3. Ökosüsteemiteenuste kaardistamine ja hindamine

Laadi alla kogu juhendmaterjal (PDF)

3.1. Sissejuhatus

Kuna Euroopa Komisjon on ELi elurikkuse strateegias aastani 2020, tegevuses 5 sätestanud, et liikmesriigid “… kaardistavad ja hindavad ökosüsteemid ja nende teenused oma riigi territooriumil …”, siis on tekkinud vajadus hinnata ÖST pakkumist ja ka ruumiliselt kaardistada ÖST pakkumine ja nõudlus erinevatel tasanditel, rahvusvahelisest kohalikuni.

Võib küsida, miks on vaja ökosüsteemiteenuseid kaardistada? Esiteks on protsessid, mis tagavad ÖST pakkumise, ruumilise iseloomuga (joonis 1.3.). Ökosüsteemide funktsioonid ja ÖST pakkumist tagavad protsessid varieeruvad ajas ja ruumis ning sõltuvad skaalast/tasandist. Lisaks varieeruvad ruumis ka ökosüsteemide funktsioone ja protsesse mõjutavad tegurid, nagu näiteks maakasutuse mustrid, maa fragmenteeritus või põllumajanduse intensiivistumine, kui nimetada vaid mõned.

Seega on ökosüsteemiteenuste kaardistamist vaja, kirjeldamaks ja hindamaks ÖST loomist ökosüsteemi protsesside, maakasutuse mustrite, kliima ja keskkonna muutlikkuse funktsioonina (Maes et al., 2013).

ÖST pakkumine on kompleksne protsess ja tihti on erinevad ökosüsteemiteenused omavahel seotud. Sageli tuleb ette sünergiaid või “vahetuskaupa” erinevate ökosüsteemiteenuste vahel või ökosüsteemiteenuste ja elurikkuse vahel. Nn “vahetuskauba” puhul suureneb ühe ökosüsteemiteenuse pakkumine teis(t)e arvelt. Sünergia ja ÖST rühmade puhul suurenevad ühe teenuse kasvamisel ka teised samasse rühma kuuluvad ökosüsteemiteenused. Ainult juhul, kui ökosüsteemiteenused on kaardistatud ja nende ruumiline levik on teada, on võimalik seda keerulist süsteemi mõista.

Nagu eelmises peatükis selgitatud (???), on ökosüsteemiteenuste kontseptsioonil kaks teineteisega seotud dimensiooni: pakkumine ja nõudlus. Nõudlus ökosüsteemiteenuste järele on defineeritud kui “ökosüsteemi kaubad ja teenused, mida tarbitakse või kasutatakse teatud alal teatud ajaperioodil” (Burkhard et al., 2014). Nõudlus võib muutuda ruumis ja ajas ja ei pruugi sõltuda tegelikust pakkumisest. Ökosüsteemiteenuste pakkumise ja nõudluse kaardistamine on vajalik, et hinnata ja kvantifitseerida lähemate ning kaugemate inimpopulatsioonide varustamist ökosüsteemiteenustega.

Lisaks saavad ökosüsteemiteenuste pakkumise ja nõudluse kaarte kasutada otsustajad erinevates protsessides, nt maakasutuse planeerimine, keskkonnamõju hindamine või maastikuhooldus.

3.2. Raamistik ökosüsteemiteenuste modelleerimiseks

Oluline samm enne ökosüsteemiteenuste kvantifitseerimist ja kaardistamist on modelleerimisraamistiku määratlemine. Need otsustusraamistikud erinevad andmevajaduse, skaala, mõjutegurite ja nõutavate teadmiste poolest; seetõttu tuleb mudel valida lähtuvalt projekti iseloomust. Kienast ja Helfenstein (2016) koostasid ÖST mudelite klassifikatsiooni:

• Protsessipõhised mudelid
• Empiirilised mudelid
• Mitmetasandilised lähenemised
• Indikaatoritepõhised hindamised
• Maastikumudelid

Kienast ja Helfenstein (2016) pakkusid välja ka kuuepunktilise raamistiku ÖST mudelite kirjeldamiseks, mida saab kasutada ka juhendina projekti nõuetele vastava mudeli valimisel:

Olemasolev (kasutatud) teadmine: Viitab uuritavate ökosüsteemiteenuste kohta olemasoleva teadmise tasemele, alates väga algelisest, narratiivipõhisest või kogemustepõhisest kuni protsessile orienteeritud ja analüütilise teadmiseni. 

