防委员会主任(W3)的评价不一致。

讨论

认知原型

有几个属性确定了现有景观中已确立和传统固定的元素，如草地/牧草生产、开放水域/淡水供应或耕地/粮食生产。这些归因发生在世界各地，可以被认为是全球相关的原型(Václavík et al. 2013)。其他诸如堤防/防止盐水入侵、盐沼/波浪衰减、芦苇林/碳封存等，代表了欧洲西北部沿海低地的特征。

原型1描述了单一功能归因，这些归因通常是土地利用要素和单一生态系统服务之间的不证自明的联系。在我们的调查中，与生态系统服务具有单一功能关系的土地使用要素要么是具有强烈部门性使用的地点，即生物能源方面的农业和湿地方面的自然保护，要么是未来可能相关的地点，即圩区。

原型2描述了多功能属性，因此描述了提供一系列生态系统服务的土地使用元素。这表示不同服务之间的相互作用，这些服务对利益攸关方非常重要，独立于特定部门和相关的土地使用利益。识别空间共存的生态系统服务指向景观的多功能性，并平衡不同服务的提供。根据Queiroz等人(2015)的观点，这种捆绑包的识别意味着通过增加多种生态系统服务的预期效果和认识到可能的权衡，对未来土地使用管理有好处。它们是供应服务，如食物、饲料或能源，利益相关者很容易理解，因为它们代表可以交易或消费的商品(Dale and Polasky 2007, Kandziora et al. 2013)。此外，利益相关者对文化生态系统服务的认同程度最高。Peña et al.(2015)和Döring and Ratter(2018)的调查表明，土地利用管理是一个地区感知审美质量的主要贡献者，决定了社会对文化服务的需求。由于案例研究区域被土地复垦、排水和农业高度改造，许多土地使用元素(共14个)是至少一项文化服务的基础。利益相关者认为，娱乐和旅游几乎占所有土地使用要素的一半。Koschke等人(2012)也发现了类似的结果。 In their study, stakeholders prioritized recreation and tourism over other services.

生态系统服务之间权衡的例子(Rodríguez et al. 2006, Queiroz et al. 2015)包括耕地、草甸和牧场提供的服务、土壤肥力和食物和饲料的生产。利益攸关方认为土壤肥力对粮食和牧草生产是必要的，但供应服务的增加可能会导致土壤肥力的下降，因为化肥或农药的使用增加了(Fixen et al. 2015, Kaur et al. 2017)。

空间不匹配会产生额外的权衡。例如，使碳封存成为可能的保水面积和相关芦苇林的增加(Witte和Giani 2016年)或促进生物多样性的广泛利用湿地的增加将导致粮食和草料生产的耕地空间减少。与Raudsepp-Hearne等人(2010)和van der Biest等人(2014)的研究相反，我们的调查没有明确显示供应(食物、饲料、能源和水供应)和调节(危害和气候调节)服务之间的实际空间权衡。一种可能的解释是，这种沿海低地的土地使用在很长一段时间内适应了潮湿和洪水易发的条件。例如，增加河流、小溪、沟渠和开放水域的数量和延伸将有助于淡水的供应和保留，并促进旅游和娱乐活动。这并不一定要与粮食或饲料生产相权衡，因为排水和排放多余的雨水是维持沿海低地农业生产力所必需的。

我们已经确定了基于利益相关者的土地利用要素归因和生态系统服务感知输出的认知原型。大多数土地使用要素是多功能的，支持生态系统服务的协同捆绑(原型2;Potschin和Haines-Young 2006, Raudsepp-Hearne等人2010,Van der Biest等人2014)。涉众在三分之二的归因上存在分歧，这表明原型1和2主要局限于供应和文化服务，而原型3基于个人感知。

