Global trade, food production and ecosystem support - DiVA portal

3 downloads 2010 Views 4MB Size Report
which global trade has changed the mix of inputs to food and feed, and how this ..... that exists today with respect to the use of ecosystem support and services.
         

Global trade, food production and ecosystem support:  Making the interactions visible

Lisa Deutsch    Doctoral Thesis in Natural Resource Management                         

      Department of Systems Ecology  Stockholm University  106 91 Stockholm, SWEDEN  Stockholm 2004 

  Doctoral dissertation 2004  Lisa Deutsch  Department of Systems Ecology  Stockholm University  SE‐106 91 Stockholm  Sweden                                                        © 2004 Lisa Deutsch  ISBN 91‐7265‐923‐8  Printed in Sweden by Intellecta DocuSys AB, Solletuna  Layout by Robert Kautsky, Waller & Kautsky Media, Stockholm    Cover art (back and front) by Sandy Corley  ([email protected]

       

I would like to dedicate this to Eunie  – thanks for my roots.  Pears. Grape Kool‐Aid. PBJs. Soda on my stings. Kisses.  You taught me the love and art of gardening.  Sure do miss sittin’ on the porch with you. 

   

 

We did not inherit the land from our forefathers.  We are borrowing it from our children.    ‐ Amish belief       

Abstract   Modern food production is a complex, globalized system in which what we eat and how  it is produced are increasingly disconnected. This thesis examines some of the ways in  which global trade has changed the mix of inputs to food and feed, and how this affects  food security and our perceptions of sustainability. One useful indicator of the ecological  impact of trade in food and feed products is the Appropriated Ecosystem Areas  (ArEAs), which estimates the terrestrial and aquatic areas needed to produce all the  inputs to particular products.    The method is introduced in Paper I and used to calculate and track changes in  imported subsidies to Swedish agriculture over the period 1962‐1994. In 1994, Swedish  consumers needed agricultural areas outside their national borders to satisfy more than  a third of their food consumption needs. The method is then applied to Swedish meat  production in Paper II to show that the term “Made in Sweden” is often a misnomer. In  1999, almost 80% of manufactured feed for Swedish pigs, cattle and chickens was  dependent on imported inputs, mainly from Europe, Southeast Asia and South America.   Paper III examines ecosystem subsidies to intensive aquaculture in two nations: shrimp  production in Thailand and salmon production in Norway. In both countries,  aquaculture was shown to rely increasingly on imported subsidies. The rapid expansion  of aquaculture turned these countries from fishmeal net exporters to fishmeal net  importers, increasingly using inputs from the Southeastern Pacific Ocean.   As the examined agricultural and aquacultural production systems became  globalized, levels of dependence on other nations’ ecosystems, the number of external  supply sources, and the distance to these sources steadily increased. Dependence on  other nations is not problematic, as long as we are able to acknowledge these links and  sustainably manage resources both at home and abroad. However, ecosystem subsidies  are seldom recognized or made explicit in national policy or economic accounts.   Economic systems are generally not designed to receive feedbacks when the status of  remote ecosystems changes, much less to respond in an ecologically sensitive manner.  Papers IV and V discuss the problem of “masking” of the true environmental costs of  production for trade. One of our conclusions is that, while the ArEAs approach is a  useful tool for illuminating environmentally‐based subsidies in the policy arena, it does  not reflect all of the costs. Current agricultural and aquacultural production methods  have generated substantial increases in production levels, but if policy continues to  support the focus on yield and production increases alone, taking the work of  ecosystems for granted, vulnerability can result. Thus, a challenge is to develop a set of  complementary tools that can be used in economic accounting at national and  international scales that address ecosystem support and performance.    We conclude that future resilience in food production systems will require more  explicit links between consumers and the work of supporting ecosystems, locally and in  other regions of the world, and that food security planning will require active  management of the capacity of all involved ecosystems to sustain food production.

1

Table of contents Abstract ............................................................................................................ 1 Table of contents .......................................................................................... 2 List of papers .................................................................................................. 3 Introduction..................................................................................................... 4 Vulnerability, food production and trade ............................................... 6 Objectives of the thesis .............................................................................. 8 Methods ............................................................................................................ 9 Swedish food consumption and meat production Papers I and II ................................................................................................ 9 Feeding aquaculture growth through globalization – Paper III .......................................................................................................... 12 Indicators of ecosystem performance – Papers IV and V............................................................................................ 14 Discussion ..................................................................................................... 16 Measures to fit globalized production systems and ecological realities ...........17 Conclusions ................................................................................................... 20 References .................................................................................................... 22 Acknowledgements .................................................................................... 27

2

List of papers This thesis is based on the following papers that are referred to in this summary chapter  by their roman numerals. All papers are reprinted with the kind permission of the  copyright holders. 

    I.

    II.     III.

    IV.

    V.

Deutsch, L. and C. Folke. In print. Ecosystem subsidies to Swedish  agricultural consumption, industrial intensification and trade 1962‐1994.  Ecosystems. 

Deutsch, L, and Björklund, J. Made in Sweden ? Re‐defining the Swedish  animal production system. Submitted manuscript. 

Deutsch, L, Gräslund, S, Folke, C, Troell, M, Huitric, M, Kautsky, N, and  Lebel, L. Feeding aquaculture growth through globalization: exploitation  of marine ecosystems for fishmeal. Manuscript.  

Deutsch, L, Jansson, Å, Troell, M, Rönnbäck, P, Folke, C, and Kautsky, N.  2000. The ʺecological footprintʺ‐ communicating human dependence on  natureʹs work. Ecological Economics 32:351‐355. 

Deutsch, L, Folke, C, and Skånberg, K. 2003. The critical natural capital of  ecosystem performance as insurance for human well‐being. Ecological  Economics 44:205‐217.  

3

         

     

Introduction Ecological systems provide the biophysical foundation for societal development.  They generate the natural resources and ecosystem services supporting human  production and consumption. In most of the world, natural resource problems  are growing. Two billion people depend on the ecosystem services of highly  vulnerable drylands, many marine fisheries have collapsed and others are fully  exploited and vulnerable, and changes in biogeochemical cycles threaten water  supplies and coastal seas in many regions (World Bank 2003). There are many  other examples. Natural resource problems are connected, regionally and  globally, through markets, transboundary pollutants, demands for water flows,  changes in geographic distributions of organisms including pathogens and  invading species, and through national and multinational policies.  Any action to  address them must consider complex tradeoffs.    Because we are dependent on ecosystems for our basic food security we must  assure their continued functioning. Although food production gives rise to just a  portion of the human activities affecting the world’s ecosystems today, food  production methods play a definitive role in the alteration of ecosystems and  their capacity to generate ecosystem services (Björklund et al. 1999, Moberg and  Rönnback 2003). The Green Revolution initiated the industrialization of  agricultural production world wide and food production volumes have  increased dramatically since the 1960s. For example, the volume of cereals has  more than doubled (Rosegrant et al. 2001) and world meat production has more  than tripled (FAOSTAT 2003). The more recent Blue Revolution in aquaculture  (not including aquatic plants) has seen more then seven‐fold increases in  volumes in just the last 20 years (FIGIS 2004, FishStat Plus 2004).     Further, since the 1960s, the economic value of food products traded  worldwide has increased more than ten‐fold (FAO 2000a) to equal USD 442  billion by 2000 (World Trade Organization 2003). Although global agricultural  trade is relatively limited in comparison to total production, it is nevertheless  large. For example, although only 17 % of all wheat production, the largest 