Ruumiline skaala: ÖST hindamise skaala võib varieeruda kohalikust või valla tasandist kuni globaalseni ja on põhiline, mis määrab, millist tüüpi andmeid on vaja ÖST hindamiseks.

Ajaline skaala: ÖST hindamise ajaline skaala mõjutab samuti otseselt tulemusi ja andmevajadust. Ajaline skaala võib varieeruda kuudest aastakümnete või sajanditeni.

Olemasolevad (kasutatud) andmed: Andmete kättesaadavus ja iseloom (ruumiline ja temaatiline skaala) määrab ÖST hindamise mudelite valiku. Näiteks kõrge ruumilise ja temaatilise resolutsiooniga andmete olemasolul saab kasutada keerulisemat protsessipõhist mudelit.

Huvirühmade kaasamine: Viitab kaasamise astmele, st mil määral soovitakse ÖST hindamisse kaasata laiemat üldsust. Näiteks, kui huvirühmade kaasamine on projekti põhiline nõue, võib kasutada alt-üles ja kaasava hindamise tööriistu.

Väljund: ÖST hindamise tulemus võib olla kvalitatiivne või kvantitatiivne ja on otseselt seotud andmevajaduse ja mudeli valikuga. Kvanitatiivne väljund nõuab tavaliselt detailseid andmeid ja matemaatilist mudelit, small ajal kui kvalitatiivse tulemuse võib saada eksperthinnangu ja kvalitatiivse skaala abil.

3.3. Indikaatorid

Oluline samm ÖST raamistiku rakendamisel ÖST biofüüsikaline kvantifitseerimine. Enamikku varustusteenuseid saab otseselt kvantifitseerida. Reguleerivate, tugi- ja kultuuriliste teenuste mõõtmine on keerulisem ning seetõttu on vajalikud indikaatorid või kaudsed andmed (Egoh et al., 2012). Nagu määratleb Wiggering ja Müller (2004), ”Indikaatorid on üldjuhul muutujad, mis annavad koondatud teavet teatud nähtuste kohta”. Robustseid biofüüsikalised indikaatorid on vajalikud mitte üksnes ÖST hindamiseks, vaid ka ÖST pakkumise muutuse hindamiseks ajas. ÖST kvantifitseerimise ja indikaatorite valiku struktureerimiseks on kasutatud DPSIR raamistikku (Drivers – liikumapanevad jõud; Pressures – surve; State – seisund; Impact – mõju; Response – vastumeetmed) (Müller &Buckhard, 2012).

Joonis 3.1. ÖST kontseptsiooni jaoks kohandatud DPSIR raamistik (Müller and Burkhard, 2012).

DPSIR raamistiku järgi tekitavad poliitilised otsused, tootmissüsteemid ja ühiskondlikud arengud (liikumapanevad jõud) survet keskkonnale, mis lõpuks muudab keskkonna seisundit. Selle tulemusena tekkivad mõjud inim- ja looduslikes süsteemides võivad viia muutusteni ökosüsteemi kaupade ja teenuste pakkumises. Ühiskond püüab minimeerida neid mõjusid või kohanduda nendega vastumeetmete abil.

DPSIR raamistik väljendab ka keskkonnaseisundi (ökosüsteemid ja elurikkus) ning inimsüsteemide vahelisi seoseid.  Selle raamistiku järgi peaks ÖST indikaatorid väljendama survetegurite, seisundi ja mõjude vahelisi põhjus-tagajärg seoseid.

Skaala on oluline ka ökosüsteemiteenuste indikaatorite valikul. Enne indikaatorite valikut tuleb hinnata ökosüsteemiteenuste aluseks olevate ökoloogiliste mustrite ja protsesside skaalat (ajalist või ruumilist dimensiooni) (Postchin and Haines-Young, 2016). Enamikku varustusteenustest saab hinnata erinevatel tasanditel, aga osa reguleerivatest teenustest (nt kohalik kliimaregulatsioon või kaitse üleujutuse eest) sõltub tugevalt kohalikust või piirkondlikust kontekstist.