原型3描述了对归因的分歧和相反意见，并表明这些归因主要是个体的，与利益相关者所代表的部门没有关联(图4)。这表明，利益相关者之间对多个土地使用要素的服务产出的个体知识差异很大，特别是在规范服务方面。这与Carpenter等人(2006)、Primmer和Furman(2012)和Kandziora等人(2013)的研究是一致的，他们解释说，利益相关者并不普遍认识到在他们的环境中规范服务。为了避免混淆，我们提供了一个包含普遍阐述的定义列表的术语表，但在参与过程中不能排除主观认知，因为有关土地利用要素和生态系统服务的价值和意义取决于利益相关者的背景(Plieninger等人，2015年)。例如，利益相关者在饲料、能源生产和供水建筑的相关性上存在分歧。一种解释是，一些利益相关者没有看到任何相关性，因为建筑物不提供这些服务。其他利益攸关方认为，建筑是相关的，例如，牛棚、储存饲料的谷仓或能源和供水的基础设施。分歧还包括目前在景观中没有体现或体现不足的土地使用要素，如圩区，出现分歧的数量最多;泥炭;树木;或篱笆。 Apparently, stakeholders had difficulty attributing ecosystem services to land-use elements that they only seldom encountered in their landscape. We included such land-use elements in our investigation to raise the stakeholders’ awareness regarding potential future benefits of such areas. One example is to use polder areas to store freshwater in times of extreme events and strengthen services such as freshwater supply, rapid water drainage, freshwater retention, and biodiversity (Karrasch et al. 2017).

特定部门的分歧和相反意见反映了利益相关方(如农民和自然保护人士)的相互排斥的利益。例如，农民们相信，所有农业土地使用要素都有助于植物和鸟类等的高度生物多样性(Cebrián-Piqueras等，2017一个)．自然保护主义者认为，集约利用的农业区在生物多样性方面的价值相对较低。正如Seppelt等人(2016)所述，农业活动的集约化对生物多样性有负面影响，而生物多样性可以对农业生产产生积极影响，因为它增强了生态系统功能。

尽管相互排斥的利益(原型3)主要不是特定于部门的，但值得注意的是，政策部门的代表对土地利用要素提供生态系统服务的能力有着非常不同的理解，无论是在他们自己之间，还是与来自其他社会部门的利益相关者相比。此外，有趣的是，属于同一行政级别的利益相关者，如水管理、农业和旅游部门的主管，以类似的方式评估归因，而从业者有非常不同的意见。一个可能的解释是，在更高层次的正式决策中采取行动的利益相关者接触到社区和区域规划的更多样化领域。相比之下，特定公共服务的利益相关者，如农民、水管理人员或自然保护主义者，可能更多地与土地利用要素提供的服务有关，这些要素与他们的个人活动有关，如田地或水道。这表明，“在田间工作的人”可能对土地用途提供生态系统服务的能力有另一种看法。不同层次的依赖性，即行政或从业者，可以被认为是正式规划中基于生态系统的管理方法仍处于初级阶段的原因之一(Wamsler 2015)。

原型1和原型2提供了利益相关者对土地使用和生态系统服务产出的明确看法和共识，与之相反，对分歧和相反意见的分析为进一步规划过程的讨论提供了基础。为了在系统的主观动态和客观动态之间达到一致，重要的是要包括社会文化过程，并将这些过程与自然动态结合起来(Manuel-Navarrete 2015)。包括生态系统服务在内的土地使用规划和管理可以通过产生知识或指出土地使用中的冲突问题来讨论和阐述。通过解释产生分歧的原因，可以促进建立协商一致的进程，并产生新的知识。

展望第二阶段:开发基于生态系统的土地管理方案的原型

基于利益相关者对土地利用要素-生态系统服务归因的认知原型为评估过程带来了当地背景和社会需求。它们可以被视为启动以生态系统为基础的行动的第一步。艾森纳克(2012)认为，原型构建了社会-自然互动及其复杂关系的空间代表性模式。通过认知原型处理这些关系，可以有助于提高利益攸关方对社会-自然相互作用的认识，特别是他们从生态系统中获得的利益以及土地使用和提供的服务之间的依赖关系。这些构建单元可用于原型分析的第二阶段，以建立区域之间的联系，并指导确定未来基于生态系统的土地管理备选办法的跨部门决策过程。例如，原型奠定了场景开发的基础，展示了未来可能的土地管理和空间规划干预选项。我们的调查结果已经被用于为案例研究区域的可持续气候适应战略设计和评估不同的土地管理选项(Karrasch等，2017年)。将土地使用要素与生态系统服务的提供联系起来，使利益攸关方能够理解和评估生态系统服务。对于把握自然资本、社会需求和人类福祉之间的关系(Fish 2011, Maes etal . 2012, Fedele etal . 2018)，很好地理解生态系统服务和土地利用要素的归属至关重要。