4

export cereal crop, is traded, the absolute size of this trade is equal to the entire  EU domestic wheat market in value (World Trade Organization 2003). Thus,  many are dependent on trade for food and livelihoods.     The expansion of the global food market has resulted in a reshuffling of  resources over the entire globe, providing food and livelihood possibilities where  they may have been previously limited, unavailable or untenable (e.g. food  provision to cities, or the development of aquaculture production through  imports of feed inputs). This market expansion has also been accompanied by  significant changes in ecosystem areas, such as the transformations of the  Brazilian cerrado to soybean fields (Fearnside 2001) and of Thai mangroves to  shrimp farms (Flaherty and Karnjanakesorn 1995).     Environmental impacts related to agriculture are well known. While low‐ input production is not always better, and not all intensification is bad (e.g.,  conservation tillage), intensified crop production has well‐known environmental  impacts that include alterations of biogeochemical flows, use of pesticides, soil  erosion, salinization, groundwater problems, and loss of biodiversity (Bennett  2000, Environment and Development Economics 2001, Matson et al. 1997, Tilman  1999, World Resources Institute 2000). Ecosystem degradation related to  agriculture is expected to continue in the near future, but the FAO asserts that it  will do so at a slower rate than in the past (FAO 2003b).    Within the marine realm, the industrialization of fisheries and aquaculture  production has put similar pressures on coastal ecosystems (Jackson et al. 2001,  Pauly et al. 2002). Today, almost three‐quarters of the worldʹs fisheries are fished  at their biological limits or overfished (Botsford et al. 1997, Burke et al. 2000,  Garcia and de Leiva Moreno 2000, Pauly et al. 2002). As stocks of major  predatory fishes decline (Hutchings 2000, Jackson et al. 2001, Worm et al. 2003)  we are “fishing further down the food web” (Pauly et al. 1998) and “farming up  the food web” for making intensive aquaculture production possible (Naylor et  al. 2000). Meanwhile, intensive aquaculture production has been criticized for  several major, negative environmental effects. These include the net loss of fish  protein in the production of carnivorous species such as salmon and shrimp  (Naylor et al. 2000); deforestation of mangroves and loss of accompanying  ecosystem services (e.g., habitat, storm protection, prevention of coastline  erosion) (Moberg and Rönnback 2003); pollution of surrounding waters with  pesticides, antibiotics and nutrients (Folke and Kautsky 1989, Gräslund 2004). In  other words, there are similarities in both terrestrial and aquatic food production  systems and markets and trade connects them regionally and globally.  5

 

Vulnerability, food production and trade Trade enables the usage of ecosystem areas not otherwise available. Hence, trade  removes the importing nation’s limits on production and consumption (as long  as it can pay for the goods), but the ecological limitations – and, potentially,  ecological damage – still remain in the ecosystems of the exporting regions  (Papers I‐III). In the case where trade is pursued due to local limitations, trade  has allowed us to expand our appropriation, only moved the necessary  ecological support to other nations, it has not removed the net ecosystem support  needed for expanded consumption. In this sense, the global trade system plays a  role in ecosystem dynamics and is even a major driving force that affects the  capabilities of many ecosystems to provide natural resources, ecosystem services  and support (Papers II and III).     It seems that we have currently increased demands on the planet to the point  where ecosystems at are affected a global scale (Steffen et al. 2004, Western 2001,  Vitousek et al. 1997). It has been proposed that humans are the largest  evolutionary force currently (Palumbi 2001), and demand so much from  terrestrial ecosystems that trade offs between agricultural productivity and  economic externalities (such as loss of biodiversity or nutrient leakages) are no  longer exceptions, but the rule (Ashby 2003). A similar situation may be  developing in the oceans through aquaculture (Paper III).  The scale of present  ecosystem changes, as well as potentially synergistic effects of such changes  (Paine 1998), sparked my concern for increased vulnerability in ecosystem  capacity and, thus, for the long‐term capabilities of ecosystems to support food  production for humans.     Farming systems, whether of crops, animal husbandry or fish, are by  definition integrated social‐ecological systems (Berkes and Folke 1998). These  altered ecosystems are not a new phenomenon; humans have been affecting  ecosystems for millennia (Diamond 1997, Jackson et al. 2001, Redman 1999, van  der Leeuw 2000) but are doing so now at a faster pace and at a global scale  (Steffen et al. 2004). Questions of whether, for example, fisheries, pollution, or  climate change are leaving a lasting mark on marine systems do not have clear  cause‐and‐effect answers. Instead, the combined and often synergistic human  pressures, such as emissions of waste and pollutants, removal of biological  organization (e.g. trophic levels, key species), changes in magnitude, frequency  and duration of disturbances including climate change, seem to make ecosystems 

6

more vulnerable to changes that previously could be absorbed (Folke et al. 2004).  As a consequence, ecosystems may suddenly shift from humanly desirable to  less desirable states, i.e., lose their capacity to generate ecosystem services  (Scheffer et al. 2001). Such loss of resilience may lead to severe social and  economic consequences (Folke et al. 2002a).    I feel there is a sense of urgency that ecosystems need to be managed  sustainably.  The scale of the human endeavour has expanded to the point where  ecosystems are so adversely affected, that thresholds of ecosystem resilience may  be breached in more than one place at a time (Folke et al. 2004). Sustainable  management does not mean eliminating human resource use or impacts on  ecosystems (Zabel et al. 2003). It implies using without abusing (Pritchard et al.  2000). It encourages us to realize that we are an integral part of the biosphere and  actively manage as such (Folke 1998). This means that it is in the self‐interest of  consumers to ensure the maintenance of the support capacity of ecosystems that  they depend upon, irrespective of country of origin. Thus, dependence is not a  problem, as long as we are able to manage ecosystems both at home and abroad.     However, the global food system is getting larger and more difficult to  manage. If one cannot see the entire system and/or receive feedback as to  performance due to distances, increased number of partners and time lags, there  is a risk of fragmented, untimely and improper decisions and actions. As a  consequence, unsustainable practices may then be accelerated and bring us closer  to undesirable ecological thresholds and increasing vulnerability.    Hence, I do not propose that trade in itself is an objectionable human activity.  It is the direction, content and context, and associated value systems and  institutional frameworks of trade that will influence its impact on the  environment. Since humans must use natural resources to survive, and trade is  an effective mechanism to distribute goods and services around the globe  (Costanza et al. 1995), we must be clear about the degree of societal dependence  that exists today with respect to the use of ecosystem support and services  (Andersson et al. 1995, Daily 1997, Pauly and Christensen 1995, Vitousek et al.  1986, Vitousek et al. 1997). It is this dependence that is the focus of the thesis:  ‘Global trade, food production and ecosystem support: Making the interactions  visible’.    

7

Objectives of the thesis  

The overall objective of my thesis is to illuminate the interactions between  ecosystem support and food production systems enabled by global trade, both  spatially and temporally, and relate these interactions to present indicators and  policies ‐ with the ultimate goal of increasing understanding and enabling better  decision making.    In Papers I‐III ecosystem support is quantified. The last two papers (IV and  V) of the thesis discuss and critique the indicators used measure this support and  indicators of ecosystem performance in general. Papers I‐II measure the  ecosystem support areas necessary to support Swedish food consumption and  agricultural production and how they have changed since the 1960s. Paper III  examines the marine support areas necessary for the growth of shrimp  aquaculture in Thailand and the salmon industry in Norway since the mid‐1980s.     Ecosystem support is analyzed in several complementary ways in Papers I‐III.  First, the amount of direct ecosystem support is quantified. For the Swedish  studies, support is estimated by computing the agricultural and marine areas  necessary to produce food goods. For the Norwegian and Thai cases, the trade  flow volumes are compared. Second, changes over time in the size and  composition of ecosystem support are discussed. Third, imports are  differentiated from consumption to quantify levels of external ecosystem  dependence, relate them to the actual local ecosystems providing the resources,  and analyze the evolution and structure of the production system. Fourth, there  is an assessment of current measures of this dependence and of the  environmental effects of intensification of production practices. We are  particularly interested in indicators that internalize, and hence make explicit  imported production as a part of domestic production (a truer accounting of  resource use) and those that reflect ecosystem performance. Lastly, in all the  cases there is an additional discussion of some of the major driving forces behind  changes in production.    As noted above, increasing import dependence is not problematic if we are  managing imported ecosystem capacity sustainably. Papers IV and V discuss  whether present indicators reflect this capacity, including a critique of areal  indicators (Paper IV) and an in‐depth summary of existing Swedish  environmental indicators (Paper V).   