Indikaatorite valiku määravad peamiselt:

• Uuringu teema ja hinnatavad ökosüsteemiteenused
• Uuringu skaala/tasand
• Andmete olemasolu/kättesaadavus

On välja töötatud mitmeid juhiseid ja indikaatorite kogumeid erinevate tasandite jaoks. Toome siin vaid mõned näited:

• Mapping and Assessment of Ecosystems and their Services (Indicators for ecosystem assessments under Action 5 of the EU Biodiversity Strategy to 2020) (Maes et al., 2013): Teine MAES aruanne pakub välja laia valiku CICES klassifikatsioonil põhinevaid ökosüsteemiteenuste indikaatoreid Euroopa Liidu ja liikmesriikide tasandi jaoks.
• Indicators for mapping ecosystem services: A review (JRC scientific and policy reports) (Egoh et al., 2012): Ülevaade ruumiinfost ja indikaatoritest, mida kasutada ökosüsteemiteenuste kaardistamiseks ja modelleerimiseks globaalsel, kontinendi ja riigi tasandil.
• A European assessment of the provision of ecosystem services (JRC scientific and policy reports) (Maes et al., 2011): Indikaatorite kogum ökosüsteemiteenuste hindamiseks, mis põhineb Euroopa tasandil kättesaadavatel ruumiandmetel.

3.4. Ökosüsteemiteenuste hindamise ja kaardistamise metoodikad

Olemasolevad ökosüsteemiteenuste kaardistamise ja hindamise metoodikate puhul võib eristada nelja peamist lähenemist:

1. Biofüüsikalised meetodid;
2. Sotsiaal-kultuurilised meetodid;
3. Majanduslikud meetodid;
4. Eksperthinnangutel põhinev kvantifitseerimine.

3.4.1. Biofüüsikalised meetodid

Biofüüsikalised meetodid on kõige levinumad meetodid nii ökosüsteemiteenuste pakkumise, tegeliku kasutuse kui ka nõudluse hindamiseks. Biofüüsikaline kvantifitseerimine on ÖST mõõtmine biofüüsikalistes ühikutes (nt põhjaveekihti infiltreerunud veekogused, metsas toodetud puit või pinnases salvestunud süsiniku hulk). Seega põhinevad biofüüsikalised meetodid indikaatoritel, kaudsetel andmetel ja biofüüsikalistel mudelitel. Indikaatorid ja biofüüsikalised mudelid võimaldavad lisaks ÖST kvantifitseerimisele hinnata ka ökosüsteemi struktuuri ja funktsioonide seisundit.

ÖST biofüüsikalisel hindamisel tuleb vastata kahele küsimusele:

1. Mida mõõta?
2. Kuidas mõõta?

Mida mõõta?

Kui asjakohaste ökosüsteemiteenuste loetelu on koostatud, tuleb valida indikaatorid nende seisundi ja pakkumise hindamiseks ning jälgimiseks (vt ptk 3.3). Indikaatorite valik sõltub paljudest asjaoludest, nagu näiteks analüüsi eesmärk, sihtrühm, ruumi- ja ajaskaala ning andmete olemasolu. Oluline on indikaatorite valikul ka arvesse võtta, kas neid kasutatakse ÖST pakkumise võime (ÖST potentsiaali ehk varu) või ÖST tegeliku kasutuse hindamiseks. Tegeliku kasutuse indikaatoreid väljendatakse tavaliselt ajaühiku kohta. Näiteks niidu toodetud rohumassi saab mõõta aastas niidetud heina kogusega (t/ha/a). Kogu olemasolevat biomassi varu ei saa siiski niita ja seda väljendatakse t/ha. Kui inimene heina niidab ja kasutab, saab ÖST potentsiaalist ÖST tegelik kasutus (ingl flow) (Burkhard & Maes, 2017).

Kuidas mõõta?

Kui ökosüsteemiteenused ja indikaatorid nende hindamiseks on välja valitud, siis on järgmine samm ÖST varu (potentsiaali) ja tegeliku kasutuse kvantifitseerimine. Burkhard & Maes (2017) eristavad kolm üldist lähenemist: otsesed mõõtmised, kaudsed mõõtmised ja ÖST modelleerimine.

3.4.1.1. Ökosüsteemiteenuste otsesed mõõtmised

Ökosüsteemiteenuste indikaatorite otsesed mõõtmised tähendavad vaatlusi, seiret, uuringuid või küsitlusi. Otsesed mõõtmised on näiteks rohumaa toodetud kogu rohumassi mõõtmine (biomassi produktsiooni hindamiseks) või tolmeldavate putukate koguarvu ja liikide arvu loendamine rohumaal asuval transektil (tolmeldamise hindamiseks).