对典型归因的检测为土地管理中无争议的决策铺平了道路，可能促进景观规划，并根据社会需求定制生态系统服务的提供(Stürck and Verburg 2017)。为了进一步避免土地使用冲突，建立小规模结合不同土地用途的马赛克景观，可能会加强沿海地区(束)生态系统服务的提供。这可能对该地区未来的发展非常重要，因为以生态系统为基础的管理和多功能区域的开发，以减少对空间和资源的竞争，是确保福祉和适应气候变化影响的必要条件(Brandt和Vejre 2004年，Queiroz et al. 2015年)。beplay竞技通过部署前面概述的属性原型作为未来土地使用管理的构建模块，我们的结果可以转移到具有类似环境和社会条件的其他地区(例如，参见Václavík等人，2016)。

结论

我们强调利益相关者的观点，并开辟了一种新的方法来定义和发展规划实践中的认知原型。尽管迄今为止，空间原型通常是根据统计地理数据确定的(例如，Václavík等人，2013年)，但我们从参与式确定土地利用要素和生态系统服务开始，利益相关者在其管理实践中考虑这些要素。考虑到区域利益相关者的认知和评估，我们建议在土地利用管理模式的背景下，将认知原型作为土地利用要素及其生态系统服务输出的归因。土地利用要素-生态系统服务归因的协议既有区域特定的原型，也有全球重要的原型。这些发现支持了认知原型可以用来理解社会生态系统的一般动态，并为未来的土地使用管理提供信息(Eisenack 2012)。

基于这些土地利用要素-生态系统服务属性和12个不同案例的比较，我们确定了3个原型。两种原型处理利益不同和来自不同社会经济部门的利益相关者之间的协议。如果一项土地使用内容与提供某种生态系统服务有关，这些协定可以是单一功能的(原型1)。如果一个土地使用元素与生态系统服务捆绑相关，协议还可以表明多功能(原型2)。但是，如果参与者之间不能就某些土地使用要素的生态系统服务产出达成共识，则评估可能会不一致，甚至不可能。这种主要是特殊的和个人根源的分歧表明，有必要促进对提供调节服务的基础生态系统过程的共同知识和理解。

包含多个利益相关者的观点有可能触发讨论过程，并为基于生态系统的管理活动的下一步找到综合解决方案。我们所描述的认知原型值得作为与政策相关的模式来考虑未来的土地使用选择。权衡和分歧使利益攸关方能够确定差距，并就可持续和基于生态系统的土地管理交流信息。

文献引用

阿加瓦尔，S. J.威尔斯，L. Cayton, G. Lanckriet, D. Kriegman和S. Belongie. 2007。广义非度量多维标度。机器学习研究进展2:11-18。

Albert, C.， J. Aronson, C. Fürst, P. Opdam. 2014。在景观规划中整合生态系统服务:要求、方法和影响。景观生态学29日(8):1277 - 1285。https://doi.org/10.1007/s10980-014-0085-0

M.鲍萨德，J.费拉内克，J.奥塔赫尔，2000。土地覆盖技术指南-增编2000．第40号技术报告欧洲环境署，哥本哈根，丹麦。

勃兰特，J.和H.韦利。2004。多功能景观——动机、概念和视角。页面3-32在J.勃兰特和H.韦利，编辑。多功能景观。第一卷，理论，价值观和历史．WIT出版社，南安普顿，英国。

Burkhard, B. F. Kroll, F. Müller和W. Windhorst. 2009。景观提供生态系统服务的能力——基于土地覆盖评估的概念。景观在线15:1-22。https://doi.org/10.3097/LO.200915

卡朋特、S. R.德弗里斯、T.迪茨、H. A.穆尼、S.波拉斯基、W. V.里德和R. J.斯科尔斯。2006。千年生态系统评估:研究需求。科学314:257 - 258。https://doi.org/10.1126/science.1131946

Cebrián-Piqueras, M. A. L. Karrasch和M. Kleyer. 2017一个．将生态系统服务的利益相关者评估与生物物理生态系统属性相结合，揭示了社会环境的重要性。生态系统服务23:108 - 115。https://doi.org/10.1016/j.ecoser.2016.11.009

