研究，部分进行了专题介绍生态系统变化与社会(PECS):社会-生态系统可持续管理知识

规模和生态系统服务:观察、管理和分析如何随着规模的变化而变化——Québec的经验教训

• 摘要
• 简介
  • 生态系统服务过程的规模与观测的规模
• 方法
  • 研究网站
  • 生态系统服务多尺度量化研究
  • 分析
• 结果
  • 生态系统服务生产、消费和管理规模
  • 生态系统服务过程的规模比较
  • 不同尺度生态系统服务的空间格局
  • 跨规模的生态系统服务权衡、协同和捆绑
• 讨论
  • 观察规模
  • 生态系统服务规模不匹配
  • 生态系统服务评估的一般含义
• 结论
• 对本文的回应
• 致谢
• 文献引用

介绍

生态系统服务的管理需要有关多种(通常相互作用的)生态系统服务的状况、动态和使用的适当规模的信息。然而，选择评估生态系统服务的尺度并不明显。生态系统服务的规模问题在生态系统服务的研究和评估中是复杂的，因为单个和大量的生态系统服务是由各种各样的社会-生态过程和结构产生的，每个过程和结构都具有不同的空间尺度。利益的分配和生态系统服务的管理也在特定的规模上进行。某些生态系统服务之间的相互作用可能在某些尺度上可见，而在其他尺度上则不可见，在特定尺度上产生的信息可能对在其他尺度上采取行动的管理者有用，也可能没用。

管理者需要知道生态系统服务是在什么尺度上被生产、使用或获取的，以确定相关的社会价值和管理激励。了解这些不同过程的规模对于制定有效的管理方法很重要，该方法考虑到社会-生态反馈的存在或不存在(Reyers et al. 2013)。生态系统服务正在许多不同的空间尺度上进行评估(Malinga et al. 2015)，但规模对生态系统服务评估的影响尚不清楚。尽管认识到生态系统服务研究中规模的重要性(MA 2003)，但人们对与不同生态系统服务过程相关的规模知之甚少，在生态系统服务评估和管理中，用于理解规模的工具或方法也很少(MA 2003, de Groot et al. 2010)。一些研究人员建议，应该在决策发生的社会尺度上开发信息(Gitay et al. 2005)，但决策往往发生在多个尺度上，可能需要更复杂的多尺度评估(Scholes et al. 2013)。

为了提供关于生态系统服务的明确和相关信息，研究和评估必须考虑不同生态系统服务过程的尺度，并认识到选择特定的观察和分析尺度的影响。为了解决这些问题，我们首先引入了我们假设的与社会-生态系统生态系统服务过程评估相关的重要尺度问题。其次，我们在加拿大南部Québec的案例研究系统中探索了这些问题(Raudsepp-Hearne et al. 2010)。为了分析观测规模如何影响收集到的关于生态系统服务之间相互作用的信息，我们在三个空间尺度上量化并绘制了七种生态系统服务，并在最大尺度上绘制了另外五种服务。我们还比较了生态系统服务过程(即生产、利益分配和管理)的特征尺度，以研究它们是否相互一致的管理意义。最后，我们提出了生态系统服务评估应考虑的四个方面的规模。

生态系统服务过程的规模与观测的规模

生态系统服务是由人类管理和塑造的社会生态系统产生的(Andersson et al. 2007, Reyers et al. 2013)。加强某些生态系统服务的管理和工程可以对其他生态系统服务产生积极和消极的影响(Bennett et al. 2009)。生态系统服务“包”是指在特定地区，由于工程、管理和生态系统服务的相互作用而产生的一系列生态系统服务，它代表了生活在该地区的人口可获得的净生态系统服务效益(Raudsepp-Hearne et al. 2010)。

在评估中观察到的生态系统服务模式受到基础过程的特征尺度和观察尺度的影响(Hein et al. 2006)。例如，水质是在分水岭的规模上产生的(Cumming et al. 2006);然而，当地管理者可能会在较小的范围内监测水质。观察的规模决定了在系统中观察到的细节和模式的相对细度或粗度，因此包括在分析中，这可能对如何理解和管理系统有重大影响(Lant et al. 2005, Martín-López et al. 2009)。

生态系统服务的生产、消费和管理规模

生态系统服务由土地利用及其地理模式、生态结构和功能、生物多样性、管理实践以及生态和社会动态之间的复杂相互作用产生(Fisher等，2009年，Reyers等，2013年，Bennett等，2015年)。因此，确定生态系统服务生产的规模需要确定有助于生态系统服务生产的所有系统组件的规模(Fisher et al. 2009)。