Otsesed mõõtmised on kõige täpsem viis kvantifitseerimiseks, kuid nõuavad palju aega ja ressursse. Seetõttu saab seda tüüpi mõõtmisi kasutada peamiselt konkreetse ala või kohalikul tasandil. Mõnel juhul, kui sobivaid indikaatoreid mõõdetakse juba mõnel muul eesmärgil (nt teravilja- või puidutoodangu statistika), saab neid andmeid kasutada ka vastavate ökosüsteemiteenuste hindamiseks.

3.4.1.2. Ökosüsteemiteenuste kaudsed mõõtmised

Ka kaudsed mõõtmised annavad biofüüsikalise väärtuse, aga nende kasutamisel ÖST hindamiseks on vajalik täiendav tõlgendamine, teave seoste kohta või andmetöötlus.

Kaugseire abil kogutud andmed (nt taimkatte indeksid või pinnatemperatuur) on hea näide kaudsetest mõõtmistest. Enamasti ei koguta neid andmeid ÖST hindamiseks, kuid kui seosed mõõdetavate parameetrite ning ökosüsteemi funktsioonide ja protsesside vahel on teada, siis saab neist tuletada ökosüsteemiteenuste väärtused. Näiteks sõltub erosioonikaitse taimestiku olemasolust, hulgast ja tüübist, mille kohta annavad teavet taimkatte indeksid, nagu näiteks NDVI (Normalized Difference Vegetation Index).

Maakatte või elupaikade kaartide kasutamist ökosüsteemiteenuste pakkumise potentsiaali või tegeliku kasutuse hindamiseks võib lugeda kaudseks meetodiks. Enamasti leitakse iga ökosüsteemiteenuse keskmine väärtus maakattetüüpide kaupa (nt Eesti rannaniitude keskmine biomassi toodang on 3050 kg/ha kuivbiomassi). Ökosüsteemiteenuste keskmised väärtused leitakse kas teaduskirjanduse või välitööde põhjal. Neid väärtusi saab edasi siduda maakatteühikutega kaardil, teostamaks ruumilist analüüsi.

Kaudsed mõõtmised on tavaliselt ressursitõhusam strateegia ökosüsteemiteenuste hindamiseks. Lisaks uuendatakse Maa vaatlussüsteemide andmeid regulaarselt, mis võimaldab hinnata muutuste kiirust ökosüsteemiteenuste pakkumises ja kasutuses.

3.4.1.3. Ökosüsteemiteenuste modelleerimine

Mudelid on ökoloogiliste süsteemide simulatsioonid. Kui otseseid ega kaudseid mõõteandmeid ei ole, saab ökosüsteemiteenuste pakkumise ja nõudluse hindamiseks kasutada asendusandmetena muid ökoloogilisi andmeid.

Ökosüsteemiteenuste mudelite kasutamise eelis on võimalus sisendandmete muutmise abil luua hüpoteetilisi stsenaariume maahoolduse, maakatte muutuste, kliimamuutuste jne kohta, et ennustada nende võimalikku mõju ökosüsteemiteenuste pakkumisele.

3.4.2. Sotsiaal-kultuurilised meetodid

Sotsiaal-kultuuriliste meetodite eesmärk on enamasti hinnata inimeste eelistusi ökosüsteemiteenuste osas, jättes kõrvale rahalise hindamise. Ökosüsteemiteenuste nõudluse ja pakkumisega seotud inimeste väärtushinnangute ja arusaamade hindamiseks ning kaardistamiseks on terve rida meetodeid, mis põhinevad sotsiaalsete vajaduste ja eelistuste väljatoomisel. On oluline teha vahet sotsiaal-kultuurilistel meetoditel ja sotsiaal-kultuurilistel ökosüsteemiteenustel. Sotsiaal-kultuurilisi meetodeid kasutatakse kolme tüüpi ökosüsteemiteenuste – varustus-, reguleerivate ja kultuuriliste teenuste – kvantifitseerimiseks ning kaardistamiseks. Selleks on erinevaid metoodikaid, millest siin mainime kolme: eelistuste hindamine, PPGIS ja ajakasutuse hindamine.

Eelistuste hindamine: Eelistuste hindamise puhul hinnatakse inimeste väärtushinnanguid, arusaamu, teadmisi, ökosüsteemiteenuste pakkumist, kasutamist ja nõudlust “traditsiooniliste” sotsiaal-kultuuriliste meetoditega: (ökosüsteemiteenuste) järjestamine, eelistustel ja hinnangutel põhinevad hindamised, avatud või valikvastustega küsitlused.