Cebrián-Piqueras, M. A.， J. Trinogga, C. Grande, V. Minden, M. Maier，和M. Kleyer. 2017b．生态系统属性和土地使用之间的相互作用明确了优化农业和物种保护之间权衡的空间策略。国际生物多样性科学，生态系统服务与管理杂志13(2): 53 - 66。

欧洲联盟理事会，1992年。理事会1992年5月21日关于保护自然生境和野生动植物的第92/43/EEC号指示。欧洲联盟官方刊物L 206:7-50。

C. Cullum, G. Brierley, G. L. W. Perry和E. T. F. Witkowski. 2017。生态分类与制图的景观原型:模糊性的优点。自然地理学进展:地球与环境41(1): 95 - 123。https://doi.org/10.1177/0309133316671103

《每日》，G. C.和P. A. Matson著，2008。生态系统服务:从理论到实施。美国国家科学院院刊105(28): 9455 - 9456。https://doi.org/10.1073/pnas.0804960105

戴尔，V. H.和S.波拉斯基，2007。农业实践对生态系统服务的影响测度。生态经济学64(2): 286 - 296。https://doi.org/10.1016/j.ecolecon.2007.05.009

德格鲁特，R. S.阿尔克梅德，L.布拉特，L.海因，L.威勒曼。2010。在景观规划、管理和决策中整合生态系统服务和价值的挑战。生态复杂性7(3): 260 - 272。https://doi.org/10.1016/j.ecocom.2009.10.006

Döring, M.和B. M. W. Ratter. 2018。海岸景观:研究海岸景观与管理北弗里斯兰海岸变化的相关性。区域50(2): 169 - 176。https://doi.org/10.1111/area.12382

Dunford R p·哈里森,a . Smith, j .迪克·d·n·巴顿,b . Martin-Lopez e·科勒曼s . Jacobs h . Saarikoski f . Turkelboom w . Verheyden j·豪克·安图内斯R . Aszalos o . Badea f .气压·贝瑞·l·卡瓦略,g .孔蒂b . Czucz g·加西亚布兰科·d·霍华德,R . Giuca e . Gomez-Baggethun b . Grizzetti z Izakovicova, l . Kopperoinen j . Langemeyer s卢克·d·m·Lapola g . Martinez-Pastur R . Mukhopadhyay, s b·罗伊·j . Niemela l·诺顿j .奥臣d . Odee Palomo, p . PinhoJ.普里斯，G.拉什，s - r。萨拉，R.桑托斯，J. T.范德华，A.瓦迪内努，Á。Vári, H. Woods和V. Yli-Pelkonen。2018.生态系统服务评估的综合方法:来自现实世界的经验。生态系统服务29 (C): 499 - 514。https://doi.org/10.1016/j.ecoser.2017.10.014

Eisenack, k . 2012。适应气候变化的原型。beplay竞技107 - 122页在葛雷瑟，G.克劳斯，B.拉特和M.威尔普，编辑。人类世的人-自然相互作用:社会-生态系统分析的潜力．Routledge，纽约，纽约，美国。

爱森纳克，K.， A. Gotgelf, U. Kasymov, P. Lutz, P. Perez, C. Oberlack和D. Sietz. 2018。第二届可持续发展研究原型分析研讨会。研讨会报告．洪堡Universität祖柏林，柏林，德国。

欧洲议会，欧盟理事会，2010年。欧洲议会和理事会2009年11月30日关于保护野生鸟类的指令2009/147/EC。欧洲联盟官方刊物L 20:7-25。

Fedele, G.， B. Locatelli, H. Djoudi和M. J. Colloff. 2018。通过改变景观减少风险:土地利用变化对生态系统服务的跨尺度影响。《公共科学图书馆•综合》(4): 13 e0195895。https://doi.org/10.1371/journal.pone.0195895

菲什博士，2011。环境决策和生态系统方法:社会科学视角下的一些挑战。自然地理学进展:地球与环境35(5): 671 - 680。https://doi.org/10.1177/0309133311420941