生态系统服务效益的消费发生在多个尺度上。所谓消费，我们指的是与生态系统服务相关的利益分配，这些服务可以被消费、利用或只是享受。我们用“消费”一词来概括自然利益的多种用途和享受，包括物质利益和非物质利益。例如，农民是他们赖以谋生的作物生产的主要受益者，但作物也可能使销售或食用作物或享受相关文化习俗的人受益。了解消费规模是有效管理生态系统服务的关键，例如制定适合规模的管理激励措施。确定消费规模还可以确定环境管理方面的潜在冲突，特别是地方利益相关者与其他规模利益相关者之间的冲突。生态系统服务的获取受到土地和自然资源管理方式的调节(见下一段)，并对消费模式产生与规模相关的影响(Reyers et al. 2013)。

社会通过规则和行动来管理生态系统服务，以改变生态系统服务的生产或获取。我们将景观工程和控制对生态系统服务的获取区分为生态系统服务管理的两种重要类型，每一种都与管理规则和行动有关。生态系统服务管理可能不存在，例如对许多生态系统服务进行调节;可能直接发生在场地层面，例如，农民或城市家庭改变地面覆盖;也可能在更大的范围内发生，例如，省级或国家法律规定了收成或污染(Chapin et al. 2006)。确定生态系统服务的管理规模是确定生态系统服务评估规模的重要组成部分，因为在机构规模上评估生态系统服务有助于吸收所产生的信息(Lant等，2005年)。然而，管理机构可能并不总是以最合适的规模存在(Turner和Daily 2008)。

规模不匹配

生态系统服务的生产、消费和管理规模不一定一致。当环境变化的规模与负责使用或管理生态系统服务的社会组织的规模不一致时，就会出现规模错配，导致社会和生态过程之间缺乏反馈，以及生态系统服务管理中的潜在低效、冲突或疏忽(Cumming et al. 2006,2013)。生态系统服务的生产可能与个人或机构管理生态系统服务的规模不匹配，也与人们从服务中受益的规模不匹配。

有几种类型的规模不匹配可能导致管理问题。当生态系统服务生产规模相同、大于或小于消费规模时，或者当生态系统服务在不同规模之间进行权衡时，就会出现管理问题(图1)。当生态系统服务生产和消费规模不匹配时，可能会导致缺乏管理激励或生态系统服务管理信号不足。更多地了解多种相互作用的生态系统服务的生产和消费规模，可以帮助管理者避免这些情况。

生态系统服务功能评价中的观察尺度

在地图上观察生态系统服务的模式有助于制定有效和高效的服务管理策略。当前一节所述的过程被纳入生态系统服务评估时，它们所表现出的模式可能因评估观察的规模而异。例如，以前的研究发现，许多生态系统服务在景观上高度聚集，而不是均匀分布，这表明观测到的生态系统服务模式将从一个尺度到下一个尺度发生显著变化(Turner和Daily 2008)。

此外，单尺度观测可能捕捉、遗漏或扭曲生态系统服务之间的相互作用。确定不同规模的生态系统服务之间存在的权衡对生态系统服务的可持续管理至关重要(Carpenter et al. 2009, Bennett et al. 2015)。例如，在一个地点加强粮食生产服务可能会与更大范围的水质产生权衡，只有在评估纳入这些范围时才能观察到。

关于生态系统服务如何相互作用以及这些相互作用如何在不同尺度上变化的系统知识很少。很少有研究分析了景观上的多种生态系统服务，更少研究了它们的协方差如何在尺度上变化(然而，参见Holland et al. 2011)。当多个生态系统服务在空间上呈正相关或负相关时(Chan等人，2006年，eeh等人，2008年，Holland等人，2011年)，或者通过识别生态系统服务包(raudsep - hearne等人，2010年，Turner等人，2014年，Queiroz等人，2015年，Yang等人，2015年)，我们可以识别生态系统服务的相互作用。相互作用可能产生于以下方面:服务之间的生物物理联系，例如土壤中磷的积累导致附近河流或湖泊的水质丧失;由于社会兼容性或不兼容性，例如猪肉集中生产与旅游和娱乐区域隔离;或通过来自不同变化驱动因素的共同影响，例如季节性降雨减少对作物生产、动物栖息地和水质的影响(Bennett et al. 2009, Reyers et al. 2013)。