8

Methods   In order to evaluate human dependence on ecological life‐support systems I use  a combination of indicators (Hammer 1991). In Papers I and II I estimate the  appropriated ecosystem areas (ArEAs) used to satisfy consumption demands.  ArEAs in my studies measure the arable land areas upon which crop production  and grazing take place, and the marine areas necessary to produce the fish meal  used in animal feed. (Details on how to calculate ArEAs and sources of data can  be found in Paper I.) Paper III compiles available trade data to quantify trade  flows in tonnes (MT) and map out supply sources for the single resource  fishmeal.    Papers IV and V address the extent to which present indicators capture the  dynamic processes of ecosystem change, the capacity of ecosystems to sustain the  flow of ecosystem services and promotes the development environmental  indicators that focus on the ecosystem performance and resilience. In this thesis, I  use the concept of resilience – the capacity to absorb and respond to disturbance  and reorganize following disturbance, without moving into less desirable states  (Gunderson and Holling 2002, Holling 1973) ‐ as a way to organize thoughts  around ecosystem performance (Carpenter et al. 2001, Folke et al. 2002b).    

Swedish food consumption and meat production Papers I and II In Paper I, Swedish food consumption from 1962 to 1994 is examined to estimate  the ecosystem support needed to sustain it. The study has five main foci (Table 1,  Paper I). First, we estimate total land‐based agricultural consumption. Second,  changes over time in the size and composition of these land areas are discussed.  Third, some of the essentially “hidden” ecosystem support areas subsidizing  animal products’ production from both within and outside Sweden are  differentiated. Here we quantify the animal feed ArEAs, including the marine  ArEAs necessary for fishmeal production. Fourth, we discuss the level of  Swedish society’s interdependence in the global agricultural market, as well as  whom Sweden is dependent upon. Finally, the consequences of intensification of  agriculture production methods are discussed in relation to areal ArEA  measurements and ecosystem performance.        

9

0 .7

6% 0 .6

29% 0 .5

P ro p o rtio n a l c o n s u m p tio n ch a n g e s

To ta l c o n s u m p tio n ch a n g e s

9%

Ha/capita

1% 0 .4

35%

16% 43%

0 .3

40%

37%

0 .2

11%

14%

0 .1

19%

0 .0

50%

14%

1962 Do me s tic c r o p s

14%

1994 On-f arm f eed c rops

Fo d d e r a r e a s

Imp o r ts

Ex p o r ts

Figure 1. Appropriated ecosystem areas for Swedish food consumption – ha/person 1962 and 1994. Total consumption is the combination of the four basic components: domestic crop production, on-farm feed production, fodder areas and imports, i.e., excluding exports. Proportional consumption is the relative importance of one component of consumption to total consumption. This figure includes net imports of primary equivalents of meat, milk and egg products, and live animals. Marine ArEAs are not included in these estimates. From Paper I.

  Through international trade and intensification of agricultural production  Swedish citizens were able to reduce the total ecosystem areas appropriated for  food consumption by almost one‐third since the 1960s (Fig. 1 ‐ note that the  marine ArEAs are not included in this figure). Swedish inhabitants are highly  dependent on agricultural areas outside their borders for more than one‐third of  their food consumption and the majority of imports are for animal products’  consumption (i.e., meat, milk and egg products) (Paper I). Since the support  necessary for animal products’ consumption was so dominant and the level of  dependence on agricultural areas is even less apparent for indirect consumption,  i.e., those areas needed indirectly to support production as animal feed, we  decided to examine the development of Swedish animal production more closely  (Paper II).    In this second study, we analyzed what ‘domestically produced’ means in  relation to the Swedish animal production system. To do this, we first  10

determined the level of dependency of the Swedish animal production system on  ecosystems inside and outside Sweden for the year 1999, and how this has  changed since the 1960s. Arguing that animal production should be closely tied  to the origin of animals’ feed, we chose to focus on animal feed as our link  between production and ecosystem support. We quantified the agricultural areas  necessary to provide the feed consumed by pigs, cattle, and chickens raised in  Sweden, i.e., the total areas of arable farm land necessary to produce feed crops  on‐farm (including roughage for hay silage and pasture areas), with particular  attention on the inputs necessary for manufactured feeds in Sweden and abroad.  We also estimated the ecological support provided by marine areas for the  fishmeal used as an input in manufactured feeds. This study also addressed the  ecological consequences of the changes in the animal production system in  Sweden and abroad, as well as implications for food safety in Sweden.     The net result of consumption and production changes was that local farm  areas used for animal production have decreased 30% since 1962. A major reason  for this is the proportion of areas used for manufactured feed production, as a  fraction of total animal feed support, increased from one‐fourth to one‐third  between 1962 and 1999. Sweden is highly dependent on foreign ecosystem  support for this type of feed production. In 1999, almost 80% of the agricultural  areas needed to produce feed inputs for manufactured feed were located outside  of Sweden. In fact, today, Sweden would need to increase total animal feed  support areas by approximately 25% above present acreage to be self‐sufficient  in feed. Thus, there are large subsidies provided by other nations and remote  ecosystems that support Swedish meat production. However, present measures  do not recognize the entirety of the modern animal production system, nor its  dependence on foreign ecosystem support via imports. We propose new  measures to expand production system boundaries and increase transparency.    We realize that ArEA measures reveal neither the ecological consequences of  agricultural intensification, nor the capacity of ecosystems to sustain  consumption. We conclude that areal analyses must be combined with other  studies to indicate effects of intensification on ecosystem performance. We,  therefore, include an in‐depth discussion of these effects in both papers.  We  provide a historical summary of the intensification of Sweden’s own agricultural  systems (Table 3, Paper I).  In Paper II, we discuss the ecological consequences of  consumption changes and the change in feed production strategy in Sweden  since the 1960s, including the loss of recirculation of nutrients, landscape  changes, biodiversity loss and the accumulation of heavy metals in Swedish soils. 

11

We also discuss specific environmental effects of production abroad for the two  largest feed inputs: soybeans from Brazil and palm kernels from Malaysia.     The method is insufficient to determine if present consumers and future  generations have increased their food security as they have reduced their use of  agricultural ecosystem areas. However, ArEAs have proven to be an effective  tool to discern the level of food consumption dependent on ecosystems beyond  national borders. The intent of this study was to widen discussion of agricultural  production in Sweden to include production systems in other countries. We can  conclude that Swedish citizens are highly dependent on the capacity of other  nations’ ecosystems to generate resources and services, and should be aware of  this when making consumption and policy choices.    

