研究

城市区域生态系统服务的协同、权衡和损失:应用于德国莱比锡-黑勒地区的综合多尺度框架

• 摘要
• 简介
• 研究区域
• 城市生态系统服务的综合分析
  • 最先进的技术
  • 城市生态系统服务整合分析框架
• 数据和方法
  • 土地覆盖数据
  • 生态系统服务指标
• 案例研究结果
  • 城市区域综合生态系统服务
  • 空间生态系统服务功能评价
• 讨论
  • 使用的方法，不确定性和场外效应
  • 评估生态系统服务相互作用的分析框架
  • 规划政策的相关性
  • 实施的挑战
• 摘要和结论
• 对本文的回应
• 致谢
• 文献引用

介绍

人类消耗的自然资源比以往任何时候都多，破坏的生态系统也比以往任何时候都多，这一点最近在全球150多个国家得到了证实(Guo et al. 2010)。生态系统是自然环境的一部分，它们通过提供多种商品和服务来支持人类生活和社会的发展(MA 2005, Hassan等人2005,Costanza等人1997,Daily 1997, De Groot 1992, De Groot等人2002)。例如，农业生态系统生产食物;森林吸收碳，输送纤维和燃料;在极端降雨事件发生后，功能正常的湿地可以调节水流，减少洪水的危险，并清除受污染的水。

关于生态系统服务(ES)的理论、概念和实证方法已经进行了许多研究。近二十年来，这些概念越来越受到全世界科学家的关注和重视(Daily and Matson 2008, Lappé 2009, Burkhard et al. 2010)。第一个基本理论反思由De Groot(1992)和Daily(1997)发表。生态系统概念的日益流行可以被视为对我们的基本经济周期中长期忽视生态功能和过程(通常被认为是免费的)与生态系统日益严重的破坏和退化(Boyd和Banzhaf 2007)之间相互作用的一种反应。《千年生态系统评估》(MA 2005)的结果明确显示全球生态系统正在衰退，在该评估结果发表后，公众显然认识到，人类依赖于自然和生态系统以及各种功能、过程和通量。生态系统和生物多样性经济学(TEEB)研究(2010)是越来越多的人认识到生态系统服务对全球政策的重要性的另一个例子，该研究侧重于生态系统和生物多样性经济学。最近，生物多样性和生态系统服务的问题引起了决策者的注意;2010年6月，在韩国釜山启动了生物多样性和生态系统服务政府间科学政策平台(IPBES) (http://www.biodiv-network.de)．

尽管生态系统服务的研究取得了进展(Andersson et al. 2007, Daily and Matson 2008)，但我们对不同生态系统服务之间的相互作用和反馈仍缺乏令人满意和全面的了解。它们可能相互支持，也可能相互损害，这表明存在一系列协同作用、权衡和净损失(Rodríguez et al. 2006)。这里的权衡是指一种生态系统服务的供应增加，而同一地点另一种服务的供应同时减少。这种认识决定了在社会和政治决策中必要地实施生态系统概念，以评估是否值得、资源和成本效率高或可持续地支持提供一种生态系统服务，以应对另一种生态系统可能带来的代价下降(Cox和Searle 2009, Haines-Young和Potschin 2010, Bastian等人2011,Holzkämper和Seppelt 2007, Seppelt和Voinov 2003)。为了规划目的，更好地理解ES的空间模式、它们的权衡及其与土地覆盖变化的关系是绝对必要的(Borgström等，2006,Egoh等，2009,Lautenbach等，2010)。这在城市地区尤其如此，目前世界上有一半以上的人口居住在城市地区，预计城市人口还将继续增长(联合国2008年)。在今天的欧洲，超过70%的人口生活在城市地区(Kabisch和Haase 2011)。到2050年，这一数字可能会增加到84%。城市化和土壤封闭导致了生物地球化学循环、水文过程和生态系统功能的快速变化(Bolund和Hunhammar 1999)。此外，由于这些地区人口的增加和世界经济的集中，人类对城市生态系统的需求在未来几十年将会增加(Raudsepp-Hearne et al. 2010)。 However, particularly in multifunctional urban regions, the assessment and integration of ecosystem services is challenging because we face a full range of overlaying ecosystem processes, functions, and respective services due to urban regions’ dense, heterogeneous, and dynamic land cover patterns (Haase et al. 2010). Although urban ecology has made substantial progress in recent years regarding the specific ecological functions in urban areas, the explicit consideration of urban ES and their interaction with one another has not yet received much study.