我们分析了生态系统服务分布的三个方面，这些方面与生态系统服务的评估和管理相关，并且可能随着观测规模的不同而变化(图2)。这些方面包括(1)单个生态系统服务模式，(2)成对的生态系统服务相互作用，以及(3)生态系统服务束。

方法

研究网站

研究地点集中在联合国教育、科学及文化组织(unesco)人与生物圈保护区(MABR)圣希莱尔山(Mont Saint-Hilaire)，该保护区覆盖Québec南部15个城市(约700平方公里)。这15个城市被嵌入到一个更大的研究场地中，该场地由2个相邻的流域(黎塞留和亚玛斯卡流域)组成，涵盖了137个城市(约7288平方公里;图3).圣希莱尔山周围的地区主要是农业(占土地的60%)，有城市定居点(占土地的20%)和绿地(占土地的16%;Cumming et al. 2006)。来自更大研究区域的生态系统服务信息包含在生态系统服务的尺度分析中，但我们关注的是MABR的管理意义。MABR与较大的研究地点的不同之处在于，它更接近城市地区，包括一个重要的保护区，不包括在较大研究区域远东发现的大片森林和丘陵地。

这一地区是世界上许多城郊农业景观的典型，具有日益工业化的农场和住宅开发和旅游业的增长(加拿大统计局2004年)。该地区重要的生态系统服务包括与农业实践、城市和城郊生活、旅游和娱乐相关的服务。我们的分析选择了与生活在这个系统中的人们最相关的生态系统服务(见Raudsepp-Hearne et al. 2010)，也试图从供应、文化和调节类别中捕获大致相同数量的生态系统服务(表1)。

生态系统服务多尺度量化研究

在圣希莱尔山MABR的15个市镇中，我们在3个空间尺度上量化了7种生态系统服务(表1)。比较的尺度包括1 km²(n = 587)、9 km²(n = 81)和市镇(~ 74 km²，n = 15)。我们把1平方公里的空间尺度称为“最小的”空间尺度，把城市空间尺度称为“最大的”空间尺度。选择最小的尺度来代表正在进行土地个人管理的领域或场地规模。选择中等尺度来近似一个社区或当地景观。城市尺度被包括在内，因为许多正式的景观管理决策都是在这个尺度上做出的。非常小的尺度，例如一个地点内的变化，没有包括在内，因为这些尺度需要资源密集型的实地工作来取样，因此通常不包括在景观尺度评估中。在黎塞留流域和山aska流域内的其余122个城市中，无法获得较小尺度的数据，但在城市尺度上量化了12种生态系统服务。这使我们能够从生产、消费和管理方面定性地分析更多类型的生态系统服务。

关于如何在每个尺度上量化每种生态系统服务的详细方法见附录1。我们在ArcGIS中构建网格，在两个较小的空间尺度上对数据进行采样。在1 × 1 km尺度上，我们只纳入了完全在研究区域边界内的网格单元，而在3 × 3 km尺度上，我们纳入了至少50%面积在研究区域边界内的网格单元，并根据面积调整了生态系统服务价值。在最大的(城市)尺度上，我们使用2001年加拿大人口普查的边界计算每个城市的面积。为每个城市计算每个服务的值，并对区域进行标准化。使用2001年或尽可能接近这一日期的数据对所有规模的生态系统服务进行了量化。对所有数据进行转换，将景观中各生态系统服务的最大值设为1。最终数据导入ArcGIS数据库进行数据分析。

分析

生态系统服务生产、消费和管理规模

我们利用尺度层次评估了与12种生态系统服务的生产、消费和管理相关的尺度(Wu 1999)。我们将每种生态系统服务的生产、消费和管理划分为以下层次类别:站点，例如，从农田到农场(大约<1 km²);地方，例如，社区到市政当局(>1平方公里到100平方公里);区域性，如旅游区或流域(>100平方公里至1000平方公里);和全球。

我们通过考虑已知对服务生产有贡献的所有系统组件，即生态系统服务生产单元(如Fisher et al. 2009)，确定了生产规模。生态系统服务生产规模的证据来自科学文献和有关基础设施和管理的地方信息来源(证据见附录2)。

我们根据与当地居民的个人交流和发布的系统信息，确定了每种生态系统服务的主要和次要受益人的消费规模。例如，农民们表示，土壤中磷的保留在田间尺度上对他们个人有益，在景观尺度上通过保护水质使人们更普遍地受益(每项分配的理由见附录3)。