Fixen, P.， F. Brentrup, T. Bruulsema, F. Garcia, R. Norton, S. Zingore. 2015。养分/肥料利用效率:测量、现状和趋势。页面8-37在P.德雷切尔，P.赫弗，H.马根，R.米克尔森和D.威彻斯，编辑。为可持续农业集约化管理水和肥料．第一版。国际化肥工业协会、国际水管理研究所、国际植物营养研究所和国际钾肥研究所，法国巴黎。

Fürst, C.， S. Luque，和D. Geneletti. 2017。关联思维——生态系统服务如何有助于提高土地利用、空间规划和决策之间的跨规模和跨部门一致性。国际生物多样性科学，生态系统服务与管理杂志13(1): 412 - 421。https://doi.org/10.1080/21513732.2017.1396257

坎济奥拉，M.， B.伯克哈德，F. Müller。2013.生态系统属性、生态系统完整性和生态系统服务指标的相互作用——一个理论矩阵练习。生态指标28:54 - 78。https://doi.org/10.1016/j.ecolind.2012.09.006

Karrasch l . 2016。将生态系统服务方法与社会影响评估相匹配。86 - 112页在d . Geneletti编辑器。生物多样性和生态系统服务影响评估手册．爱德华·埃尔加，英国切尔滕纳姆。https://doi.org/10.4337/9781783478996.00010

Karrasch, L.， M. Maier, M. Kleyer和T. Klenke. 2017。协同景观规划:基于生态系统的土地管理场景的协同设计。可持续性9(9): 1668。https://doi.org/10.3390/su9091668

考尔，S.， V. Kumar, M. Chawla, L. Cavallo, A. Poater，和N. Upadhyay. 2017。农药抑制土壤肥力:自由金属离子络合效应。化学前沿5:43。https://doi.org/10.3389/fchem.2017.00043

Koschke, L.， C. Fürst, S. Frank和F. Makeschin. 2012。基于土地覆盖的生态系统服务提供综合评估的多标准方法，以支持景观规划。生态指标21:54 - 66。https://doi.org/10.1016/j.ecolind.2011.12.010

朗格维什，F.， T. Václavík, W. von Bloh, T.维特和K. Thonicke. 2018。气候和土地利用变化对水稻农业生态系统生态系统服务提供的综合影响。环境研究快报13(1): 015003。https://doi.org/10.1088/1748-9326/aa954d

Lavorel, S.， K. Grigulis, G. Leitinger, M. Kohler, U. Schirpke和U. Tappeiner. 2017。欧洲两种高山景观的土地利用格局和草地生态系统服务的历史轨迹。区域环境变化17(8): 2251 - 2264。https://doi.org/10.1007/s10113-017-1207-4

杠杆，C, D. Müller, K. Erb, H. Haberl, M. R. Jepsen, M. J. Metzger, P. Meyfroidt, T. Plieninger, C. Plutzar, J. Stürck, P. H. Verburg, P. J. Verkerk, T. Kuemmerle. 2018。欧洲陆地系统的典型模式和轨迹。区域环境变化18(3): 715 - 732。https://doi.org/10.1007/s10113-015-0907-x

Lim-Camacho, L.， A. Ariyawardana, G. K. Lewis, S. J. Crimp, S. Somogyi, B. Ridoutt和S. M. Howden. 2017。粮食价值链的气候适应:不同消费者接受程度的影响。区域环境变化17(1): 93 - 103。https://doi.org/10.1007/s10113-016-0976-5

梅斯，J.， B. Egoh, L. Willemen, C. lilite, P. Vihervaara, J. P. Schägner, B. Grizzetti, E. G. Drakou, A. L. Notte, G. Zulian, F. Bouraoui, M. Luisa Paracchini, L. Braat, G. Bidoglio. 2012。为欧盟的政策支持和决策绘制生态系统服务地图。生态系统服务1(1): 31 - 39。https://doi.org/10.1016/j.ecoser.2012.06.004

Manuel-Navarrete, d . 2015。双耦合:社会生态系统中的建模主体性与非对称组织。生态和社会20(3): 26。https://doi.org/10.5751/ES-07720-200326

《千年生态系统评估》2003。生态系统与人类福祉:评估框架．美国华盛顿特区岛。

Müller, F.和B.伯克哈德。2012。生态系统服务的指标面。生态系统服务1(1): 26 - 30日。https://doi.org/10.1016/j.ecoser.2012.06.001