识别协同效应和权衡可以让决策者更好地理解偏好一种生态系统服务而非另一种的潜在后果。协同交互允许同时增强多个生态系统服务。由于增加一种生态系统服务的供应可以增加其他生态系统服务的供应(例如，森林恢复可能导致几种文化、供应和调节生态系统服务的改善)，成功地管理协同作用是任何旨在为人类福祉增加生态系统服务供应的空间发展战略的关键组成部分。

基于此背景，我们的目标如下:(a)展示整合城市区域生态系统服务提供的不同方式的分析框架，并在此过程中(b)展示ES之间的关系，如协同效应、权衡和净损失。我们以德国东部的莱比锡-黑勒城市地区为例，为如何使用该框架提供了一个实际的例子。选取了5个对城市生态系统特别重要的ES:(1)当地气候调节，(2)游憩潜力，(3)生物多样性潜力，(4)食物供应和(5)地上碳储量。

研究区域

莱比锡-黑勒的城乡地区人口为1073000人，是德国东部的一个重要地区。它位于联邦州萨克森和萨克森-安哈尔特，总面积为4390平方公里。它的两个主要城市核心，莱比锡和黑勒，被小城镇和农村地区包围。这两个城市自19世纪以来一直是商业和贸易中心^th世纪。此外，露天褐煤开采在19世纪之交在城市周围发展起来^th世纪。由于第一次世界大战期间进口短缺，采矿活动的规模增加了，这导致莱比锡-黑勒地区的重大改组。一个使用褐煤开采的能源和原材料的化学工业发展起来了。1949年之后，莱比锡-黑勒地区成为社会主义东德(GDR)的一部分，并继续发展，成为化学工业中心。在此期间，主要的城镇扩展实现了。在1989年的政治变革和1990年德国统一之后，该地区的经济在面对国内和国际竞争时下降了(Nuissl和Rink 2005)。今天，在诸如教育、交通、旅游和休闲等领域的服务部门出现了初步的新发展。尽管莱比锡-黑勒地区属于两个不同的联邦州，由各种各样的行政机构管理，但它是一个完整的、发挥作用的地区。

自20世纪70年代以来，莱比锡-黑尔地区一直面临着人口的流失，这种流失时至今日仍在继续(Nuissl和Rink 2005年)。自1990年以来，观察到人口发展的空间分化格局。由于郊区化和外迁，黑勒在1990年到2000年间失去了20%的居民，而且人口还在继续减少。莱比锡的人口在1990年至2000年间下降了12%，但在2000年至2006年间却增长了2.7%(撒克逊统计局2010年)。城市边缘地区和城市人口发展的相反趋势十分明显。自2000年以来，整个地区的下降趋势已经很明显。今天，除了莱比锡市，可以观察到人口的普遍减少。

莱比锡-黑勒是一个复杂的城市地区，因为它同时表现出城市土地利用的增长和收缩。尽管包括严重城市扩张在内的后社会主义转型时期已经过去，城市周边地区适度的城市土地利用开发目前仍在继续(Haase和Nuissl 2010)。与此同时，市中心相当一部分地区面临着人口外流，随之而来的是住宅空置(目前约40000套公寓)、由约7平方公里组成的大型城市棕地的产生和城市基础设施的大规模利用不足(Haase and Nuissl 2007, Rink 2009)。自20世纪90年代初以来，城市核心主要表现为靠近空置区和城市棕地的住宅填充开发(Haase和Nuissl 2010)。城市外围和城市外围地区的主要特征是不同形式的住宅和商业扩张(Haase和Nuissl 2007年，Haase和Nuissl 2010年)。商业发展发生在莱比锡和黑勒之间的中轴线上。自上世纪90年代末以来，莱比锡-黑尔附近的住宅和商业扩张已大大减少。最后，在20世纪90年代农村再密度化和耕地生产集约化之后，生物燃料生产的增长和由于住宅和商业扩张而导致的耕地持续损失是显而易见的。以前的采矿地点发生了显著的变化，大型褐煤露天矿山已转变为大片湖区，并恢复耕地或林地(Schwarz等，2011a)。

城市生态系统服务的综合分析

技术现状

很少有研究在分析中整合了不同的生态系统服务(Seppelt等，2011a)。在ES的不同可能相互作用中，大多数研究都集中在权衡上。一般来说，权衡是在两种理想但不兼容的状态或情况之间实现的平衡。在生态系统服务的范围内，权衡包括失去一种质量但获得另一种质量。生态系统的权衡产生于土地使用和管理的选择，这些选择有意或无意地改变了生态系统所提供的功能的类型、规模和相对组合。有关生态系统服务的权衡的不同定义可以在文献中找到。Bennet等人(2009)和Raudsepp-Hearne等人(2010)将权衡定义为一种生态系统服务的减少和另一种生态系统服务的增强。相反，协同作用是指两种生态系统服务的增强。该定义关注同一区域内生态系统服务及其时间变化之间的相互作用。另一种方法是Rodríguez等人(2006; also followed by Seppelt et al. 2011一个)使用三个轴来分类权衡:空间尺度、时间尺度和可逆性。空间尺度指的是权衡的影响是在当地还是在遥远的地方。时间尺度指的是影响发生的相对较快还是较慢。“可逆性表示在扰动停止的情况下，受扰动的ES可能返回到其原始状态/功能的可能性”(Seppelt et al. 2011一个)．