为了确定每种服务的管理规模，我们确定了该地区直接设计景观以管理生态系统服务和规范生态系统服务获取的管理者。对于这些类别中的每一个，我们根据他们是否直接在环境中执行操作，或者他们是否制定规则或政策来列出管理人员。我们根据来自市级和省级政府报告和网站的信息确定了每种生态系统服务的管理规模(该地区的主要管理者以及管理行动和政策的例子见附录4)。最后，我们比较了前面提到的所有过程的规模，寻找规模匹配或不匹配。

不同尺度生态系统服务的空间格局

我们在ArcGIS中绘制了三个空间尺度上的单个生态系统服务，以可视化和比较它们的空间格局。我们使用R统计软件包sp (Moran 1950, Bivand et al. 2013, R Core Team 2014)，使用Moran 's I与女王相邻计算了每个尺度上生态系统服务的空间自相关性。

跨规模的生态系统服务权衡、协同和捆绑

为了确定生态系统服务之间的潜在权衡和协同作用，我们在最大空间尺度(城市)上对所有12种生态系统服务进行了相关性分析，并在较小空间尺度(3 × 3 km和1 × 1 km网格)上对所有7种生态系统服务进行了相关性分析。在最大尺度上，对较大研究区域的所有城市(n = 137)进行了相关分析。利用R.的Pearson参数相关检验进行相关分析，并在各空间尺度上比较了7种生态系统服务之间的相关数量、方向和强度，以确定不同尺度下服务相互作用的差异。其余5种生态系统服务之间的相关性仅在最大尺度上进行了分析。

我们在每个尺度上使用k-均值聚类方法确定了不同类型的生态系统服务包。我们使用了三个集群，而不是在更大的区域中发现的六个集群(Raudsepp-Hearne et al. 2010)，因为焦点区域的生态系统服务数量较低，景观多样性也较低。我们比较了在每个尺度上检测到的三个束之间的模式。我们还将在城市尺度上检测到的束与在更大的景观和更多样化的生态系统服务组分析中发现的束进行了比较(Raudsepp-Hearne et al. 2010)。前一种比较显示了捆绑包如何随规模变化，而后一种分析显示了捆绑包如何随所包含的生态系统服务或所分析的市政数量而变化。使用R包maptools (Bivand and Lewin-Koh 2013)和RColorBrewer (Neuwirth 2011)创建数据，并使用包vegan (Oksanen et al. 2013)和fpc (Hennig 2013)进行聚类分析。

结果

生态系统服务生产、消费和管理规模

在我们的研究中，大多数生态系统服务要么是在站点规模上产生的，要么是在当地规模上产生的。例外的是饮用水质量，这是在一个分水岭的规模上产生的，以及自然欣赏和猎鹿，这两者都依赖于更大的区域尺度上的物种生存的景观。附录5综合了生产规模分配、效益分配和管理的所有结果。

研究区大多数生态系统服务受益者在站点或地方尺度上消耗效益。“本地效益”通常表示邻近景观的规模达到市政当局的规模。两种调节生态系统的服务，即土壤对磷的保留和土壤有机质，主要使人们在现场受益，换句话说，就是在农民的田地里。然而，土壤中磷的保留也使流域一级的人们受益，因为这种服务有助于维持水质。第三种调节服务，碳封存，在我们的研究中是独一无二的，是唯一有益于全球范围内人们的生态系统服务。对大多数服务的消费或需求延伸到区域规模。

除三个生态系统服务外，其他所有生态系统服务都直接通过景观工程进行管理。猎鹿、欣赏自然和碳封存，正如我们所定义和衡量的那样，是唯一没有通过任何规模的工程来有意识地增强的生态系统服务。虽然碳封存也没有通过规则或政策来管理，也没有通过规范获取服务的行动来管理，但在猎鹿和自然欣赏方面，这些类型的管理正在发生。例如，通过对私有财产的保护在场地范围内管理猎鹿活动，在区域范围内通过规定许可规则、配额和狩猎季节的政府政策和法律来管理猎鹿活动。通过小径的建设和维护以及省级法律对保护区的改造进行管理，人们可以进入自然景观。一些生态系统服务不受景观工程或准入规则的约束。特别是，固碳和土壤有机质没有通过任何法规进行正式管理，尽管土壤有机质通过景观工程在场地层面进行管理。