Müller, F.， R. de Groot和L. Willemen. 2010。景观尺度的生态系统服务:综合方法的需要。景观在线23:1-11。https://doi.org/10.3097/LO.201023

奥伯拉克，C.和K.爱森纳克，2014。通过国际合作减少城市适应气候变化的障碍。beplay竞技全球环境变化24:349 - 362。https://doi.org/10.1016/j.gloenvcha.2013.08.016

奥伯拉克，C.， L. Tejada, P. Messerli, S. Rist和M. Giger. 2016。全球土地热潮中的可持续生计?生计脆弱性和可持续性潜力的原型。全球环境变化41:153 - 171。https://doi.org/10.1016/j.gloenvcha.2016.10.001

Opdam, p . 2013。在社区景观规划中使用生态系统服务:科学还没有准备好交付。77 - 101页在傅、琼斯，编辑。景观生态学为可持续的环境和文化．施普林格，Dordrecht，荷兰。https://doi.org/10.1007/978-94-007-6530-6_5

Peña, L.， I. Casado-Arzuaga和M. Onaindia. 2015。利用生态和社会评价方法绘制游憩的供给和需求。生态系统服务13:108 - 118。https://doi.org/10.1016/j.ecoser.2014.12.008

Plieninger, T. Kizos, C. Bieling, L. Le Dû-BlayoM. Budniok, Bürgi, C. L. Crumley, G. Girod, P. Howard, J. Kolen, T. Kuemmerle, G. Milcinski, H. Palang, K. Trommler，和P. H. Verburg. 2015。从景观视角探索生态系统变化与社会:欧洲景观研究的最新进展。生态和社会20(2): 5。https://doi.org/10.5751/ES-07443-200205

波茨钦，M. B.和R. H.海因斯-杨。2006.风景和可持续性。景观与城市规划75(3 - 4): 155 - 161。https://doi.org/10.1016/j.landurbplan.2005.03.006

波茨钦，M.和R.海因斯-杨。2013.景观、可持续性与生态系统服务的地点分析。景观生态学28(6): 1053 - 1065。https://doi.org/10.1007/s10980-012-9756-x

Primmer, E.和E. Furman, 2012。将生态系统服务方法用于治理:测量、绘制和评估是否整合了特定部门的知识系统?生态系统服务1(1): 85 - 92。https://doi.org/10.1016/j.ecoser.2012.07.008

奎罗斯，C. M.米查姆，K.里克特，A. V. Norström, E.安德森，J.诺伯格，G.彼得森，2015。对生态系统服务的映射揭示了瑞典景观中不同类型的多功能。中记录44 (S1): 89 - 101。https://doi.org/10.1007/s13280-014-0601-0

Raudsepp-Hearne, C. G. D. Peterson和E. Bennett, 2010。生态系统服务包用于分析不同景观的权衡。美国国家科学院院刊107(11): 5242 - 5247。https://doi.org/10.1073/pnas.0907284107

Rauken, T. P. K. Mydske和M. winsold . 2015。在地方层面将适应气候变化纳入beplay竞技主流。当地环境20(4): 408 - 423。https://doi.org/10.1080/13549839.2014.880412

旅行,k . 2005。海岸的变化:瓦登海栖息地的丧失和转变。Helgoland海洋研究59(1): 9。https://doi.org/10.1007/s10152-004-0202-6

Rodríguez, J. P.， T. D.比尔德，Jr.， E. M.班尼特，G. S.卡明，S.科克，J.阿加德，A. P.多布森，G. D.彼得森。2006。跨越空间、时间和生态系统服务的权衡。生态和社会11(1): 28。https://doi.org/10.5751/ES-01667-110128

Schleyer, C. Görg, J. Hauck和K. J. Winkler. 2015。将生态系统服务理念纳入欧盟多层次决策主流的机遇与挑战。生态系统服务16:174 - 181。https://doi.org/10.1016/j.ecoser.2015.10.014

舒尔茨，L.， C. Folke, H. Österblom, P. Olsson, 2015。适应性治理、生态系统管理和自然资本。美国国家科学院院刊112(24): 7369 - 7374。https://doi.org/10.1073/pnas.1406493112

