研究，一部分的特别功能人类与自然耦合系统的反馈研究

一个概念框架，以评估在耦合的人类和自然系统中人类与野生动物的相互作用

• 摘要
• 简介
• 背景和上下文
• 概念框架
• 城市鼠害控制与景观层面反馈:第一步
• 结论
• 对本文的回应
• 致谢
• 文献引用

介绍

城市景观是多样化的(Theobald 2004)，其动态特征影响着生物多样性和野生动物的分布(Savard et al. 2000, DeStefano and DeGraaf 2003, McKinney 2008)。许多研究评估了城市地区人类与野生动物之间的相互作用以及居住活动对野生动物的潜在影响(例如，Lepczyk等，2004年一个，b， Faeth et al. 2005)。然而，很少有研究将人类与野生动物的相互作用与整个景观中更广泛的耦合人类和自然系统过程联系起来，包括人类和自然组件以及它们之间的相互作用(或反馈)(Liu et al. 2007)，特别是在城市生态系统中(Morzillo和Schwartz 2011)。随着人口不断从农村向郊区和城市地区转移(Hobbs and Stoops 2002, McKinney 2002)，有必要更好地理解这种联系。这种理解可能不仅有助于更好地管理城市野生动物和自然资源，而且还有助于深入了解人类在多个空间尺度和不同土地用途之间的决策如何影响和受人类与野生动物之间的相互作用的影响。

背景和上下文

人与野生动物的互动发生在许多背景下，包括娱乐(Marzano and Dandy 2012, Hughes 2013)、狩猎(Morzillo et al. 2009)、生存(Natcher et al. 2012)、交通(Foster and Humphrey 1995)、土地使用(Groepper et al. 2012)和被动欣赏活动(Morzillo et al. 2007, Fuller et al. 2008)。从人类的角度来看，这种互动的范围从积极到消极(Riley et al. 2002)，并导致持续需要评估以管理潜在的人类与野生动物冲突。

对人类与野生动物冲突的研究通常调查预测冲突可能性的生态或社会指标。在生态和社会的例子中，一个物种的种群大小，或一个相关的变量，通常被用作评估野生动物与人类冲突的潜在可能性的自变量。生态学上，野生动物种群的生物学特征被用来作为管理决策的指导(Bolen和Robinson 1999)。例如，在一份论文汇编中，四个主要主题，生态学、人类维度、管理和交通，关注的是在发达景观鹿群管理背景下的种群规模，特别是感知的过剩(尼尔森和波特2011年)。更广泛地说，DeStefano和Deblinger(2005)描述了郊区野生动物管理的三个驱动力:野生动物的数量或密度、人与野生动物的互动类型和个人经验。在那项研究中，生物物理和人类的维度都被考虑了，但被作为独立的实体呈现(DeStefano和Deblinger, 2005)。事实上，一个明确的假设是，人与野生动物的冲突直接受种群规模的影响，对稳定野生动物种群的管理将最大限度地减少人与野生动物冲突的可能性(DeStefano和Deblinger 2005)。

来自社会科学的指标也将野生动物种群规模作为一个独立变量。诸如社会学承载能力(Decker et al. 1985)等指标已被用于理解与野生动物管理相关的利益相关者观点的多样性。例如，文化承载能力是在特定时间内与管理期望的活动水平相关的人口规模(Minnis and Peyton 1985)。野生动物接受能力(WAC)也描述了在给定时间点期望的野生动物数量，这在利益相关者群体之间可能有所不同，管理工作集中在最关注的群体上(Decker and Purdy 1988)。在WAC的基础上，野生动物利益相关者的接受能力考虑了一个物种及其种群规模对多个利益相关者群体的积极和消极影响，试图最大化利益相关者的净社会价值(Carpenter et al. 2000)。适应性影响管理(AIM)进一步关注适应性管理框架内野生动物相关的影响和利益相关者的价值(Riley等，2002年)。无论采用何种衡量标准，生态和社会框架始终将野生动物种群规模描述为人类与野生动物相互作用导致冲突的主要驱动因素。

整合影响人类与野生动物互动的生态和社会因素的概念框架较少。Kennedy和Thomas(1995)以人类与野生动物为例，将自然资源价值描述为自然环境、社会、经济和政治四个系统之间的相互作用。更具体地说，Liu等人(1999)将自然、生态、人类和政策变量之间的相互关系和反馈描述为影响大熊猫栖息地的驱动因素。Liu等人(1999)并未纳入上述的特定社交指标(如WAC)。然而，系统方法允许他们评估多种政策情景对人类人口增长和行为(如木材和薪柴消费)的潜在影响，以及这些行为在景观层面如何影响栖息地(Liu et al. 1999)。虽然这样的例子开始描述人与野生动物之间的联系，但仍有必要更好地理解野生动物、人类行为和耦合的人类与自然系统中的景观之间的反馈。