个人和市政当局在地方和区域管理机构以及非政府组织的投入下，通过与景观工程和服务获取相关的行动和规则共同管理其余的生态系统服务。例如，森林娱乐活动在场地尺度上通过清理灌木丛进行，在当地尺度上通过自然非政府组织的小径建设和维护进行。市政当局、地方政府和非政府组织制定政策，规定哪些类型的工程可以在受保护的森林中进行。土地所有者在场地尺度上限制对私有森林的使用，城市和地区政府通过政策和法律规范对受保护森林的使用。

所有增强生态系统服务的工程行动都发生在场地规模上，有时也发生在地方规模上，例如饮用水、旅游和森林娱乐。规范生态系统服务获取的行动通常发生在现场和地方规模上，在旅游业方面则发生在区域规模上，政府促进旅游业以提高对这种服务的获取。根据政府管辖范围，在地方和区域范围内都存在管理景观工程和获得服务的规章制度。非政府组织可以直接改变景观，例如清洁海岸线，但主要是试图影响市政和区域层面的生态系统服务管理方式。

生态系统服务过程的规模比较

几种生态系统服务的生产、消费和管理都是在同一规模上进行的，可以称之为规模一致，如土壤有机质(见图4)。在其他情况下，存在潜在的规模错配，即生态系统服务是在一个规模上生产的，但收益是在不同的规模上产生的，如碳封存。图5概述了生态系统服务生产、消费和管理的比较，以及跨尺度的生态系统服务相互作用。

不同尺度生态系统服务的空间格局

除旅游在城市尺度上、猪肉在中间尺度上呈显著聚类(P > 0.05)外，其他生态系统服务在空间上均呈显著聚类，而在景观上呈均匀分布(P < 0.01)。生态系统服务模式在不同尺度上呈现出一定的空间聚类趋势。7种生态系统服务中有4种，即作物、猪肉、枫糖浆和森林娱乐，在从最小尺度到中间尺度的观察中，聚集性降低，但在最大尺度上聚集性最强。随着观察规模的增加，猎鹿活动逐渐集中在景观上。与此相反，随着观测规模的增加，旅游的聚集性降低，在最大尺度上呈随机分散。只有自然欣赏在中间尺度上最集中。

在三种尺度上，生态系统服务模式的变化方式明显不同(图6)。作物生产和森林游憩在不同尺度上变化均匀，其他生态系统服务的极端聚类在地图上比在空间自相关分析中表现得更加明显。在最小的观察尺度上，猪肉生产只占据了景观上的几个细胞，但这种高度的聚集在更大的尺度上被平滑了。其他服务的规模行为，如猎鹿和自然欣赏，处于这两个极端之间。从最均匀到最不均匀的分布分别是:农作物生产、森林娱乐、猎鹿、枫糖浆生产、自然欣赏、旅游和猪肉生产。

跨规模的生态系统服务权衡、协同和捆绑

7种生态系统服务在3个尺度上的相关分析均显示出相似的正相关和负相关模式(图7A, B，附录6)。但7种服务在2个小尺度上的相关性比在最大尺度上的相关性更强:在2个小尺度上有15个显著相关，而在最大尺度上有10个显著相关(P < 0.05)。虽然在两个较小的尺度上都观察到了5个在最大尺度上没有观察到的相关性(图7C)，但在最大尺度上而不是在较小尺度上检测到的唯一相互作用是猪肉生产和自然欣赏之间的权衡。

在所有尺度上，作物生产与除猪肉生产外的所有其他服务呈显著负相关，除1。作物产量与猪肉产量在各尺度上呈显著正相关(P < 0.05)。随着观察尺度的增加，有四个相关性逐渐增强(图7A)，而在所有其他情况下，相关性强度在前两个尺度上增加，然后在最大尺度上下降(图7B)。

生态系统服务捆绑在两个较小的尺度上相当稳健，对应于农业捆绑、枫糖浆和森林服务的多功能农业捆绑，以及服务评估水平较低的城市捆绑(图8)。在最大的观察尺度上，服务捆绑非常不同，有几种不同的农业优势组合。然而，农业和林业服务的主导地位仍然存在。

在我们对研究区域与较大区域的比较中(图8B)，规模保持不变，但bundle受到生态系统服务数量和分析的市政数量变化的影响。所包含的生态系统服务数量的变化对所确定的束的影响最小，但在较小的研究区域检测到的束与在整个区域检测到的束有很大不同。