Feeding aquaculture growth through globalization – Paper III   We study similarly intensive animal production systems in Paper III, the  modern, intensive shrimp and salmon aquaculture industries. As in Paper II, we  concentrate our analysis on feed inputs, but here we limit our focus to one key  protein source, fishmeal. We discuss the production chain of the aquaculture  industry in the global food system and analyze the structure and trade flows. We  have not attempted to analyze remaining portions of the chain, e.g., distribution  and consumption, in detail. We discern the sources of the fishmeal for the two  case studies of Thailand and Norway by mapping out the trade flows of this feed  input between 1980 and 2000. This is the period of major expansion in  commercial shrimp and salmon aquaculture industry that is dominated by these  two countries, respectively. We discuss the expansion of the size, number and  location of marine support areas. Through our analysis, we illuminate some of  the challenges facing aquaculture.     Like the industrialized animal production systems of Sweden (Paper II),  aquaculture has grown into a highly globalized industry. In Paper III, we  identify a pattern of increasing import dependence as the national aquaculture  industries develop. Over the period studied, both nations expanded their level of  imports and dependence on marine ecosystem support of other nations from an  initial level of domestic self‐sufficiency. Fig. 2 of this summary exemplifies our  findings in Paper III. Using Thailand as an example, we analyze fishmeal import  data for several periods. The year 1988 represents the initial stage of the industry  with little fishmeal trade. By 1990, the aquaculture industry had begun to take off 

12

and Thailand became a net importer of fishmeal. Trade data for 1995, are  representative of when the aquaculture industry and fishmeal imports reach  their height. The line graph shows import, export and consumption levels of  fishmeal throughout the entire period of 1980‐2000. For the complete figures for  both Thailand and Norway please see Paper III, Figs. 3 and 4.    

  Figure 2. Imported fishmeal to Thailand 1988, 1990, and 1995, and fishmeal consumption and trade amounts 1980-2000. The amount of fishmeal is in metric tonnes and numbers in parentheses are percentage of total imports. Adapted from Paper III.

  Even nations that have well‐developed fisheries sectors and have, historically,  been net exporters of fishmeal may eventually need to import if demand is great  enough. This was clearly the case for fishmeal trade as the intensive aquaculture  industries developed in Thailand and Norway. We also see that both nations  increased the overall number of import sources of fishmeal (trade partners) to a  maximum in the mid‐90s, but reduced this number somewhat by 2000. By 2000,  both nations had only 3 – 4 key source nations that provide at least 90% of all  imports. Further, both nations expanded the geographic reach of fishmeal  13

provision with the same 3 sources (Denmark, Chile and Peru) complemented by  a regional supplier each (Thailand uses the Rep of Korea and Norway uses  Iceland). Thus, very broadly, in 2000 both had two geographically alternate  sources of supply: 1) the combination of Chile and Peru in South America, and 2)  a regional complement, i.e., Thailand imported from Japan and the Republic of  Korea and Norway imported from Iceland and Denmark.     Previous research has not focused on the size and location of remote marine  ecosystem support. This study illuminates the expansion of the industry enabled  by increased import support and links this support to increasingly distant  sources. The global scope of our findings is then discussed in the context of  sustainable seafood production. Aquaculture has been proposed to contribute to  future protein needs and solving the global fisheries crisis by reducing fishing  pressure (FAO 2003a). We challenge whether the development of intensive  aquaculture will increase seafood production by attempting to substitute  aquaculture farming for sustainable fisheries practices.  Fishmeal trade could be  interpreted as an example of how the global market can enable nations to  increase production beyond national limitations by importing. However, we  question whether this production is in fact increasing overall demands for fish  protein and whether the increased production is facilitated by global fishmeal  trade. Market incentives to produce cash crop species such as shrimp and salmon  are strong, but the present global aquaculture industry lacks incentives to  account for ecosystem support and capacity.  Thus, it is currently difficult to see  how the growing aquaculture industry will be able to provide the sorely needed  reduction of fishing pressure.

Indicators of ecosystem performance – Papers IV and V   To bring scientific evaluation into the policy arena and raise consumer awareness  of ecosystem support, we need ecologically‐grounded tools with communicative  power. Paper IV discusses the calculation methods and applications of areal  indicators such as the ArEAs. Like all indicators the ArEA has its limitations.  Paper I showed that Sweden has decreased the size of the agricultural areas it  uses by one‐third since 1962 through international trade and intensification of  agricultural production. However, these changes in areas did not reflect the  ecological consequences of agricultural intensification. Further, ArEAs are static  measures, contrasting with the view of ecosystems as complex adaptive systems 

14

with non‐linearities, discontinuities, multiple‐stability domains and thresholds  (Carpenter and Cottingham 1997, Holling et al. 1996, Levin 1998). They do not  provide information on the resilience of the system, or how close to thresholds  the support capacity might be (Limburg et al. 2002, Scheffer et al. 2001).     However, we use and will continue to use this measurement because gives a  clearly comprehensible indication of the dependence of humans on large  ecosystem areas for their welfare and survival. This is particularly relevant  today, when people are removing themselves both physically and mentally from  contact with ecosystems (Hansson and Wackernagel 1999) through urbanization  at a scale unheard of in the past, but nevertheless continue to make consumption  choices that impact on these systems. We use this measure to address the pre‐ analytic vision  ‐ the level of understanding that exists before policy objectives  are defined (Daly and Cobb 1989) – in our attempt to foster a worldview of  humans as a part of nature.   Resilience and multiple states

state shift

1

2

3

4

coral dominance

overfishing, coastal  eutrophication

disease, bleaching, hurricane  

algal dominance

clear water

phosphorous  accumulation  in soil and mud

flooding, warming, overexploitation of predators 

turbid water

grassland

fire prevention

heavy rainfall and intense grazing

shrub‐bushland

valuable ecosystem services                        desirable state                 

loss of ecosystem services undesirable state

  Figure 3. Complex ecosystems tend to have more than one state and can slide between states (Scheffer et al., 2001). For example, in 1) the reef is in a state of coral dominance. In 2) the reef is still dominated by corals, but ecosystem resilience is eroding as a consequence of human activities (e.g. fisheries exploitation reduces diversity within the functional group of grazers and eutrophication from human activities on land increases algal growth). Consequently, 3) the system is progressively becoming more vulnerable to disturbances that previously could be absorbed (e.g. hurricanes and diseases). Such 15

events might now push the reef into an undesirable state of algal dominance 4) and cause loss of essential ecosystem services. Adapted from Paper V.

However, we cannot ignore the negative consequences of some production  methods. Additional indicators are needed to comment on the effects of  intensification on ecosystem performance and, thus, resilience in Swedish  agricultural ecosystems. In Paper V, we examine how Swedish national policy  addresses ecosystem performance by doing an inventory and an analysis of the  indicators used by five of the most influential governmental agencies and the  amount of protected areas established in Sweden.    Most of the indicators in Swedish policy tend to address energy and material  flows. A few indicators address the processes of ecosystem performance through  examination of the state of ecosystems or parts of them. Although most of the  existing Swedish sustainability indicators concentrate on the current state of the  system or service, some indicators strive to improve the capacity of ecological  systems to provide ecosystem services. Although Swedish policy deserves praise  for the relative quality of indicators in comparison to fellow EU members,  indicators that better reflect the dynamic capacity of ecosystems are sorely  needed. Thus, we encourage the development of indicators of resilience. These  differ from indicators reflecting the current state of the system or flows of  ecosystem services (Carpenter et al. 2001).  Resilience indicators focus on the  underlying processes and variables that generate and sustain the flows of  services, the ecosystem capacity. We discuss the need to understand complex  ecosystems to avoid an erosion of resilience which could cause a shift from one  ecosystem state to another (fig 3.).  These states are less desirable due to reduced  or increasingly unpredictable provision of ecosystem services or increased  unpredictability.    