我们的目标是使用过去研究的例子，特别是在可用的城市系统，来描述在耦合的人类和自然系统中人类与野生动物相互作用的概念框架。过去的研究已经调查了我们在这个框架中提出的许多个体关系，但这些关系的正式集成还没有被提出。本论述包括我们自己正在进行的城市啮齿动物控制行为的研究(Morzillo和Mertig, 2011年)一个，b， Morzillo and Schwartz 2011)，这是本文讨论的动力。与上述框架类似，我们的啮齿动物控制研究结果表明，物种数量和人类对栖息地的变化都在人与野生动物的关系中发挥作用。

我们从与野生动物有关的事件和人类对它们的反应开始讨论。就像AIM (Riley et al. 2002)一样，人类和野生动物之间的关系可能并不依赖于种群规模本身，而是最初和简单地由与物种存在或任何种群规模相关的事件驱动n≥0。为了简单起见，我们将冲突称为人类与野生动物之间的相互作用，人类认为这是消极的。这种冲突是与野生动物相关的有形事件的结果，它导致了由人类反应驱动的影响，从而导致了特定的人类行为。基于AIM (Riley et al. 2002)，我们假设，每一次影响、冲突和由此产生的行为都可能加强和增强人类对野生动物的积极和消极认知，因此，根据特定的野生动物相关事件，对野生动物产生积极和消极的结果。我们描述了这些影响、冲突和行为是如何既不简单也不孤立的。相反，它们是复杂的机制，受更广泛的生态和社会过程以及跨景观反馈的影响和整合。最后，我们描述了我们正在进行的与城市啮齿动物控制相关的人类行为研究，该研究正在探索与本框架中演示的景观级别反馈相关的假设。

概念框架

影响，无论是积极的还是消极的，都是与野生动物有关的事件引起人类反应的结果(图1a;Riley et al. 2002)和特定人类行为的结果(图1b)。人类对事件的反应(积极或消极)和影响产生的行为都会影响野生动物，例如，关于虫害控制的决定(Morzillo和Mertig 2011年)一个，b)，并受到人类特征之间复杂交互作用的影响(图1c)，例如环境价值和价值取向(例如，Fulton等人，1996,Riley等人，2002,Zinn和Pierce 2002, Kaltenborn等人，2012)，对野生动物的态度(例如，Morzillo等人，2007,Krester等人，2009)一个， McDonald et al. 2012, Urbanek et al. 2013)、对观察野生动物的兴趣(例如，Morzillo et al. 2007)、对特定物种的态度(例如，Daniels and Kirkpatrick 2011)、风险感知(Gore et al. 2007)以及其他认知和动机变量(Fulton et al. 1996, Whittaker et al. 2001, Baruch-Mordo et al. 2011, Luther 2013)。总的来说，这些结构相互影响和相互作用，即反馈，形成了人类认知和动机感知的基础，以及人类与野生动物关系的动态，即“基于影响的反馈”(如Manfredo等人，2009年，Decker等人，2012年)，以及野生动物管理作为环境政策一部分的驱动因素(图1d;例如，Mattson and Ruther 2012, Pincetl 2013)。

基于影响的反馈(图1a-d)直接或间接地影响与人与野生动物之间的身体接触有关的人类行为，即“基于行为的反馈”。直接的基于行为的反馈发生在人类观察动物的时候。相反，间接的基于行为的反馈可能更迂回，并作为野生动物的证据存在，如粪便、咀嚼损坏的表面、筑巢材料，或觅食、挖掘或隧道活动造成的景观破坏。其他影响行为的因素包括环境(Koval和Mertig 2004)、野生动物种类(Wittmann等人，1998)、与野生动物互动的频率(Krester等人，2009)一个)，损害程度(Martínez-Espiñeira 2006, Morzillo和Mertig 2011一个)和感知风险(Needham et al. 2004, Batt 2009)。在直接和间接影响的情况下，由此产生的人类行为可能会影响持续存在的动物。杀死一只动物会导致该动物个体当前和未来事件的消除(图1e)，尽管其他个体动物后来可能会居住在该地点，并引发未来的冲突。或者，惊吓动物或固定一个以栖息地为基础的受影响对象，例如，用土壤填满洞穴或重新种植食用的装饰性植被，可能只会导致暂时的解决，动物可能会返回并引发导致进一步影响的新事件。在这种情况下，人类积极地改变了景观特征(图1f, g)。这些人类行为对野生动物的影响是积极的还是消极的取决于人类接触野生动物的动机。