讨论

有效地管理生态系统服务需要了解生态系统服务产生、相互作用和消费的特征尺度。观察或监测生态系统服务的尺度从根本上形成了这种认识。随后，我们讨论了观察如何塑造生态系统服务映射、权衡和捆绑，以及不同规模的生产、消费和管理如何导致规模不匹配。最后，我们就如何更好地将规模纳入多种生态系统服务的评估和管理提出了建议。

观察规模

我们的分析表明，观测规模对我们理解生态系统服务如何在景观上发生有重大影响，对生态系统服务之间的相关性模式影响较小，对生态系统服务束的识别有重大影响。就某些单独的生态系统服务而言，例如作物生产和森林娱乐，模式在不同尺度上均匀变化。对于其他生态系统服务，在最小尺度上观察到的模式在最大尺度上完全隐藏，如猪肉生产和自然增值。

观测规模对与广泛土地覆盖相关的生态系统服务以及在更大范围内产生的任何调节生态系统服务的观测模式影响较小。选择一个分析尺度对所观察到的文化生态系统服务和提供与广泛的土地覆盖不相关的生态系统服务(例如浆果或野生鱼类)的模式有更大的影响，因为这些类型的生态系统服务以存在/不存在信息为特征，并且在景观的许多部分可能完全不存在。这种生态系统服务生产的空间异质性在更大的观测尺度上是不可见的(BDTQ 2005)。对于空间上聚集在景观小部分的生态系统服务，如猎鹿，观察尺度之间的差异尤其明显。在精细尺度上评估生态系统服务的空间聚类，例如使用Moran’s I，可以用来估计在更大的空间尺度上观察哪种生态系统服务最不准确(Moran 1950)。

在我们的分析中，大多数生态系统服务之间的关系在不同尺度上是稳健的。观测尺度的变化对检测到的相关性的数量、强度和类型影响不大。这一结果对于权衡分析和管理来说是一个好消息，因为关于生态系统服务的数据通常是稀缺的，科学家通常不得不将就任何可用的数据规模。数据的可用性限制了我们在较小尺度上对MABR研究地点的分析，这是较大研究区域的一个子集。由于MABR仅包含15个市，因此在更大的地区(137个市)比较了最大规模的生态系统服务之间的相互作用。我们测试了如果我们只包括MABR内的15个城市，或拥有MABR的分水岭内的47个城市，是否可以观察到相同的生态系统服务相互作用。在这两种情况下，两种生态系统服务的相互作用保持不变，但许多其他相互作用不再被观察到。

生态系统服务包的模式对观测尺度的变化较为敏感，因此分析生态系统服务包需要仔细考虑观测尺度的适宜性。在我们的研究区域内，在2个更细的分辨率下，束是相似的，但在最大的尺度上(城市;图8)。这意味着bundle对于观察规模的变化具有一定的健壮性，但是较大的变化可能导致bundle的重新配置。这并不奇怪，因为存在什么生态系统服务以及它们在景观中如何均匀地分布将影响出现的捆绑。在景观中异质性分布的生态系统服务如果存在于多个区域，则更有可能影响更大研究区域的捆绑，这更有可能在更大的观察范围内。例如，在1公里的网格单元内，很少有自然欣赏和猎鹿活动，但在许多城市都有，这是规模最大的观察。因此，在更细的尺度上确定的捆绑比城市内景观产生的捆绑更少的多功能和更专业;也就是说，许多较小尺度的单元不包含任何数量的某种生态系统服务，但在市政尺度上可以发现每种服务的某种水平。均匀分布的生态系统服务可能影响所有尺度上的捆绑，例如森林覆盖或作物生产。

确定特定规模的数据集是否足以捕捉生态系统服务模式将取决于生态系统评估的目标和目的。例如，比较农场管理变化对生态系统服务生产的影响需要不同类型的信息，而不是比较一个区域内各城市的生态系统服务。结果表明，改变生态系统服务模式的因素包括:比较生态系统服务的单位数量;这些单位的大小以及如何定义这些单位，即单位是使用任意的1 × 1公里网格还是使用综合的社会-生态边界来定义的;以及这些单位之间的异质性。