Discussion   A major challenge for nations today is to develop and maintain resilient food  production systems. Important qualities of resilient food systems are that they   cause and enable stakeholders to recognize and maintain their links to ecosystem  support, locally and in other regions of the world, and to actively manage  ecosystem capacity in all parts of the production chain in order to assure  sustainable food production. Is has been proposed that there are three major  categories of obstacles to sustainable development: 1) willingness, 2)  understanding, and 3) capacity (Gunderson et al. 2002). My thesis has focused  efforts on increasing our understanding of current food production systems and 

16

the underlying resources upon which they depend, and emphasizing the  importance of links to this support for the design of sustainable food production  systems. To this end, I have analyzed cross‐scale interactions between food  production and ecosystem support made possible by trade and their changes  over time. This analysis elucidates connections to ecosystem support not obvious  before. I argue that these connections were masked because present indicators do  not reflect the globalization of food production. With the term masking I refer to  the delinking of social feedbacks from change in ecosystems (Berkes and Folke  1998). I recommend new and improved measures to internalize imported  ecosystem support and promote the development of indicators to link food  production to ecosystem performance. 

Measures to fit globalized production systems and ecological realities As the examined agricultural and aquacultural production systems became  globalized, levels of dependence on other nations’ ecosystems, the number of  external supply sources, and the distance to these sources steadily increased.  Dependence on other nations is not problematic, as long as we are able to  acknowledge these links and sustainably manage resources both at home and  abroad. However, the observed measures had not sufficiently expanded analysis  beyond the local production site, nor were they directly linked to ecosystem  support. Ecosystem subsidies were not recognized or made explicit in national  policy or economic accounts. We conclude that trade expanded the observed  production systems, but a reliance on old measures kept stakeholders from  seeing this.     In Sweden (Paper I), we found that the ArEAs needed for food imports in fact  increased in relative importance as total consumption areas decreased, so that by  1994, Swedish consumers needed agricultural areas outside their national  borders to satisfy more than a third (35%) of their food consumption needs. As a  result, the amount of total consumption satisfied by domestic production  decreased from three‐quarters to two‐thirds. Further, in Paper II, we see that the  intensification of Swedish animal production was characterized by a reduction in  the use domestic roughages and increased use of manufactured feeds based on  imported inputs. So that in 1999, almost 80% of the agricultural support areas  needed for these feeds was imported.    That Swedes are not self‐sufficient in food production is not necessarily  negative. However, to assure sustainable food production and food safety the  expansion of the entire production system needs to be recognized. We argue that 

17

presently, this is not the case. In Sweden, official self‐sufficiency figures for meat  production were estimated as domestic production minus net consumption, i.e.,  ignoring the large import and export volumes entirely (SCB‐JÅ 2002). Another  measure under scrutiny was Swedish animal feed statistics (SJV 2000). These  state that Sweden produces almost all its own manufactured animal feed for  cows, pigs and chickens. This gives the impression of a domestic product, when  in fact most of the inputs needed to make the feed are imported. Furthermore,  official statistics do not list the country of origin for imports taking place within  the EU, but rather the country of purchase.  Thus for example, palm kernel oil  may be listed as coming from a boreal country (e.g., Germany), when in fact that  nation only serves as a middleman.    For Sweden, we recommend several changes that could better illuminate  links to external support: a revision of self‐sufficiency accounting to include  import and export trade flows; an integration of the level of imported inputs in  production into measures; and provision of data that allow traceability to the  country of origin for products. In addition, a step towards internalizing imported  ecosystem support into policy would be to include some measure of external  ecosystem support in the national environmental goals (detailed in Paper V). The  ArEAs method is one possible measure to quantify this dependency, as it is both  ecologically based and has great communicative power    Trade has also expanded the examined aquaculture production systems.  Thailand and Norway have substituted and/or augmented local sources and  expanded their supply network across the globe (Paper III).  In Thailand, the  level of import dependency rises as well as the number of import sources as the  aquaculture industry develops between 1980 and 2000. While Thailand utilizes  sources from all over the globe, by 2000, this nation was highly dependent on  one major supplier, Peru, for 72% of imports by volume. As for Norwegian  imports of fishmeal, although import dependency did increase over the entire  period, Norway still maintained some level of fishmeal exports between 1980  and 2000. Although there is an increase in the number of fishmeal sources,  northern neighbors dominated import trade flows. For both nations, basically  four nations (Chile, Peru, Denmark, and Iceland) provide over three‐quarters of  imports in terms of volume.   

We utilized UN sources for our examination of the global trade flows of  fishmeal, as historical national data were not readily available. Trade data has  just recently been made available free of charge on the website of COMTRADE 

18

(COMTRADE 2004) that reveals the origin of fishmeal of imports in relation to  trade volumes. This database can be considered a first step to allow linking to  local ecosystems, however, information as to the particular fish species is lacking  here. The major FAO databases (FIGIS 2004, FishStat_Plus 2004) have detailed  information as to fish species, but have not yet linked fish imports to country of  origin. Further, there is no distinction in statistics as to the use of inputs (i.e.,  whether it goes to the aquaculture or poultry industries). And no where were we  able to find global summaries of the status of fish species used in fishmeal tied to  export trade statistics. Although there has been enormous progress in  information provision just since I began my studies, it seems that the global  market has increased its ability access fishmeal faster than the monitoring  agencies capabilities to track and analyze these developments.    Thus, this thesis first proposes a need to develop indicators that can explicitly  track flows of inputs to local areas in an ecologically meaningful manner and link  them together to more clearly define the production system. I propose that the  use of indicators, such as Appropriated Ecosystem Areas, that link consumption  and agricultural production systems to imported ecosystem support are a first  step. However, these indicators do not help decision‐makers to determine if  present consumers and future generations are increasing their food security. Nor  do they include such large indirect subsidies as fertilizers, pesticides, or  machinery that are an integral part of most industrialized production systems.  For although current agricultural and aquacultural production methods have  indeed generated substantial increases in production levels, if they continue to  focus on yield and production increases alone, taking the work of ecosystems for  granted, vulnerability can result (Gunderson et al. 1995, Kasperson and  Kasperson 2001).  Thus, a second step in the improvement of indicators for  resilient food production is to develop measures that comment on ecosystem  performance and make explicit any loss of ecosystem capacity.     Recent efforts to ensure ecosystem health have included the move upwards in  scale to ecosystem level analysis (Pauly et al. 2003, Pikitch et al. 2004, Schindler  1998) and a recognition of unpredictability and complexity as inherent properties  of ecosystems (Levin 1998, Levin 1999). Complex systems thinking creates a shift  from assuming that the world is fairly stable and that ecosystem changes can be  controlled, to a worldview where nature is dynamic and change is an ongoing  process involving uncertainty and unpredictability, and hence cannot be fully  controlled (Limburg et al. 2002, van der Leeuw 2000). This has lead to a focus on  maintenance of resilience in systems.  

19

  Resilience is needed in complex systems to be able to cope with uncertainty  and surprise. It provides risk spreading and insurance and sustains options for  development (Gunderson and Holling 2002). It has been argued that building  resilience in desired ecosystem states is the most pragmatic and effective way to  manage ecosystems in the face of increasing environmental changes (Scheffer et  al. 2001). Operational indicators of resilience are in development (Carpenter et al.  2001; Millennium Ecosystem Assessment (www.millenniumassessment.org);  Gunderson 2000), as discussed in Paper V. We recognize that the development of  these indicators for sustainability is not a straightforward task and this thesis has  only begun this discussion.   