Kaasav kaardistamine ja hindamine (Participatory Mapping and Assessment – PPGIS): PPGIS metoodikate puhul kasutatakse väga lihtsaid GIS lahendusi, tavaliselt veebipõhise platvormi kaudu. Ökosüsteemiteenuste kontekstis saab PPGISi abil hinnata ökosüsteemiteenuste ruumilist jaotumist kohalike teadmiste, eelistuste või arusaamade põhjal. PPGIS lähenemine on integreeriv ja ruumilise väljundiga, võimaldades pakkumise ja nõudluse ruumilist võrdlust. PPGIS lahenduste kaudu saavad kasutajad tavaliselt märkida punkti või alal kaardil ning vastata küsitlusele ühe või mitme ökosüsteemiteenuse pakkumise ja nõudluse kohta.

Ajakasutuse hindamine: Ajakasutuse hindamisel on aeg ökosüsteemiteenuse väärtuse kaudne näitaja. Inimestelt küsitakse, kui palju aega nad oleksid valmis investeerima ühe või teise ökosüsteemiteenuse kvantiteedi või kvaliteedi muutmiseks. Sarnaselt maksevalmidusel põhinevate lähenemistega põhineb ajakasutuse hindamine valmidusel investeerida aega.

3.4.3. Majanduslikud meetodid

Ökosüsteemiteenuste kaardistamise ja hindamise majanduslike meetodite eesmärk on kvantifitseerida (rahalises mõttes) hüvesid, mida ühiskond saab ökosüsteemiteenustest.   Majanduslike väärtuste ruumilisi erinevusi saab hinnata kaardistamise abil. Ökosüsteemiteenuste majanduslik hindamine on väga keeruline valdkond ja selle kohta on ka palju spetsiifilist kirjandust. Majandusliku hindamise sügavamaks mõistmiseks soovitame lugeda: Brander and Crossman (2017). Ökosüsteemiteenuste majanduslikud hindamismeetodid toetavad otsustusprotsesse, milles kaalutakse mitut erinevat (juhtimis-, projekti- või poliitilist) varianti. Paljudest olemasolevatest majanduslikest meetoditest nimetame siin näitena kolme: kulutõhususe analüüs, kulu-tulu analüüs ja mitmekriteeriumiline analüüs.

Kulutõhususe analüüs (Cost-effectiveness analysis – CEA): Kulutõhususe analüüs võrdleb alternatiivseid variante nende kulude alusel. Kaalutavatel variantidel on sama eesmärk ja kõiki kulusid saab väljendada rahas.   Kulutõhususe analüüs leiab madalaima kuluga variandi. Ökosüsteemiteenuste kontekstis on CEA suhteliselt piiratud lähenemisviis, sest sageli ei saa ökosüsteemiteenuste puhul ühtset eesmärki seada.

Kulu-tulu analüüs (Cost-benefit analysis- CBA): Kulu-tulu analüüsi kasutatakse tihti, kui on vaja hinnata mitut erinevat planeeringu- ja poliitilist lahendust, mille puhul kõik mõjud saab hinnata rahasse. CBA võtab arvesse ja võrdleb kaalutavate variantide kõiki kulusid ja tulusid. Rakendades seda lähenemisviisi ökosüsteemiteenuste puhul, hinnatakse erinevate planeeringu- ja poliitiliste lahenduste negatiivseid (kulusid) ja positiivseid mõjusid (tulusid) ökosüsteemiteenustele, kuid see nõuab põhjalikke teadmisi ökosüsteemiprotsessidest.

Mitmekriteeriumiline analüüs (Multi-criteria analysis – MCA): Mitmekriteeriumilist analüüsi kasutatakse tavaliselt juhul, kui teatud variandi kõiki kulusid ja tulusid ei ole võimalik rahasse hinnata. MCA peamine idee on võimaldada erinevate eesmärkide (või kriteeriumide) integreerimist neile kõigile rahalist väärtust omistamata. Mitmekriteeriumilist analüüsi kasutatakse erinevate variantide eelisjärjestamiseks otsustusorgani seatud kriteeriumide alusel.

3.4.4. Ökosüsteemiteenuste eksperthinnangu põhine kvantfitseerimine

Kuid muid andmeid napib, võib ökosüsteemiteenuste pakkumise, tegeliku kasutuse ja nõudluse hindamiseks kasutada eksperthinnanguid. Eri valdkondade ekspertide kaasamine võimaldab paremini mõista liikumapanevate jõudude, survetegurite, seisundi, mõjude ja vastumeetmete vahelisi keerulisi seoseid ökosüsteemiteenuste pakkumise, kasutuse ja nõudluse süsteemis.