因此，检测生态系统服务之间的模式需要考虑哪种类型的单元将代表生态系统服务评估的适当空间颗粒，以及需要多少这样的单元来检测生态系统服务和单元之间的模式。收集和分析代表多个生态系统服务决策的实体(如分水岭或市政当局)内的生态系统服务数据，可能比任意定义的单位(如笛卡尔网格单元)提供更有意义的结果(Turner et al. 2014)。探测生态系统服务之间的模式和识别生态系统服务束取决于模式相对于生态系统服务和单元之间的变化的强度。生态系统服务评估应考虑到，当单元间差异较小时，需要更多单元的观测才能清晰定义生态系统服务模式(Queiroz et al. 2015, Meacham et al. 2016)，而当单元间差异较大时，则需要较少的观测(Yang et al. 2015)。

生态系统服务规模不匹配

在我们的案例研究中，我们确定了四种类型的管理和生产/消费规模不匹配。其中包括:消费>生产，生产>消费，管理≠生产，以及权衡不匹配(图9)。

消费>生产不匹配

当一种生态系统服务的生产规模小于消费或使用规模时，规模较小的人就没有动力去管理这种服务。我们在研究区观察到两种生态系统服务表现出这种不匹配。最明显的例子是，碳封存效益在全球范围内被消耗，尽管可以采取行动影响碳封存的地点一级(加拿大统计局，2004年)。通过碳市场、政府补贴(Wu 1999)或限制减少碳封存的活动等激励措施，将全球碳封存消费与地方管理联系起来，可以消除这种不匹配。

生产，消费不匹配

当生产规模大于消费规模时，就有可能出现“公地悲剧”的结果。Fisher等人(2009)提出的广泛使用的生态系统服务生产和效益之间关系的类型学没有确定这种类型的关系;然而，在我们的研究系统中，它发生在6种生态系统服务中(见图5)。例如，猎鹿是在景观到区域尺度上产生的，但人类在特定的地点捕杀鹿。就个人而言，只要猎人能继续取得狩猎成功，他们就没有动力去大规模管理鹿的数量。村舍、森林娱乐和旅游业也可能表现出这种不匹配，因为它们依赖于美丽、文化特征和周围景观的普遍吸引力。在这些情况下，生产者和消费者之间发生冲突的可能性很高，需要跨规模的合作和管理。由于生态系统服务的生产往往不清楚或理解不足，通常需要教育、社会学习和实验来实现跨规模合作(Folke等人，2005年，Carpenter等人，2009年，Cumming等人，2013年)。

管理≠生产不匹配

管理不匹配是因为管理的规模与生态系统服务的生产规模不匹配。当规模较小或较大的土地管理人员没有以支持生态系统服务生产的方式管理土地时，就可能出现问题。例如，水质是在流域尺度上产生的，但研究区域在该尺度上没有有效的水质管理机构。在其他规模上运行的参与者和规则可能无法协调自己来管理服务以产生所需的结果。

权衡不匹配

当以不同规模管理的服务之间存在权衡时，就会发生权衡不匹配。通过将观测尺度与生态系统服务相互作用分析相结合来确定这一类别。当生态系统服务的生产和消费规模相同时，有效管理的激励机制就会一致，来自生产的信号会向受益于这些服务并通常管理这些服务的人提供直接反馈。然而，如果在正在提供的服务和在不同规模上使人们受益的其他服务之间存在权衡，就会出现权衡不匹配。在研究体系中，农民有足够的动机来管理土壤中磷的滞留。磷是一种昂贵的投入，农民不允许在他们的土地上增加超过临界阈值的磷含量。然而，在场地规模上产生的磷的土壤保留，被观察到与在流域规模上产生的水质有权衡。在这种情况下，需要跨规模管理来减少这种权衡。研究区存在流域管理组织;然而，这些组织并没有有效地协调跨规模的水管理战略(Rathwell和Peterson 2012)。

我们对规模错配和生态系统服务生产和消费概念的分析组合产生了一些新的见解。尽管在Fisher等人(2009)提出的广泛使用的生态系统服务生产和效益之间的关系类型中确定了消费>生产不匹配，但在他们的类型中没有生产>消费不匹配。类似地，规模错配概念(Cumming et al. 2006)已被应用于生态和社会过程之间的规模错配，但尚未确定多种生态系统服务之间的生产和管理规模混合可能引起的权衡错配。我们建议使用这些额外类型的不匹配来评估和改进现有的或拟议的管理多种生态系统服务的方法。