塞佩特，R, M.贝克曼，S.齐奥乌，A. F.科德，K.格斯特纳，J.古瑞维奇，S.坎巴赫，S.克鲁兹，C.门登霍尔，H. R. P.菲利普斯，K.鲍威尔，P. H.维尔伯格，W.费尔哈根，M.温特，和T.纽博尔德。2016。在对景观需求不断增加的背景下，协调生物多样性保护和生产力。生物科学66(10): 890 - 896。https://doi.org/10.1093/biosci/biw004

西茨，s.e.m.乔克，m.k. B. Lüdeke。2012.秘鲁高原地区小农受极端天气影响的典型模式与粮食安全有关。区域环境变化12(3): 489 - 505。https://doi.org/10.1007/s10113-011-0246-5

D. Sietz, J. C. Ordoñez, M. T. J. Kok, P. Janssen, H. B. M. Hilderink, P. Tittonell和H. van Dijk. 2017。非洲旱地脆弱性的嵌套原型:可持续农业集约化的潜力在哪里?环境研究快报12(9): 095006。https://doi.org/10.1088/1748-9326/aa768b

辛普森，1949年。测量的多样性。自然163(4148): 688。https://doi.org/10.1038/163688a0

Stürck, J.和P. H. Verburg. 2017。什么规模的多功能?土地利用变化条件下欧盟景观多功能评估。景观生态学32(3): 481 - 500。https://doi.org/10.1007/s10980-016-0459-6

《英国国家评估》2011。英国国家生态系统评估:主要发现的综合．联合国环境规划署，世界保护监测中心，英国剑桥。

Václavík, T.， F.朗格威希，M.科特，J.菲克，I. Häuser, S.霍特斯，J.坎普，J.塞特勒，J. H.斯潘根伯格，R.塞珀特。2016。考察土地系统科学中基于地点的研究的潜在可转移性。环境研究快报11(9): 095002。https://doi.org/10.1088/1748-9326/11/9/095002

Václavík, T.， S. Lautenbach, T. Kuemmerle，和R. Seppelt. 2013。测绘全球土地系统原型。全球环境变化23(6): 1637 - 1647。https://doi.org/10.1016/j.gloenvcha.2013.09.004

Van der Biest, K.， R. D 'Hondt, S. Jacobs, D. Landuyt, J. Staes, P. Goethals和P. Meire. 2014。EBI:生态系统服务包交付的指数。生态指标37: 252 - 265。https://doi.org/10.1016/j.ecolind.2013.04.006

Verhagen, W.， A. J. A. van Teeffelen, A. B. Compagnucci, L. Poggio, A. Gimona和P. H. Verburg. 2016。景观配置对测绘生态系统服务能力的影响:证据综述与苏格兰案例研究。景观生态学31日(7):1457 - 1479。https://doi.org/10.1007/s10980-016-0345-2

瓦尔哈根，W.， A. J. A.范·蒂弗伦和P. H.维尔伯格。2018。土地利用变化后欧洲生态系统服务的空间优先级转移。生态指标89:397 - 410。https://doi.org/10.1016/j.ecolind.2018.01.019

维达尔·梅里诺，M.， D. Sietz, F. Jost和U. Berger. 2018。气候脆弱性的原型:在秘鲁安第斯山脉应用的混合方法。气候与发展，出版中．https://doi.org/10.1080/17565529.2018.1442804

Vrebos, D.， J. Staes, T. Vandenbroucke, T. D'Haeyer, R. Johnston, M. Muhumuza, C. Kasabeke, P. Meire. 2015。用数据稀缺地区的土地覆盖评分图绘制生态系统服务流。生态系统服务13:28-40。https://doi.org/10.1016/j.ecoser.2014.11.005

Wamsler, c . 2015。将基于生态系统的适应纳入主流:城市治理和规划向可持续性转变。生态和社会20(2): 30。https://doi.org/10.5751/ES-07489-200230

C. B.衣柜，S.吉伦，A. S.梅斯，E. A.麦金尼，S. R.卡彭特和A. R.里斯曼。2016。场景开发中的局部视角和全局原型。生态和社会21(2): 12。https://doi.org/10.5751/ES-08384-210212

威特，S.和L.吉亚尼，2016。北海南部海岸湿地温室气体排放与平衡。湿地36(1): 121 - 132。https://doi.org/10.1007/s13157-015-0722-7