Eksperthinnangu põhisel hindamisel leitakse ÖST pakkumise ja nõudluse hinnangud ekspertide arutelu tulemusena. Kui biofüüsikalised või muud andmed ei ole kättesaadavad, on otstarbekas kasutada ÖST hindamiseks eksperthinnanguid.

Eksperthinnangute põhist kvantifitseerimist koos maatriksiga kasutatakse tavaliselt ökosüsteemiteenuste kaardistamiseks (vt ptk 3.5). Nende kahe meetodi kombinatsioon on kulutõhus viis usaldusväärsete kaartide saamiseks.

Tavaline meetod ÖST pakkumise kvantifitseerimiseks eksperthinnangute abil on suhteliste väärtuste kasutamine: Ekspertidel palutakse ÖST pakkumist hinnata suhtelises punktiskaalas, nt 1-st 5-ni.

3.5. Ökosüsteemiteenuste kaardistamine

Nagu selgitatud peatükis 3.3, varieerub ÖST kvantifitseerimiseks kasutatavate indikaatorite mõõtkava. Seetõttu sõltub ökosüsteemiteenuste kaardistamise resolutsioon indikaatorite arvutamiseks kasutatud biofüüsikaliste mudelite ja kättesaadavate andmete ruumilisest mõõtkavast (Maes et al., 2011).

Samamoodi nõuavad erinevad ökosüsteemiteenused, mis on seotud erinevate biofüüsikaliste protsessidega, spetsiifilisi teemakaarte, et täpselt tabada ökosüsteemi funktsioonide ruumiline iseloom. Näiteks on mullaga seotud teenuste, nagu nt süsiniku sidumine või toitainete säilitamine mullas, iseloomustamiseks vaja mullakaarti. Teiselt poolt kirjeldab varustusteenuseid, nagu näiteks loomasööt või puit, kõige paremini maakatte-, elupaikade või metsatüüpide kaart. Seoses sellega on oluline kindlaks teha, milline on ökosüsteemiteenuste kaardi kaardistatav ehk teenust pakkuv ruumiüksus (service providing unit – SPU). Burkhard et al. (2014) määratleb selle üksuse “ökosüsteemiteenuse allikaks oleva ruumiüksusena (Syrbe & Walz, 2012), mis hõlmab kogu ökosüsteemiteenuse pakkumiseks vajalikku organismide ja tunnuste hulka hulka (Vandewalle et al., 2009) ja ka eluta ökosüsteemikomponente (Syrbe & Walz, 2012) ning on piisava ulatusega ökosüsteemiteenuse pakkumiseks (Crossman et al., 2013)”. Kaardistamisüksused tuleks hoolikalt valida ja need peaksid vastama nende geobiofüüsikalise allika tasandile/mõõtkavale (Burkhard et al., 2014), et vältida ruumilisi mittevastavusi, mis võiksid põhjustada ökosüsteemiteenuste kvantifitseerimise valesti tõlgendamist ja eksitavaid tulemusi.

Üldiselt võib ÖST kaardistamismeetodid jagada viide kategooriasse (Burkhard & Maes, 2017):

1. Maatriks: Maakatteklasse kasutatakse ÖST pakkumise kaudsete näitajatena. Iga maakatteklass on seotud ÖST keskmise väärtusega (neid andmeid saadakse tavaliselt statistilistest andmebaasidest või teaduskirjandusest).
2. Maatriks eksperthinnangutega: Maakatteklassid on seotud ÖST väärtustega, mis on leitud ekspertide paneeli hinnangute põhjal (vt ptk 3.4.4).
3. Põhjuslikud seosed: ÖST hinnatakse ruumiliselt ÖST ja ruumiinfo teadaolevate seoste põhjal. Näiteks saab rohumaa toodetud biomassi hulka hinnata erinevate piirkondade saagistatistika, mullaviljakuse ja reljeefi andmete põhjal.
4. Algandmete ekstrapoleerimine: Väliuuringute käigus kogutakse otsesed mõõteandmed või algandmed, mis on seotud kindlate ruumiüksustega. ÖST väärtused ekstrapoleeritakse nende põhjal.
5. ÖST mudelid: Välitöödel kogutud ÖST andmete, kirjanduse info ja statistika kombineerimisel on võimalik luua mudeleid, mis ennustavad ÖST pakkumist erinevate stsenaariumide korral. Neid mudeleid ruumiüksustega seostades saab näidata ÖST pakkumist või nõudlust ruumis. 