生态系统服务评估的一般含义

为了促进管理者对生态系统服务评估结果的相关性和实施，出现了在政治或管理边界尺度上评估生态系统服务的一般原则(Gitay et al. 2005, Raudsepp-Hearne et al. 2010)。评估结果需要符合决策者的需求，但也需要捕捉社会-生态的复杂性。基于这一跨尺度的案例研究，我们提出了四种可用于改进生态系统服务评估的尺度考虑方法。

首先，在设计生态系统服务评价时，应同时考虑社会过程和生态过程的尺度。我们建议，除了使用社会-生态分析单位外，生态系统服务分析应该从快速探索每个感兴趣的生态系统服务的生产、消费和管理的规模开始方法如何做到这一点)。为了将服务的生产与其使用联系起来，科学家需要从社会生态学的角度来确定服务是如何被消费和管理的。规模的选择应考虑生态系统服务的消费和管理，而不仅仅是生态系统服务的生态动力学。生态系统服务消费的规模通常可以通过生态系统服务管理来确定，因为管理往往发生在对服务有需求或需要管理服务之间的权衡的地方。虽然这种方法往往不能确定所有的生态系统服务消费，但它为这种评估提供了一个有效的开端。

第二，量表错配频繁发生，应作为评估的重点。通过比较研究地区生态系统服务过程的已知规模，并在必要时辅以研究和咨询，可以非正式地确定不匹配。我们的规模错配类型学可以用来筛选生态系统服务。识别规模不匹配可以集中评估系统中需要干预的问题或地方，例如管理激励或反馈缺乏的领域，或者不同规模的涉众之间发生冲突的地方。解决规模不匹配的问题可能很困难，但至少在某些情况下，解决规模不匹配的方法很简单，比如监控程序或改善生产者和管理者之间的沟通。

第三，生态系统服务规模不同。我们的研究结果表明，产品分布更均匀的生态系统服务在不同尺度上的表现更一致，而那些分布零散的生态系统服务在选择评估尺度时更可能需要更多的关注。一些生态系统服务与土地覆盖密切相关，例如作物生产和森林娱乐。广泛的土地覆盖往往在尺度上均匀变化，因为局部配置不影响尺度(Turner 2010)。与广泛的土地覆盖无关的文化和供应生态系统服务，例如野生浆果、娱乐或狩猎，是生态系统服务的类型，在景观上的分布可能是不可预测的和非常零散的。依赖于人们对特定景观元素(如娱乐、狩猎或野生食物采集)的获取的生态系统服务也可能出现在不可能在更大尺度上观察到的斑块分布中。例如，在具有独特生态特征的地区，可以进行不同形式的自然欣赏，但仅限于对公众开放的地区。绘制地图是识别任何具有非常异构分布的生态系统服务的最简单和最有效的方法，但随着对更多的生态系统服务进行评估，将更容易了解在特定地方期望哪种类型的生态系统服务分布。如果生态系统服务极其集中或稀疏分布，在某些规模上的分析将无法捕捉到它们的真实模式。因此，应根据所提出的问题以及所需的细节和分析类型来决定绘制景观上这些生态系统服务的最适当比例尺。

第四，多种生态系统服务模式在尺度上的变化与景观的社会-生态异质性有关。生态系统服务包在空间上聚集，因为类似的服务集产生于相似的景观或景观上的特定区域。社会制度、地理特征和经济动态相互作用产生不同类型的社会-生态系统，在这些系统中可以发现不同类型的生态系统服务包。只有在这种对景观多样性和异质性的社会生态理解中，才能解释捆绑分析结果。例如，我们研究景观中的生态系统服务是由与Montréal的距离、河网地理以及娱乐、艺术和体育文化中心的发展所决定的。理解这些社会-生态相互作用可以通过识别捕捉这些结构和反馈过程中的变化的尺度来帮助定义有用的分析尺度。

结论

我们提出了一个关于生态系统服务评估中观察尺度如何起作用的新颖分析。我们在多个尺度上分析了生态系统服务的模式，并表明尽管在不同尺度上的权衡和协同作用存在一致性，但服务观察尺度的变化会改变景观中确定的生态系统服务组合。我们发现了景观上新的潜在尺度错配，并建议这些类型学可用于指导和评估其他生态系统服务评估。

随着生态系统服务在应对环境退化的政策反应中越来越根深蒂固，科学家显然需要提供更精确和相关的信息，以建立适当的政策反应。了解生态系统服务的生产、管理、消费和获取规模对于设计有效、准确和公平的生态系统服务监测和管理战略至关重要。

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