Conclusions Modern food production is a complex globalized system in which what we eat  and how it is produced are increasingly disconnected. This thesis examines some  of the ways in which global trade has changed the mix of inputs to food and  feed, and how this affects food security and our perceptions of sustainability. In  the cases examined in this thesis, food production systems became more  globalized over time. This globalization was characterized by an increase in  dependency on external support for imports and a stretching of the production  chain (Lebel et al. 2002), i.e., increasing both distances to and numbers of input  support sources. Because the present global market system is not designed to  receive feedbacks as to changes in the ecosystems (Waltner‐Toews 1991), I  propose that global trade disconnected producers from input supplies and  consumers from production (Ekins et al. 1994) and thereby masked ecosystem  support. I further propose that masking has reached global proportions today as  food production and consumption systems have internationalized.    Again, dependence on other nations is not problematic, as long as we are able  to acknowledge these links and sustainably manage resources both at home and  abroad. However, ecosystem subsidies are seldom recognized or made explicit in  national policy or economic accounts. Masking of local feedbacks can create  several potential problems for future food production. This thesis has focused on  the first consequence: that we do not recognize our level of dependence on  external ecosystem support, and therefore we do not realize we need to be  concerned about ecosystem performance there. This has implications for  ecosystem performance ‐ unintended effects can take place when consumers are  too far removed from the consequences of production and the effects of incorrect 

20

usage can spill out over at large scales or many locations. Provision of  appropriate information about external ecosystem support and the production  systems of imports could enhance consumer understanding of consequences of  changes in consumption (Carlsson‐Kanyama and Lindén 2001, Myers and Kent  2003).    Masking can also result in food security issues. I argue that we can be  reducing potential future options if we do not actively manage present supply  systems for sustainability. Further, if trade is masked at the global level, then this  can allow losses of capacity at potentially global scales which implies concerns  for world food security. It is time now to start developing indicators that are  systemic, dynamic, and that capture ecosystem performance. Further, such  indicators need to be embedded in an institutional framework, involving users at  several scales that monitor ecosystem performance and reevaluate the indicators  with the objective to sustain resilience and ecosystem services or they will be of  limited use (Berkes and Folke 1998, Carpenter et al. 2001).    Markets are key institutions today (Chichilnisky 2001). With an improved  understanding of ecosystems and the integral role humans have in global  ecosystem management, we can improve institutions to better manage and  ensure ecosystem performance and resilience (Paper V). Trade has the potential  to become an important tool for redistributing resource flows sustainably and  closing the ecosystem support gap around the globe. Further, international trade  has the potential to provide risk spreading to secure the provision of food.  However, at present the increased availability to external natural resources that  we have seen in our studies seems to have essentially provided global open  access (Dietz et al. 2003, Ostrom et al. 1999), i.e., access without sufficient  coupling to consequences and responsibilities. The present international market  system was designed for trading goods and maximizing economic efficiency  with few dynamic links to ecosystem performance (Daly 1991). Thus, in its  present form trade seems to accelerate aforementioned negative ecological  changes, affecting resilience and bringing us closer to thresholds in many  systems… at same time. However, given the proper framework and incentives, it  might also speed up a transition to sustainable production.   

21

References   Andersson, T., C. Folke, and S. Nyström. 1995. Trading with the Environment: Ecology,  Economics, Institutions and Policy. Earthscan, London.  Ashby, J. 2003. Integrating research on food and the environment:an exit strategy from  the rational fool syndrome in agricultural science in B. Campbell and J. Sayer,  eds. Integrated Natural Resources Management: Linking Productivity, the Environment  and Development. CAB International, Jarkarta, Indonesia.  Bennett, A. J. 2000. Environmental consequences of increasing production: some current  perspectives. Agriculture, Ecosystems & Environment 82: 89‐95.  Berkes, F., and C. Folke, eds. 1998. Linking Social and Ecological Systems: Management  practices and social mechanisms for building resilience. Cambridge University Press,  Cambridge.  Björklund, J., K. E. Limburg, and T. Rydberg. 1999. Impact of production intensity on the  ability of the agricultural landscape to generate ecosystem services: an example  from Sweden. Ecological Economics 29: 269‐291.  Botsford, L. W., J. C. Castilla, and C. H. Peterson. 1997. The Management of Fisheries  and Marine Ecosystems. Science 277: 509‐515.  Burke, L., Y. Kura, K. Kassem, C. Revenga, M. Spalding, and D. McAllister. 2000. Pilot  Analysis of Global Ecosystems (PAGE): Coastal ecosystems. World Resources  Institute, Washington D.C. Available at:  http://pubs.wri.org/pubs_pdf.cfm?PubID=3054.  Carlsson‐Kanyama, A., and A.‐L. Lindén. 2001. Trends in food production and  consumption: Swedish experiences from environmental and cultural impacts.  International Journal of Sustainable Development 4: 392‐406.  Carpenter, S., B. Walker, J. M. Anderies, and N. Abel. 2001. From metaphor to  measurement: Resilience of what to what? Ecosystems 4: 765‐781.  Carpenter, S. R., and K. L. Cottingham. 1997. Resilience and restoration of lakes.  Conservation Ecology [online] 1:2. Available at:  http://www.consecol.org/vol1/iss1/art2 .  Chichilnisky, G. 2001. The global environment in the knowledge revolution. Pages 153‐ 193 in V. Hollowell, ed. Managing human‐dominated ecosystems. Missouri Botanical  Garden Press.  COMTRADE. 2004. UN Commodity Trade Statistics Database. Available at:  http://unstats.un.org/unsd/comtrade/dqBasicQueryResults.aspx?cc=08142&px=S2&r=7 64&y=All&rg=1&so=13. United Nations Statistics Division.  Costanza, R., J. Audley, R. Borden, P. Ekins, C. Folke, S. O. Funtowicz, and J. Harris.  1995. Sustainable Trade ‐ a New Paradigm for World Welfare. Environment 37.  Daily, G. C., ed. 1997. Natureʹs Services: Societal Dependence on Natural Ecosystems. Island  Press, Covelo.  Daly, H. 1991. Steady‐State Economics. Island Press, Washington, D.C.  Daly, H., and J. Cobb. 1989. For the Common Good: Redirecting the Economy toward  Community, the Environment and a Sustainable Future. Beacon Press, Boston. 

22

Diamond, J. M. 1997. Guns, Germs, and Steel: The Fates of Human Societies. Norton, New  York.  Dietz, T., E. Ostrom, and P. C. Stern. 2003. The struggle to govern the commons. Science  302: 1907‐1912.  Ekins, P., C. Folke, and R. Costanza. 1994. Trade, environment & development: the  issues in perspective. Ecological Economics 9:1‐12.  Environment and Development Economics. 2001. Special Issue: Agroindustrialization,  international development and the environment. Environment and Development  Economics 6: 415‐531.  FAO. 2000a. The State of Food and Agriculture 2000. World food and agriculture:  lessons from the past 50 years. Food and Agriculture Organization of the United  Nations, Rome. Available at: http://www.fao.org/docrep/x4400e/x4400e00.htm.  —. 2003a. Review of the state of world aquaculture. FAO Fisheries Circular. No. 886,  Rev.2. Pages 95 pp. FAO Inland Water Resources and Aquaculture Service,  Rome. Available at:http://www.fao.org/DOCREP/005/Y4490E/Y4490E00.HTM.  —. 2003b. World agriculture : towards 2015/2030. An FAO perspective. Food and  Agriculture Organization of the United Nations, Rome. Available at:  http://www.fao.org/DOCREP/005/Y4252E/Y4252E00.HTM.  FAOSTAT. 2003. FAOSTAT agricultural database collections. Food and Agriculture  Organization of the United Nations, Rome. Available at:  http://apps.fao.org/cgi‐ bin/nph‐db.pl?subset=agriculture.  Fearnside, P. M. 2001. Soybean cultivation as a threat to the environment in Brazil.  Environmental Conservation 28: 23‐38.  FIGIS. 2004. FAO Fisheries Global Information System. FIDI Dataset. FAO. Available at:  http://www.fao.org/figis/servlet/static?dom=root&xml=index.xml.  FishStat Plus. 2004. Universal software for fishery statistical time series. version 2.3.2000.  FAO Fisheries Department, Fisheries informations, Data and Statistics Unit.  Flaherty, M., and C. Karnjanakesorn. 1995. Marine Shrimp Aquaculture and Natural‐ Resource Degradation in Thailand. Environmental Management 19: 27‐37.  Folke, C. 1998. Ecosystem approaches to the management and allocation of critical  resources. in M. Pace, Goffman, P., ed. Successes, Limitations and Frontiers in  Ecosystem Science. Springer‐Verlag, New York.  Folke, C., S. Carpenter, T. Elmqvist, L. Gunderson, C. S. Holling, and B. Walker. 2002a.  Resilience and sustainable development: Building adaptive capacity in a world of  transformations. Ambio 31: 437‐440.  Folke, C., S. Carpenter, B. Walker, M. Scheffer, T. Elmqvist, L. Gunderson, and C.  Holling. 2004. Regime Shifts, Resilience and Biodiversity in Ecosystem  Management. Annual Review of Ecology, Evolution & Systematics In press.  Folke, C., J. Colding, and F. Berkes. 2002b. Synthesis: Building Resilience and Adaptive  Capacity in Socio‐Ecological Systems. in F. Berkes, J. Colding, and C. Folke, eds.  Navigating Socio‐Ecological Systems: Building Resilience for Complexity and Change.  Cambridge University Press, Cambridge. 