综合生态系统服务研究不局限于权衡，使用不同的方案进行分析。Steffan-Dewenter等人(2007)计算了一个时间点在小区水平上收入、生物多样性和生态系统功能之间的权衡。Egoh等人(2009)的另一项研究考察了南非的五种ES和物种丰富度;作者制作了ES和物种丰富度的空间清晰地图，并确定了某一时间点的亚带(生物群落或四分之一度平方)的服务和物种覆盖率百分比。

Bennett等人(2009)在一个框架中比较了生态系统服务之间的相互作用，该框架揭示了两种类型的相互作用:第一，一个驱动因素影响多个生态系统服务，第二，生态系统服务之间发生相互作用。Raudsepp-Hearne等人(2010)确定了在加拿大景观尺度上反复出现的生态系统服务束。在对魁北克省市政当局的分析中，作者绘制了生态系统服务的空间模式，并以各自市政当局不同生态系统服务之间的相关性的形式绘制了它们之间的相互作用。Raudsepp-Hearne等人(2010)发现了正相关形式的协同作用和负相关形式的权衡。此外，作者基于聚类分析确定了城市生态系统服务束(参见Raudsepp-Hearne等人2010年的补充材料)。

城市生态系统服务整合分析框架

一个通用的分析框架需要对重复的术语进行定义。本文基于Bennet et al.(2009)和Raudsepp-Hearne et al.(2010)的定义，定义了区域内生态系统服务之间的以下相互作用(图3):

1. 协同:一种双赢的局面，包括生态系统服务的相互改善，
2. 赢-无变化:一种生态系统服务的改善，而另一种没有明显变化，
3. 损失-无变化:一种生态系统服务的下降，而另一种没有明显变化，
4. 权衡:一种一输一赢的情况，包括失去一种生态系统服务以换取另一种生态系统服务，
5. 损失:生态系统服务的相互损失
6. 没有变化:任何被考虑的生态系统服务都没有变化。

在这个框架中，协同作用、权衡和损失只在一个区域内考虑;他们不被认为是该区域以外的人。这意味着区域内的决策对其他地方生态系统服务提供的影响(Rodríguez等人，2006称空间权衡，Seppelt等人，2011a称场外效应)在这里未被涵盖。我们基于各自的土地覆盖状态计算了ES之间的协同效应、权衡和损失。通过对Rodríguez等人(2006)定义的随时间的权衡进行分析，当前状态下的土地覆盖决策将决定未来的生态系统服务权衡。最后，在这一框架中，土地覆盖是影响ES提供的主要驱动因素。但是，如果侧重于其他驱动因素(如气候)的情景也在各自的ES模型中导致不同的影响，那么也可以在框架中分析这些驱动因素。

我们用于整合城市ES的空间明确分析框架包括以下四个三步。(i)土地覆盖变化检测:由于土地覆盖是城市地区最具活力的组成部分，对生态系统的各自影响最大，我们使用1990年、2000年和2006年的Corine土地覆盖数据来检测土地覆盖变化(EEA 2007)。(ii) ES建模:基于这些土地覆盖和土地覆盖变化数据，假设每个城市土地覆盖类型决定了生态系统服务的提供，利用模型对五种生态系统服务进行量化。计算了所有三个时期的这些ES的总价值。(三)综合分析:综合框架的第三步是实际的综合分析。通过将1990-2000和1990-2006两个时间段的标准化数据设置为100%(图4)，分析了在1x1 km单元栅格水平上ES实现的增加或减少情况。

向更大网格的升级应该考虑到底层数据集和方法中的不确定性。然而，每个ES的初始计算都是在Corine土地覆盖的原始100 x 100 m²网格上进行的。细胞编码如下:细胞值为> 105%表示生态系统服务提供增加;单元值< 95%表示下降;对于所有其他值，没有超出5%不确定范围的变化。之后，对栅格图进行两两比较，以确定所有五种生态系统服务之间的协同作用、权衡或损失。最后，我们通过比较2000年或2006年的细胞状态与1990年的状态，确定了六种相互作用类别的变化。

生态系统服务整合在三个空间聚合水平上进行:城市区域总量、区域评估(见图4)和空间地图。首先，在整个城市区域，使用平均值的相对变化。假设1990年的数值为100%，> 105%表示生态系统服务供给较1990年增加，< 95%表示相应减少。其次，对该区域(“区域”)的城市、内部和外部外围城市部分进行了分析，使用每个区域的平均值。其中，与1990年相比，变化≥5%表示相应区域内相应生态系统服务的改善，与1990年相比，变化≤5%表示相反。第三，通过对生态系统服务地图的比较，在1 x 1千米的栅格水平上对生态系统服务的提供及其动态权衡进行了空间明确的评估(见图4)。在这里，分别为每个生态系统服务识别与1990年相比的生态系统服务价值的正和负派生。随后，对生态系统服务进行比较，以确定土地覆盖变化对服务的实现是产生积极影响还是消极影响。