基于行为的反馈，直接或间接(图1e-g)驱动反馈循环，对野生动物产生积极或消极的后果。如果人类对影响的感知是积极的，那么由此产生的人类行为可能会鼓励野生动物继续存在。例如，喂养鸟类和其他物种以及种植特定类型的植被等行为通常被用来吸引和观察野生动物，并创建栖息地(例如，Lepczyk等，2004一个， Horn and Johansen 2013)，即使在感知到的积极动机会对野生动物产生负面影响的情况下，例如，给动物喂食“人类食物”。相反，如果人类对影响的看法是消极的，那么人类的行为可能会阻止或消灭野生动物的存在。例如，人类可能会改变景观，试图从植被和其他特征中击退野生动物，例如鹿(Barras和Seamans 2002, Gilsdorf等人2002,Rondeau和Conrad 2003, Krester等人2009)b)．其他方法包括指导、执行和监测，作为改变人类行为和减少人类与野生动物冲突的机制，随着时间的推移，这些方法可能会成功，也可能不会成功(Baruch-Mordo et al. 2011)。无论如何，正如野生动物所认为的那样，这些人为引起的景观变化将决定动物返回事件发生地的时间(图1g)。也有可能，人类最初认为有利于野生动物的行为，后来会被视为负面反馈。例如，吸引鸟类的努力也可能吸引潜在的不需要的物种，如黑熊(例如，Merkle et al. 2013)。因此，如果基于人类的景观变化不能成功地消除未来与野生动物相关的事件，人类可能会改变其行为，从而产生直接影响，例如死亡率(图1e)。因此，与野生动物相关的事件和互动所产生的反馈可能会随着时间的推移而变化。

发生在精细尺度上的基于影响和行为的反馈是更大系统的组成部分，并受到景观级过程的影响，即“基于景观的反馈”。在我们的框架中，这种基于景观的反馈包括土地利用-景观特征的相互作用，以及自然和社会成分相互作用的影响机制，从而产生跨尺度的反馈动态。土地利用影响景观特征(例如，Turner et al. 2001, Hendrickx et al. 2007, Grimm et al. 2008, Millington et al. 2010)。例如，城市化影响景观格局和过程(McDonnell et al. 1997, Luck and Wu 2002)，并导致与城市化之前存在的景观在生态上非常不同的景观。例如，加利福尼亚州奥克兰的树木覆盖率自城市化前以来已从2%增加到19%，这是由于在发展过程中将草地、灌木和沼泽地转变为穿插的树木(例如，诺瓦克1993年)。这种跨多个尺度的变化可能会增强那些对野生动物具有吸引力的资源的特征。反过来，这些特征增加了野生动物相关事件发生的可能性(图1h)，这些事件因物种和发展模式而异(Krester et al. 2008)。事实上，栖息地变化是城市野生动物管理面临的最大挑战之一(DeStefano和DeGraaf 2003)，因为植被和发展特征的变化会影响城市野生动物的组成(Theobald 2004, Fraterrigo和Wiens 2005, McKinney 2008)，以及潜在的冲突和由此产生的人类行为(Morzillo和Schwartz 2011)。

已经描述了城市景观的生物多样性和其他生态系统过程的趋势(例如，Blair 2004年，McKinney 2008年)。我们的研究表明，人类与野生动物的互动和反馈可能遵循类似的模式(Morzillo和Schwartz 2011)。一个地点必须具备基本的资源需要，例如覆盖物、食物和水，才能被认为是适宜的生境;这些资源的条件影响野生动物的存在(图1g)。在城市景观中，人类和野生动物共享有限的空间，因此很可能在资源使用(即栖息地)上重叠。因此，人类和野生动物通常认为许多相同的资源是有吸引力的(例如，O 'Donnell和DeNicola 2006)。例如，由于营养质量和/或可用性，通常用于景观美化的特定植被类型可能对野生动物具有吸引力(尼尔森和波特2011年)。我们自己的研究表明，非原生植被，如果树，可能为“自然”植被提供遮蔽和食物替代品，并影响景观特征、人类与野生动物冲突和特定物种之间的关系(Morzillo和Schwartz 2011;斯坦伯格et al .,在新闻)．因此，人类对景观特征的决定可以吸引野生动物，如果人类在与野生动物相关的事件之后加强这些特征，那么这些决定是迭代的(Leong 2009)。尽管量化这种假设的反馈循环超出了本文的范围，但评估这种联系的潜力是存在的(例如，VerCauteren等人2006,Burghardt等人2009,Harris等人2012)。