23

Folke, C., and N. Kautsky. 1989. The Role of Ecosystems for a Sustainable Development  of Aquaculture. Ambio 18: 234‐243.  Garcia, S., and I. de Leiva Moreno. 2000. Trends in World Fisheries and their Resources.  The State of World Fisheries and Aquaculture. FAO, Rome.  Gräslund, S. 2004. Chemical use in shrimp farming and environmental implications of  antibiotic pollution. Department of Systems Ecology. Stockholm University,  Stockholm.  Gunderson, L., C. Holling, and S. Light, eds. 1995. Barriers and Bridges to the Renewal of  Ecosystems and Institutions. Columbia University Press, New York.  Gunderson, L., C. S. Holling, and G. Peterson. 2002. Surprises and Sustainability: Cycles  of Renewal in the Everglades. Pages 315‐332 in L. H. Gunderson and C. S.  Holling, eds. Panarchy: understanding transformations in human and natural systems.  Island Press, Washington, D.C.  Gunderson, L. H., and C. S. Holling, eds. 2002. Panarchy: understanding transformations in  human and natural systems. Island Press, Washington, D.C.  Hammer, M. 1991. Marine ecosystem support to fisheries and fish trade. Pages 189‐209  in C. Folke, Kåberger, T., ed. Linking the Natural Environment and the Economy:  Essays from the Eco‐Eco Group. Kluwer Academic Publishers, Dordrecht.  Hansson, C., and M. Wackernagel. 1999. Rediscovering place and accounting space: how  to re‐embed the human economy. Ecological Economics 29: 203‐221.  Holling, C., G. Peterson, P. Marples, J. Sendzimir, K. Redford, L. Gunderson, and D.  Lambert. 1996. Self‐organization in ecosystems: lumpy geometries, periodicities  & morphologies in Walker and Steffen, eds. Global Change and Terrestrial  Ecosystems.  Holling, C. S. 1973. Resilience and stability of ecological systems. Annual Review of  Ecology and Systematics 4: 1‐23.  Hutchings, J. 2000. Collapse and recovery of marine fishes. Nature 406: 882‐885.  Jackson, J. B. C., M. X. Kirby, W. H. Berger, K. A. Bjorndal, L. W. Botsford, B. J. Bourque,  R. H. Bradbury, R. Cooke, J. Erlandson, J. A. Estes, T. P. Hughes, S. Kidwell, C. B.  Lange, H. S. Lenihan, J. M. Pandolfi, C. H. Peterson, R. S. Steneck, M. J. Tegner,  and R. R. Warner. 2001. Historical overfishing and the recent collapse of coastal  ecosystems. Science 293: 629‐638.  Kasperson, J. X., and R. E. Kasperson, eds. 2001. Global environmental risk. Earthscan,  London.  Lebel, L., N. H. Tri, A. Saengnoree, S. Pasong, U. Buatama, and L. K. Thoa. 2002.  Industrial transformation and shrimp aquaculture in Thailand and Vietnam:  Pathways to ecological, social, and economic sustainability? Ambio 31: 311‐323.  Levin, S. 1998. Ecosystems and the biosphere as complex adaptive systems. Ecosystems 1:  431‐436.  Levin, S. A. 1999. Fragile Dominion: Complexity and the commons. Perseus, Reading.  Limburg, K. E., R. V. OʹNeill, R. Costanza, and S. Farber. 2002. Complex systems and  valuation. Ecological Economics 41: 409‐420. 

24

Matson, P. A., W. J. Parton, A. G. Power, and M. J. Swift. 1997. Agricultural  Intensification and Ecosystem Properties. Science 277: 504‐642.  Moberg, F., and P. Rönnback. 2003. Ecosystem services of the tropical seascape:  interactions, substitutions and restoration. Ocean & Coastal Management 46: 27‐46.  Myers, N., and J. Kent. 2003. New consumers: The influence of affluence on the  environment. PNAS 100: 4963‐4968.  Naylor, R. L., R. J. Goldburg, J. H. Primavera, N. Kautsky, M. C. M. Beveridge, J. Clay, C.  Folke, J. Lubchenco, H. Mooney, and M. Troell. 2000. Effect of aquaculture on  world fish supplies. Nature 405: 1017‐1024.  Ostrom, E., J. Burger, C. B. Field, R. B. Norgaard, and D. Policansky. 1999. Sustainability  ‐ Revisiting the commons: Local lessons, global challenges. Science 284: 278‐282.  Paine, R., Tegner, M, Johnson, E. 1998. Compounded Perturbations Yield Ecological  Surprises. Ecosystems 1: 535‐545.  Palumbi, S. R. 2001. Humans as the Worldʹs Greatest Evolutionary Force. Science 293:  1786‐1790.  Pauly, D., J. Alder, E. Bennett, V. Christensen, P. Tyedmers, and R. Watson. 2003. The  future for fisheries. Science 302: 1359‐1361.  Pauly, D., and V. Christensen. 1995. Primary production required to sustain global  fisheries. Nature 374: 255‐257.  Pauly, D., V. Christensen, J. Dalsgaard, R. Froese, and F. Torres, Jr. 1998. Fishing Down  Marine Food Webs. Science 279: 860‐863.  Pauly, D., V. Christensen, S. Guénette, T. J. Pitcher, U. Sumaila, Rashid, C. J. Walters, R.  Watson, and D. Zeller. 2002. Towards sustainability in world fisheries. Nature  418: 689‐695.  Pikitch, E. K., C. Santora, E. A. Babcock, A. Bakun, R. Bonfil, D. O. Conover, P. Dayton,  P. Doukakis, D. Fluharty, B. Heneman, E. D. Houde, J. Link, P. A. Livingston, M.  Mangel, M. K. McAllister, J. Pope, and K. J. Sainsbury. 2004. ECOLOGY:  Ecosystem‐Based Fishery Management. Science 305: 346‐347.  Pritchard, L., C. Folke, and L. Gunderson. 2000. Valuation of ecosystem services in  institutional context. Ecosystems 3: 36‐40.  Redman, C. L. 1999. Human impact on ancient environments. University of Arizona Press,  Tucson.  Rosegrant, M., M. Paisner, S. Meijer, and J. Witcover. 2001. 2020 Global Food Outlook:  Trends, alternatives, and choices. Food, agriculture and the environment  inititative. Pages 17. International Food Policy Research Institute (IFPRI),  Washington, DC, USA.  SCB‐JÅ. 2002. Jordbruksstatistisk årsbok. Statistiska centralbyrån, Stockholm.  Scheffer, M., S. Carpenter, J. A. Foley, C. Folke, and B. Walker. 2001. Catastrophic shifts  in ecosystems. Nature 413: 591‐596.  Schindler, D. W. 1998. Whole‐Ecosystem Experiments:Replication Versus Realism: The  Need for Ecosystem‐Scale Experiments. Ecosystems 1: 323‐334.  SJV. 2000. Jordbrukets foderkontroll 2000. Djurmiljöenheten/Foderkontrollen,  Jönköping. Available at: 