根据我们的空间分析框架，根据行政结构(行政边界内的城区和其他城市)、人口密度和建成区密度的指标，将莱比锡-黑勒研究区域划分为四个不同的区域(图2)。两个城市的行政边界包括(1)城市部分，包括两个城市最密集的建成区，(2)城市外围地区。这些地区的特点是人口密度较低、市区结构不连续和主要的商业活动(参看《欧洲环境评估2007》的定义)。在这两个城市的行政边界附近是(3)城市外围地区，其特征是人口密度和建成区密度高于(4)该地区的其他地区。该地区其余部分由农村地区组成，人口和建筑密度最低。农村地区以农业生产和小城镇为中心。

数据和方法

土地覆盖数据

如前所述，本研究使用了1990年、2000年和2006年的Corine土地覆盖(CLC)数据集。该数据由欧洲环境署(EEA)发布，并对外公开。空间分辨率为100 × 100m, MMU (minimum mapping unit)为25ha。表1从我们的案例研究中概述了1990年至2006年的土地覆盖类别及其变化。

就我们的相互作用框架而言，对1990-2000年和1990-2006年期间从无变化类别到协同、权衡或损失的转变的审查表明，生态系统准备金的连续性，因为它取决于土地覆盖的变化。过渡，例如从赢/输-不变到协同/权衡/损失的变化，也表明协同、权衡和损失的潜在时间延迟，以及失去协同效应的挑战。

生态系统服务指标

用于生态系统服务的指标是从已发表的文献中使用简单而可靠的方法计算出来的，或者是基于实证数据。这些方法为区域和地方规划者所理解和可复制。表2提供了指标的摘要。详情见附录1。

当地气候调节

局部气候调节是一项重要的城市生态系统服务。绿地，如公园、城市森林、草坪和花园以及溪流、湖泊和池塘的水为人们提供了新鲜、凉爽的空气(Tratalos et al. 2007, Whitford et al. 2001)。因此，当地气候调节是ES为城市地区居民提供的一项有价值的服务，因为它降低了城市热岛效应，因此，它对于维持生活质量和适应城乡地区的气候变化是重要的。beplay竞技当地气候调节的最佳指标是城市地区的气温地图。然而，空气温度只能通过固定或移动测量直接评估，或者可以通过气候模型间接估计(Stewart 2011)。因此，陆地表面温度经常被用作直接测量的代理(Schwarz等，2011年b)．我们使用了陆地表面热排放，它表示一个表面释放的总能量。地表排放来自Landsat遥感数据。建立了一个查找表，将土地覆盖类别与地表排放联系起来(Schwarz等，2011a)。每一种土地覆盖类型的热排放指数由森林的热排放归一化，使森林的指数等于1(表2)。然后将该查找表与本研究的土地覆盖图结合使用，计算出各土地覆盖类型的空间分布排放指数,从而，估计所有时间步的当地气候调节。地表排放值的不确定性由各土地覆盖类别的排放均值+/- 1标准差解释，均小于5%(详见表A1)。

地上碳储存

陆地碳储存在活的、死的生物量和土壤中，是全球碳循环的重要组成部分。大气中的碳可以被封存到陆地上，然后释放出来。除了土壤，植被是城市生态系统中最大的有机碳库(Churkina 2008)。虽然土壤中的碳含量难以测量，碳储量的变化难以预测，但地上碳储量和变化较容易估计。大部分地上碳可以在树木中找到(Davies et al. 2011)。不同的土地覆盖类型和地理区域，树木覆盖的数量以及因此而储存的碳的数量各不相同。树木的破坏导致土地覆盖的变化，导致碳释放到大气中，反之亦然。因此，城乡地区的土地覆盖变化与全球碳循环和气候变化直接相关(见Davies et al. 2011)。beplay竞技2009年夏天，在莱比锡市区对190个半径为15米的地块进行了采样。测量所有胸径在5厘米以上的树木，并利用异速生长方程推导其生物量。 The exact procedure is described in Strohbach and Haase (2012). The original survey was carried out with more detailed land-cover that included 19 land-cover classes. To transfer the above-ground carbon values from Strohbach and Haase (2012), we first intersected the two land-cover layers in a GIS. Then, we calculated the new storage values for the Corine land cover classes as the area-weighted averages of the values from Strohbach and Haase (2012).