Ökosüsteemiteenuste kaardistamine on keerukas protsess, mis nõuab andmeid eri tasanditelt. Seetõttu on vaja paindlikku metoodikat, mis hõlmaks kõiki võimalikke biofüüsikalisi mudeleid, andmevajadusi ja kaardistamise tasandeid. Mitmetasandilise lähenemise  (joonis 3.2) korral lisab iga tasand kaardistamise keerukust, kasutab detailsemaid andmeid ja nõuab rohkem ekspertteadmisi:

1. kaardistamise tasand: See on kolmest tasandist lihtsaim. Esimesel tasandil kasutatakse ÖST pakkumise ja nõudluse kaardistamiseks maakasutuse ja maakatte andmeid (Land Use and Land Cover – LULC). LULC kaardid kombineeritakse sageli taimkatte ja elupaikade kaartidega. Nende kaardiandmete põhjal hinnatakse ökosüsteemiteenuste suhtelist hulka.
2. kaardistamise tasand: Teisel tasandil seotakse eelnevalt koostatud LULC ja/või taimkatte ja elupaikade kaardid ÖST pakkumist iseloomustavate andmetega (nt kohapõhised andmed, teaduskirjandusest või statistikast pärist andmed). Kaartide seostamine ÖST andmetega võimaldab ÖST kvantifitseerimist erinevates kohtades ja tasanditel. Teise tasandi kvantifitseerimine nõuab algtasemel GIS andmetöötlust.
3. kaardistamise tasand: Kolmas ja kõige detailsem kaardistamise tasand hõlmab ökosüsteemiteenuste aluseks olevate biofüüsikaliste protsesside modelleerimist. Mudelites kombineeritakse biootilised ja abiootilised keskkonnanäitajad, et ennustada ökosüsteemiteenuste ruumilist levikut ja hulka. Kolmas tasand nõuab keerukat GIS andmetöötlust ja süvateadmisi modelleeritavatest protsessidest.

Joonis 3.2. ÖST kaardistamise tasandite valikut suunav otsusepuu (Allikas: Burkhard & Maes, 2017).

3.6. Nõudluse hindamine ja kaardistamine

Nõudlus jääb ökosüsteemiteenuste kaardistamisel ja hindamisel sageli tähelepanuta. Siiski peaks ökosüsteemiteenuste nõudluse kaardistamine olema põhikomponent ökosüsteemiteenuste raamistiku rakendamisel ja seejuures tuleks võtta arvesse mitmeid olulisi aspekte:

• Ökosüsteemiteenuste pakkumise ja nõudluse asukohad ei lange tihti kokku. Sageli asuvad ökosüsteemiteenuste kasutajad kaugel eemal nende teenuste allikast. Järelikult tuleb nõudlust ökosüsteemiteenuste järele kvantifitseerida ja kaardistada ning hinnata teenuste reaalset kasutamist (nn ÖST voogu pakkumise ja nõudluse vahel). Burkhard et al. (2014) määratleb pakkumise ja nõudluse vahelised ruumilised seosed järgnevalt:
  • In situ: Pakkumine ja nõudlus esinevad samas kohas.
  • Paljusuunaline: Ökosüsteemiteenust toodetakse ühes kohas, kuid kasu saab sellest kogu ümbruskond (ilma kindla suunata). See on nii paljude reguleerivate teenuste puhul.
  • Suunatud: Esineb selge suunatud ökosüsteemiteenuse voog teenuse allikast alale, kus asuvad teenuse kasutajad.
  • Sidumata: Ökosüsteemiteenuse kasusaajad asuvad teenuse allikast kaugel eemal.
• Ökosüsteemiteenuste pakkumine ja nõudlus võivad esineda erinevatel ruumilistel tasanditel ja nendega seotud ruumiüksused ei ole tihti samad. Alad, kus ökosüsteemiteenuseid kasutatakse, ei ole sageli seotud ökosüsteemide või geobiofüüsikaliste üksustega. Tihti asuvad ökosüsteemiteenuste kasutajad linnades ja asulates.
• Ökosüsteemiteenuste pakkumise kvantifitseerimiseks kasutatakse harva samu indikaatoreid ja/või meetodeid, kui samade ökosüsteemiteenuste nõudluse kvantifitseerimiseks. Enamasti ei saa nõudlust otse mõõta, mistõttu hinnatakse seda kaudsete andmete (nt rahvastiku tihedus või elamute tihedus) põhjal. Paljudel juhtudel kasutatakse ÖST nõudluse mõõtmiseks sotsiaalseid meetodeid (vt ptk 3.4.2), mille puhul küsitakse selle kohta otse teenuse kasutajatelt.