25

http://www.sjv.se/download/SJV/trycksaker/Pdf_rapporter/ra01_18.pdf. Table  27.  Steffen, W., A. Sanderson, J. Jäger, T. PD, B. Moore III, P. Matson, K. Richardson, F.  Oldfield, H. Schellnhuber, B. Turner, and R. Wasson, eds. 2004. Global Change and  the Earth System: A Planet Under Pressure. Springer Verlag, Heidelberg, Germany.  Tilman, D. 1999. Global environmental impacts of agricultural expansion: The need for  sustainable and efficient practices. Proceedings of the National Academy of Sciences  of the United States of America 96: 5995‐6000.  Waltner‐Toews, D. 1991. One Ecosystem, One Food System ‐ the Social and Ecological  Context of Food Safety Strategies. Journal of Agricultural & Environmental Ethics 4:  49‐59.  van der Leeuw, S. E. 2000. Land degredation as a socionatural process. in R. J. McIntosh,  Tainter, J.A., and McIntosh, S.K., ed. The Way the Wind Blows: Climate, History, and  Human Action. Columbia University Press, New York.  Western, D. 2001. Human‐modified ecosystems and future evolution. PNAS 98: 5458‐ 5465.  Vitousek, P., P. Ehrlich, A. Ehrlich, and P. Matson. 1986. Human appropriation of the  products of photosynthesis. BioScience 36: 368‐374.  Vitousek, P., H. Mooney, J. Lubchenco, and J. Melillo. 1997. Human domination of  Earthʹs ecosystems. Science 277: 494‐499.  World Bank. 2003. World Development Report 2003: Sustainable Development in a  Dynamic World: Transforming Institutions, Growth, and Quality of Life. The  International Bank for Reconstruction and Development Available at:  http://econ.worldbank.org/wdr/wdr2003, Washington, DC.  World Resources Institute. 2000. World Resources 2000 ‐ 2001, People and Ecosystems: the  Fraying Web of Life. Elsevier, Amsterdam.  World Trade Organization. 2003. International Trade Statistics 2001. WTO Publications,  Geneva, Switzerland. Available at:   http://www.wto.org/english/res_e/statis_e/its2001_e/stats2001_e.pdf.  Worm, B., H. K. Lotze, and R. A. Myers. 2003. Predator diversity hotspots in the blue  ocean. PNAS 100: 9884‐9888.  Zabel, R. W., C. J. Harvey, S. L. Katz, T. P. Good, and P. S. Levin. 2003. Ecologically  Sustainable Yield. American Scientist 91: 150‐157. 

 

26

Acknowledgements Howie – Guess you started all this! Thanks for encouraging me to get a “real  science” ! ! The opportunity to grow up around the lab musta made its mark on  me. Your dedication to find cures in the lab as well as actively working for  political change in the community has always impressed and inspired me. Can’t  just sit in that ivory tower you gotta get out there and make change happen ! But  most of all thanks a million trillion infinities for spoiling me with a loving patient  listening ear my whole life and your warm smiling Dadda self!  Sandy – You made this possible. Thank you. Got my fightin’ spirit from you, no  doubt ! Thanks for always being there…. even around the back side…. in the  lower parking lot. Thanks for spoiling me with lobster tails for my school lunch.  Thanks for letting me dye my hair fuschia AND wear add‐a‐beads and penny  loafers (… preppy was definitely harder for you). You filled my childhood with  music. You inebriated our home with beauty whether it was your sculptures or a  ‘visually perfect’ dinner. Also, I owe you a huge load of gratitude for creating the  artwork for this thesis just for me. Even though I didn’t say it at the time – as  usual, you just knew it and did it anyway… it’s perfect. Muchissimas gracias.  Christopher and Twyla Cecilia – thanks for giving me your love and patience  and encouraging me to do my work. You two are my true joys ‐ I hope we enjoy  each other this much the rest of our lives. I look forward to that.  Hasse ‐ Thanks for “going on a hike, on your bike,” and “coming to Marina del  Rey, for a …ay”!! You saved me from my reckless self. Hope we can find our  ways together again after all this –  I really look forward to Harleyin’ it ‘cross the  US of A with you !! Thanks for many years of adventures and support. Love you.  Farmor Bibbi – TACK! Tusen miljoner tack för att du alltid ställer upp för oss.   Professors Kerstin and Anders – thanks for all your support and inspiration both  inside and outside academia. It means a lot to me.  Mark ‐ thanks for being the best friend and brother a kid could have had.   You were the wind beneath my wings. I still remember hanging out in the cedar  tree, wandering the woods with Dobie, sitting on the Myrtle House roof shootin’  da hos whit ya! You have a heart of gold. I will always love you.  Twyla and Sidney ‐ thanks for your unwavering support. I miss you.  Morris – Thanks for catfish, hush puppies, BBQ, and sharing your warm soul   and love of the woods.   Vickie ‐ thanks for encouraging and inspiring me to write….oh so long, long ago!  Thanks to the land of my forefathers for the smell of pine needles on a hot sunny day,  little baby lizards, Slippery Rock, whip‐poor‐wills in the nite, cut corn, dogwoods, red  Georgia dirt and of course….sticks and rocks!  Good nite moon….. thank you. 

27

Calle  ‐ I remember our first days at Beijer ‐ your intellect, creativity and work  capacity are just amazing. You’re still an inspiration !  Thanks for taking me into  your group and your faith in me. It has meant a lot. All the open doors and your  support have given me a platform to leap to new heights...hope to see you there!  Miriam ‐ my steadfast and amazing Karamell ! You’re always right there when I  need a friend …with a laugh ... or a latté ... or both!! Doin´a doctorate with you  has been great … especially doin’ Nawlins !! Anybody that can sit and guffaw at  midnite over an Excel table of fisheries stats understands and shares my plight!!  Couldn’a done it without you.. BESOTES! Jorge, thanks for sharing her with me !!  Åsa – pasta down at Bob’s and modelling (ecosystems of course!) was the start of  a wonderful partnership…travelling to Boston and Brazil …touring with  Karamellerna…your joy and enthusiasm kept me going.   Karin – firstly, I am deeply appreciative of your editing skills. You have  tediously plowed through all my manuscripts and answered all my questions. I  am also thankful for your untiring commitment to help me learn when to stop  advocating and let the data talk for themselves! Your sharp intellect and  scientific clarity were almost painful at times, but since I knew it was only done  for my own good, I took it to heart and have learned a great deal from your  critique. Thanks for the precious gifts of your time and wisdom.  Max‐ thanks for making time for me even though your life is already quite full of  ladies who need your time!!  Thanks to all my colleagues at Systems Ecology, CTM, CUL and Beijer for  making me look forward to coming to work (almost) every day!! Maria, Line,  Christina, Thomas special thanks for your smiles and support. Johanna and  Rebecka and Susanne – I sure hope we have the chance to work more together…  real soon. Miguel – un abrazo. Lasse – Stor TAAAAACCCKKKK för all hjälp! ! !     Robert Kautsky – Thank you so much for all your cheerful and professional help  with the graphics for this thesis and for Paper III. Stort TACK !     Financial support was provided by:  European Commission DGXII project number PL9702076, Making sustainability  operational: critical natural capital and the implications of a strong sustainability  criterion (CRITINC).  IHDP 2001 Young Scientist Scholarship. All expenses paid to attend and present  at the Open Meeting of the Global Environmental Change Research Community  in Rio de Janeiro, Brazil. 

28