生物多样性的潜在

生物多样性通常不被视为一种服务，而是被视为生态系统服务生产的基础(MA 2005);这就是生物多样性如此重要的原因。此外，一些城市研究表明，城市居民直接受益于其社区内丰富的生物多样性(Baines 2000, Fuller et al. 2007, Mitchell and Popham 2008)。一些研究估计了个别物种的价值。我们使用指示物种来评估生物多样性潜力，而不是单一物种的价值。Achtziger等人(2004)为德国联邦自然保护署选择了用于监测德国五大生境类型可持续发展的指标物种。所有的指标都是代表这些生境类型良好生态状态的鸟类种类，对变化很敏感。该地区有两项详细的种鸟调查:1989年来自Halle和周边地区的种鸟调查，空间分辨率为1 x 1公里(Schönbrodt和Spretke 1989)， 1993年来自莱比锡和周边地区的种鸟调查，空间分辨率为0.5 x 0.5公里(STUFA 1995)。两个调查的指示物种被数字化，来自莱比锡的调查被重采样到1 x 1公里。从数据集中删除了稀有物种。 Six agricultural species and five forest species were selected (see Table A4). Habitat models that used the statistical relationships between land cover and the presence or absence of the indicator species were developed. In addition to the proportion of land cover, the average summer temperature and precipitation (DWD 2010), and the total river length (ATKIS 2006) in each cell were included in the model. The machine learning technique randomForest (Liaw and Wiener 2002, Hastie et al. 2009) was used to create a model that predicted the probability that each raster cell would be occupied by each bird species. The probability that a certain grid cell was occupied by a species was predicted for the land cover from 1990 2000 and 2006; the climate data and river length were assumed stable at 1990 values. From the individual probabilities, the mean probabilities of occurrence were calculated for all six agricultural and five forest species and the probabilities were between 0 and 1 for both habitat types. If, for example, the value of an agricultural indicator is close to 0, the grid cell is unlikely to be occupied by any of the respective indicator species, and it is considered to have no value for agricultural biodiversity. If the value is close to 1, all six agriculture indicator species are very likely to occur in the cell, and therefore, the grid cell is likely to have a high value for agricultural biodiversity. Finally, we created a biodiversity map that contained values between 0 and 1 using the highest value of either the agricultural or the forest biodiversity indicators (Table 2).

食品供应

粮食供应对粮食安全和城市地区的整体复原力都至关重要(Jansson和Polasky 2010年)。每种土地覆盖类型的粮食供应以GJ/公顷进行量化。利用1991年、2000年和2007年行政区域一级的每公顷作物产量、作物类型(小麦、黑麦、大麦、燕麦、小黑麦、青贮玉米、饲料草、油菜籽、萝卜或土豆)、每公顷水果产量、每公顷饲料草产量以及每年杀死的野味和鱼类的统计数据，计算出每年各土地覆盖类型的每公顷粮食产量的平均值。每公顷牧草生产的草的数量被转换为假设该地区的饲料可以生产的肉和奶的水平。对于牧场、森林、果树和浆果种植园，由于缺少行政区一级的数据，因此在联邦州一级计算了每公顷土地覆盖类型的平均粮食供应价值。耕地粮食产量，按行政区划计算每公顷平均产量。产量和土壤肥力数据由萨克森自由州统计局(萨克森统计局，2010年)、萨克森州环境和地质署(2007年)和萨克森-安哈尔特环境署(2008年)提供。非粮食作物生产的百分比，如可耕地上的生物能源作物，是根据萨克森-安哈尔特农业和环境部(2002年，2007年)和萨克森州环境和农业部(2007年)的信息估算的。有了这些数据，可以考虑生物能源作物产量的增加，而只限制粮食作物的粮食供应计算。土壤肥力地图的比例尺为1:20万，其中包含土壤产量潜力指数从1到5，用于根据土壤肥力来区分耕地上的粮食生产(参见Kroll等人，2012)。 A bivariate regression and correlation analysis was conducted to investigate the relationship between the aggregated soil fertility index and the crop yield withn = 24萨克森和萨克森-安哈尔特行政区。利用土壤肥力图和确定的作物和年份的回归曲线对结果进行校正，结果表明作物产量与土壤肥力指数之间存在显著相关性。在以每公顷吨为单位计算粮食产量之后，根据联合国粮农组织统计数据库(粮农组织2009年)提供的标准营养因子，将该值乘以相应粮食的热值。不确定度分析在这种情况下是不可行的(见表A1和A2)。虽然粮食进出口在该地区发挥着重要作用，但这里不能考虑粮食的贸易流动。因此，不能将计算出的潜在粮食供应假设为实际粮食供应，即由地区生产的粮食和进口的粮食组成。但是，考虑到上述关于生产力和作物种类组成的统计数据间接反映了其他影响，例如市场条件和补贴对区域农业生产的影响。有关该方法和应用数据的更详细描述，请参见Kroll等人(2012)。

娱乐潜力

城市绿地提供了娱乐和审美潜力(Bolund and Hunhammer 1999, Troyer 2002, Breuste 2003, Yli-Pelkonen and Nielema 2005)，因此，它们在决定城市居民的生活质量方面发挥着重要作用(Santos and Martins 2007, Priego et al 2008)。因为城市区域是“人的地方”，在城市区域内保护自然和生态系统的尝试只有在满足居民的需求和愿望的情况下才能成功。为了计算城市区域游憩潜力，采用城市绿地面积作为游憩空间的代理(重新分类的Corine土地覆盖代码1.4.1)。和表2中的1.4.2)。所有的森林都被包括在休闲类中，因为它们是国家森林，可以向公众开放。此外，城市和城郊地区的湖泊和水域被指定为城市游憩区，并被纳入分析。其他水体和耕地被排除在外，因为它们不提供娱乐空间，也没有人为此目的访问。游憩潜力是通过将当地市辖区的城市绿地总量除以居民数量来确定的。划定的绿色空间，用于娱乐，所有的公众可访问。在当地5个区，将绿地分类与实际绿地进行了比较，绿地分类的不确定性非常低(<1%)。人口数字是基于人口普查数据，因此，它们提供了最高的有效性。 The systematic errors of the annual census data for Leipzig are estimated to be +/- 5% (Leipzig 2011 – Statistical Office).