Loengu “Ökosüsteemiteenuste kaardistamine ja hindamine” slaidid (inglise keeles)

Täiendavat lugemist:

Brander, L.M., Crossman, N.D., 2017. Economic quantification. In Burkhard, B. and J. Maes (eds).  Mapping Ecosystem Services. Pensoft Publishers Ltd, Sofia.

Burkhard, B., Kandziora, M., Hou, Y., Müller, F., 2014. Ecosystem service potentials, flows and demand–concepts for spatial localisation, indication and quantification. Landsc. Online 34, 1–32.

Burkhard, B. and J. Maes (eds), 2017.  Mapping Ecosystem Services. Pensoft Publishers Ltd, Sofia

Crossman, N.D.; Burkhard, B.; Nedkov, S.; Willemen, L.; Petz, K.; Palomo, I.; Drakou, E.G.; Martín-Lopez, B.; McPhearson, T.; Boyanova, K.; Alkemade, R.; Egoh, B.; Dunbar, M. Maes, J., 2013. A blueprint for mapping and modelling ecosystem services. Ecosystem Services 4: 4-14.

Egoh, B., Drakou, E.G., Dunbar, M.B., Maes, J., Willemen, L., 2012. Indicators for mapping ecosystem services: a review. Report EUR 25456 EN. Publications Office of the European Union, Luxembourg

Kienast, F., Helfenstein, J., 2016. Modelling ecosystem services. In M. Potschin, R. Haines-Young, R. Fish, & R. K. Turner (Eds.), Routledge handbook of ecosystem services (pp. 144-156). Abingdon: Routledge.

Maes, J., Paracchini, M.L., Zulian, G., 2011. A European Assessment of the Provision of Ecosystem Services: Towards an Atlas of Ecosystem Services. Publications Office of the European Union, Luxembourg, doi:10.2788/63557, p. 81.

Maes, J., Teller, A., Erhard, M., Liquete, C., Braat, L., Berry, P., Egoh, B., Puydarrieux, P., Fiorina, C., Santos, F., Paracchini, M.L., Keune, H., Wittmer, H., Hauck, J., Fiala, I., Verburg, P.H., Condé, S., Schägner, J.P., San Miguel, J., Estreguil, C., Ostermann, O., Barredo, J.I., Pereira, H.M., Stott,A., Laporte,V., Meiner,A., Olah, B., Royo Gelabert, E., Spyropoulou, R., Petersen, J.E., Maguire, C., Zal, N., Achilleos, E., Rubin, A., Ledoux, L., Brown, C., Raes, C., Jacobs, S., Vandewalle, M., Connor, D., Bidoglio, G., 2013. Mapping and Assessment of Ecosystems and their Services. An Analytical Framework for Ecosystem Assessments Under Action 5 of the EU Biodiversity Strategy to 2020. Publications Office of the European Union, Luxembourg, 57 p

Müller, F., Burkhard B., 2012. The indicator side of ecosystem services. Ecosystem Services 1, 26-30.

Potschin, M., Haines-Young, R., 2016. Defining and measuring ecosystem services. In: Potschin, M., Haines-Young, R., Fish, R., Turner, R.K. (Eds.), Routledge Handbook of Ecosystem Services. Routledge, Taylor & Francis Group, London; New York, p. 2016.

Syrbe, R.-U.,Walz U., 2012. Spatial indicators for the assessment of ecosystem services: providing, benefiting and connecting areas and landscape metrics. Ecological Indicators 21, 80–88.

Vandewalle, M., Sykes, M.T., Harrison, P.A., Luck, G.W., Berry, P., Bugter, R., Dawson, T.P., Feld, C.K., Harrington, R., Haslett, J.R., Hering, D., Jones, K.B., Jongamn, R., Lavorel. S., 2009. Review paper on concepts of dynamic ecosystems and their services. The Rubicode Project Rationalising Biodiversity Conservation in Dynamic Ecosystems. http://www.rubicode.net/rubicode/RUBICODE_ Review_on_Ecosystem_Services.pdf (Date: 17.10.2013).

Wiggering, H., Müller, F. (Eds.), 2004. Umweltziele und Indikatoren. Springer, Berlin/Heidelberg/New York, p. 670.