案例研究结果

城市区域综合生态系统服务

在整个城市区域的总体水平上，我们观察到，与1990 - 2006年相比，大多数生态系统服务在1990 - 2000年发生了更大的价值变化。仅就地上碳储量而言，2006年碳储量显著增加。这一发现与表1所示的土地覆盖变化相对应。就五种生态系统服务的相互作用而言，我们确定了游憩潜力与所有其他生态系统服务之间的生态系统服务权衡，游憩潜力下降，而其他生态系统服务没有显著变化(图5)。

在逐区基础上的分析揭示了莱比锡和黑勒城市地区的半城市化进程和莱比锡和黑勒南部褐煤矿区的恢复的影响。特别是1990年以后农业生产的集约化增加了粮食供应的供应，但莱比锡-黑勒地区内外城郊地区的绿地总体上有所减少。由此产生的权衡是该区域城市周边地区的露天和草原休闲区域的减少，从而减少了休闲的潜力(图6)。粮食生产的增加也可以视为1990年政治过渡后农业部门部分私有化的结果，其中包括将集体化的土地归还给以前的所有者。此外，由于将无树的农田转变为有绿地的居民区和原褐煤矿区的植树造林，城市周边地区的地上碳储量增加了。然而，与森林相比，造林16年后就没有游憩价值了，因此不包括在游憩潜力的计算中。

我们认为，生态系统服务的协同、权衡和损失具有共同的驱动因素，如半城市化和农业生产的恢复和集约化。这种类型的分析可以确定大多数变化发生在哪里，即城市周边地区，从而可以确定在哪里可以通过指导和规划土地覆盖变化来支持协同效应或避免权衡。

Strohbach等人(2009)在莱比锡的鸟类多样性评估中也发现，游憩潜力与鸟类物种多样性具有相当大的对应关系。以这种重叠为例，高供应区域之间的总体一致性水平也至少有两个，但最多有五个，服务表明这些服务是由相似的变量驱动的。因此，生态系统服务增强和改善策略可以捆绑在一起，以达到更高的效率水平。在我们的分析中发现的权衡表明了相反的情况，这意味着为了避免权衡，需要不同的保护或保存策略。

我们发现了2000年和2006年外围城市周边地区的食物供应和地上碳储存潜力的协同效应，这是恢复过程的结果。它们在以前的矿区实现了大量的农业再利用和造林(约占总面积的5%)。因此，矿区在进行人工养殖后，具有很大的生态系统服务潜力。在城市外围地区，约7%的半城市化导致土壤封闭，从而导致气候调节服务的损失。这一发现与Schwarz等人(2011a)的发现一致，他们发现高度密封的地表表现出高的地表排放和低的蒸散发，这与其较高的空气温度和较低的气候调节潜力相一致。城市中心的再城市化进程和郊区化导致了农业面积的减少，导致了这些地区的食物供应的损失，同时，棕地的恢复导致了城市内部娱乐潜力的增加。这一发展的驱动因素是临时使用城市中的破败地区作为对抗城市衰败和萎缩的成本效益解决方案。Rall和Haase(2011)的一项研究表明，临时使用有潜力增加绿色空间的数量和多样性，并为创造性的游戏和休闲活动创造新的空间。在Corine的土地覆盖数据中没有发现棕地，但城市内城部分从121类(工业或商业单元)到141类(绿色城市区域)的变化表明了这一转变过程。

总的来说，与整个区域的总和相比，我们在区域评估级别发现了平衡的协同效应和损失数量。在按分区评估的所有可能的生态系统服务对组合中，我们发现1990 - 2000年和1990 - 2006年之间的变化小于5%。

空间生态系统服务功能评价

虽然不同服务的空间模式(例如，洪泛平原森林既提供娱乐活动又提供地上碳储存)有相似之处，但绘制每一种生态系统服务的提供的空间分布图显示，它们的个别模式是具体的。通过检查图7中的协同、权衡和损失的空间配置以及图8中的累积值，我们发现生态系统服务与两个因素相关:该区域(城市、城郊、农村)的地理位置或中心程度，以及整合了城市区域一系列人类活动的土地覆盖(例如，住宅和商业土地覆盖类型代表了居住、住房和劳动力市场等人类活动)。总体而言，生态系统服务协同、权衡和损失的空间显式分析表明，从2000年到2006年，表现出这三种状态之一的细胞数量从< 20%(880公里)增加²)至> 35%(1540公里²)的总面积。

具体来说，我们确定了食物供应和气候调节(占总面积的12%)的生态系统服务提供之间的权衡。我们发现了生物多样性潜力和地上碳储量之间的协同效应(33%)。因为自1990年(Haase和Nuissl 2010年)以来，德国东部许多大城市的内外部城郊地区(总面积约44平方公里)发生了主要的土地覆盖变化，其中包括不渗透的增加，因此我们的案例研究中的大多数协同作用、权衡和生态系统服务的损失都是在这些地区确定的。然而，空间模式是异构的和不同的，它们依赖于单个ES对或束。在该地区的城市地区，2000年和2006年出现了粮食供应净损失(占总面积的17%，即80公里)²)，这是由于莱比锡和黑勒外围地区以前的耕地处于次/半城市化状态。我们确定了相当多的潜在权衡，这将增加食物供应，减少城市地区中部、北部和南部地区的娱乐潜力，这些地区土壤较不肥沃(占总面积的7%)。尽管土地肥沃，1990年政治变革后，由于投资减少和土地废弃，许多土地被休耕。然而，在20世纪90年代后期德国东部的农业恢复后，这种情况发生了变化(Nuissl和Rink 2005)。粮食供应的增加是这一发展的直接后果。就地上碳储量潜力而言，我们在2000年发现莱比锡南部高度活跃的前褐煤矿区具有协同效应(修复始于1991年)，但2006年的修复进展将这种积极发展转化为损失和与娱乐潜力的权衡。结果表明:2000年植被覆盖的栅格单元在2006年已转变为绿化、树木较少的休闲空间或单一家庭住宅小区，因此地上碳储量潜力下降，但游憩潜力增加。在图8中，图f、g和k是生态系统服务协同的很好的例子，图a、e、h和j代表了生态系统服务之间以松散-不变关系形式的弱权衡;其余的图表似乎相对无关紧要。

生态系统服务提供的时间变化与延迟潜力

图9显示了1990年至2006年期间生态系统服务束之间变化的分析结果。1990-2006年期间，发现生态系统服务提供的协同增效(9%)、权衡(29%)或损失(12%)增加。由于该服务随时间的变化有限，在涉及当地气候调节的相互作用中几乎没有发现变化。图9所显示的变化是在相对较短的时间内量化的，但受到显著的土地覆盖变化的影响，清楚地表明生态系统服务提供评估是有时间依赖性的，探测不同时间点的土地覆盖变化可以为生态系统能够提供什么提供一个现实的评估。

讨论

使用的方法，不确定性和场外效应

在进行这种类型的区域分析时，不确定性是不可避免的。在我们的案例研究中，存在两个主要的不确定性来源:EEA提供的数据中的土地覆盖分类错误和生态系统服务指标的建模和量化错误。Corine土地覆盖分类的有效性已得到欧洲环境署(EEA 2006)的确认。准确率约为87%(44个类中有22个被验证)。我们的工作是在区域范围内进行的，因此有必要汇总土地覆盖数据。尽管如此，我们还是捕获了数据的主要模式，例如，利用Corine土地覆盖数据在1 x 1公里单元格中聚合的不透水程度。考虑到这些不确定性，我们只能与1990年相比，如果某一指标的相对变化大于5%，则评估在权衡、协同作用和损失方面的变化。这个阈值认为小的变化可能是不确定因素的产物。我们的分析使用了两个不同的时间跨度，1990-2000年和1990-2006年;因此，它指出并考虑与这种研究的主观或数据驱动的时间范围选择相关的不确定性。此外，我们只定义了定性的术语，并避免了速率的数值变化，以突出我们方法的启发式本质。我们可以证明，通过对5个生态系统服务指标使用简单的模型，可以在不存在大量不确定性的情况下确定生态系统服务权衡和协同的空间格局及其变化。此外，我们的框架只处理区域内的权衡。以粮食供应服务为例，将粮食生产的市场和辅助环境解释为区域内生态系统服务提供的外部驱动因素。在本研究中，我们采用了各行政区域层面的土壤肥力、牲畜组成、水果产量、作物产量和栽培作物类型组成的统计数据。这些数据间接反映场外影响，例如气候条件对作物产量的影响或粮食市场和补贴对栽培作物种类构成的影响。

评估生态系统服务相互作用的分析框架

这里提出的关于生态系统服务提供协同、权衡和损失的分析框架，与现有的方法相比，提供了一个明确的、额外的好处。我们的方法使用不同的空间尺度，关注生态系统服务之间的相互作用。结果以分区矩阵、蜘蛛图和地图的形式呈现，在空间尺度上基本一致，但聚合明显隐藏了在更高空间分辨率下出现的生态系统服务之间的权衡和协同作用。从区域尺度和细胞尺度上看，城市周边地区的生态系统服务功能损失最大。另一方面，逐区聚集忽视了莱比锡和黑勒城市地区的协同、权衡和损失区域的分化。因此，对于城市规划来说，只有网格尺度才是有意义的。

分析框架提供了一系列的可能性。首先，它是城市区域生态系统服务和自然资源时空发展的综合图景。它还可以方便地识别不同规模的生态系统服务束之间的协同、权衡、损失和不变关系。因此，该框架扩展了简单的权衡分析。所提出的指标估计了生态系统的潜力，它们指出了城市区域的生态系统功能和服务提供可以改善的领域。这与不断缩小的后工业城市尤其相关，因为正如我们的研究结果所显示的，城市内部的棕地范围可能用于娱乐目的。最后，本文提出的分析框架包括对生态系统服务提供的时间变化相对于土地覆盖变化的重要性的创新评估。该框架有助于识别短时间内生态系统服务权衡和协同效应的变化，因此，它加强了土地覆盖变化在生态系统服务提供中的重要性。

规划政策的相关性

例如，对政策制定者来说，生态系统服务和生态系统服务之间的总体趋势、趋势或模式可能比单独评估生态系统服务更有用。所有不同的规模都可以使用公开的数据进行操作，但这并不意味着在这些规模下工作和运作的公共机构将容易引入这个框架。这仍然是一个需要转化为实践的科学概念。然而，在整个案例研究级别和区域评估级别的聚合指数适合于政策分析师和政策制定者，因为它们容易人工合成，长期经验表明，规划者和政策分析师习惯于使用地图(例如，Volk et al. 2010)。该评估基于一系列利益相关方研讨会的结果，这些研讨会被纳入欧盟综合项目plrel (www.plurel.net；Haase et al. 2010)。本文确定的生态系统服务权衡主要基于土地覆盖变化，因此，它们通过引导土地覆盖有利于生态系统服务提供和自然保护，促进了生态系统服务提供的增强和土地覆盖的发展和规划。该框架可作为不同空间尺度上的空间和土地使用策略的效果/影响分析形式。其中一个例子是关于土地覆盖策略评估及其与气候调节关系的研究(施瓦茨等，2011年)一个)．

实施的挑战

上面提出的框架如何有助于更好地实现生态系统服务概念?有关城市区域空间规划的研究还没有达到影响或改变政策的门槛(Cox and Searle 2009, Colding 2011)，但这方面的机会仍然存在。未能达到政策影响的阈值的原因是多方面的。首先，缺乏评估社会福利的信息或标准，特别是在城市地区。在这里，经验证据是必需的，而我们的案例研究恰恰提供了这方面的信息。其次，Cox和Searle(2009)和Seppelt等人(2011a, 2011b)指出了缺乏可伸缩性。在此，我们的三尺度框架展示了与生态系统服务建模和评估中不同尺度相关的不确定性。第三，当地利益相关者对生态系统服务建模和评估的参与不足(Andersson和Bodin 2009, Borgström et al. 2006)。在这里，我们的框架部分地造成了这种不足，因为它提供了基于公开可用数据的简单度量，这使得结果具有可访问性和可比性。第四，土地覆盖经常被用作量化生态系统服务提供的指标，如本研究中所述。 Although the existing systems of land-cover classifications, such as Corine, somewhat simplify the human influence on the landscape (Ellis and Ramankutty 2008), this study shows that the relationships that were observed between the ecosystem services trade-offs and land cover changes can be quantified and made spatially explicit. Fifth, all of the different scales were operable using publicly available data as earlier mentioned. The framework is still a scientific concept that needs to be transferred into practice. Empirical case studies, like the one presented here, help to develop and define standards for ecosystem services’ assessments that will make the concept more applicable.

摘要和结论

我们的目的是提供一个分析框架来概念化和量化城市地区ES供应之间的相互作用。该框架建议使用整个城市区域、功能区(城市、城郊和农村地区)和空间明确的光栅转换地图的聚合值。它涉及对依赖于土地覆盖变化的生态系统服务评估的时间变化的评估。我们将这个框架应用到德国东部的莱比锡-黑勒城市地区。

在案例研究中，一方面，分析清楚地表明，由于城市周边地区的土壤封闭，生态系统服务提供的损失;另一方面，它显示了由棕地过渡到绿地和采矿恢复所产生的生态系统服务的协同作用。该研究表明，生态系统服务之间的权衡和协同不是稳定的关系，它们可能在短时间内根据土地覆盖的变化而变化。在更广泛的层面上，案例研究的结果表明，生态系统服务提供的评估在不同尺度上都是成功的，并提供了一致的结果。由于该框架涉及逐区评估，因此可以很容易地分析一个地区的城市和城郊地区的增长和收缩过程。使用空间地图方法，我们可以识别和定位生态系统服务提供协同和权衡的变化领域。我们的框架专门解决城市区域内的协同效应和权衡，忽略了非现场效应，如第6节所述。这可能会导致高估碳储存的影响，因为它是一项全球性的服务，而低估了从研究的城市区域以外可以访问的娱乐空间的价值。

本研究的主要结论如下。首先，通过使用简单的模型，可以识别和量化不同规模的生态系统服务权衡和协同作用。第二，尽管存在不确定性，但他们没有掺杂结果。第三，所提出的综合分析框架的不同规模使规划者和决策者能够参与确定其区域内的折衷和协同作用。所使用的尺度适用于从联邦(在德国:Landesentwicklungsplan)至本地规划层面(德语:Landschaftsplan, Grünordnungsplan)．最后，分析显示了土地覆盖和时间对生态系统服务权衡、协同和损失分析的重要性。

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