人类和野生动物同时使用资源，并由此产生冲突，分别从人类和野生动物的角度影响景观和栖息地质量，并对野生动物造成致命后果(Morzillo和Mertig 2011年)b)．进一步的调查将增进我们对发展配置、景观规划和规定土地使用的政策如何在不经意间推动了大尺度和细尺度影响之间的联系(图1h, i)。保护野生动物栖息地和人类健康的愿望导致了从地方到全球的政策限制了对野生动物和人类造成伤害的人类行为(图1i)。因此，调节对野生动物有害的人类行为反过来可能影响栖息地资源的质量。

城市鼠害控制和景观层面反馈:第一步

我们到目前为止的结果(Morzillo和Mertig 2011一个，b， Morzillo和Schwartz 2011)和我们的概念框架作为持续探索这个人类和自然系统的起点。尽管存在许多可能的研究轨迹，我们选择了两个新的假设，专注于特定的成分和反馈作为试点分析。第一个假设是，细尺度景观特征影响控制行为的空间变异(图1a-g)。第二个假设是，土地利用历史会影响驱动控制行为的景观特征(图1h)。这两个假设都评估了影响、行为和基于景观的反馈之间的多尺度联系。

我们的研究区域包括加州的两个城区:(1)贝克斯菲尔德的西南部分，(2)靠近圣莫尼卡山国家游乐区(SAMO;贝克斯菲尔德是圣华金河谷(克恩县)南端的一座约35万人口的城市。SAMO横跨文图拉东部和洛杉矶西部的边界，包含了公共开放空间和城郊和城郊发展的混合(参见Morzillo和Schwartz[2011]对研究区域的详细描述)。在这两个地点，当地生物学家观察到鼠害防治产品的非目标影响导致了一些物种的死亡率(Riley等，2007年，McMillin等，2008年)。鼠害控制产品，即“灭鼠剂”，是专门针对啮齿类动物，如老鼠、大鼠、鼠科鼠科等制造的，有各种各样的商品名称和品牌。本研究特别感兴趣的是抗凝剂，其活性化学成分包括溴敌灵、溴敌隆和华法林，它们抑制血液凝结(Amdur et al. 1991)。因此，这一专题与使用有毒物质的政策之间有直接联系。

2007年，本署进行了一项邮寄调查，以取得研究区内居民防治虫鼠行为的资料(n= 2001;贝克斯菲尔德780;萨摩= 1221)。Morzillo和Mertig(2011年)一个，b)提供有关调查邮寄、回执和分析人的维度数据的进一步详情。我们使用ArcGIS 9.3.1(环境系统研究所，Redlands, California, calif)和空间统计来评估住宅啮齿动物控制行为和城市景观变量之间的关系(Morzillo和Schwartz(2011))。这些工作的结果使我们能够开始在我们的概念框架内描述相互关系:

1. 野生动物相关事件(图1a):在两个研究区域，室外观察害虫物种是控制行为最常见的原因，其次是室内观察害虫、景观破坏和财产损失(Morzillo和Mertig 2011年)一个)．
2. 个体的人类特征影响反应和行为(图1a-c):对啮齿类动物的态度相对消极(Morzillo和Mertig 2011年一个)．结果表明，人类可能在与啮齿类动物的个人互动和家庭或个人福利之间建立了认知联系(Morzillo和Mertig 2011一个)，人口关系也会影响反应和行为(Morzillo和Mertig 2011年一个，b)．事实上，初步结果表明，对啮齿类动物的态度和控制行为之间的关系与人类维度文献中的一般趋势相反，即，对野生动物持积极态度的人不太可能参与对野生动物产生消极后果的行为(A. T. Morzillo，未出版的手稿)．因此，除了对野生动物的态度之外，其他的心理和/或动机构建，例如风险感知(Batt 2009)，可能会影响人类对害虫的反应和由此产生的行为。
3. 受冲击影响的行为(图1b):样本量小、不频繁和/或不规律的发生会使人类与野生动物相互作用的研究变得困难。大约一半的受访者表示参与了灭鼠行为，其中许多受访者同时使用物理和化学产品(Morzillo和Mertig 2011年)一个)．啮齿动物控制行为在整个景观中的普遍分布使得跨多个尺度的空间评估成为可能(Morzillo和Schwartz 2011年)。
4. 受影响物种的存在(图1-e):小鼠、大鼠、松鼠和地鼠是受访者最常针对的物种，即，存在驱动反应和影响，以及一些非啮齿动物物种，包括蝙蝠、猫、臭鼬和负鼠(Morzillo和Schwartz 2011年)。此外，非目标影响也影响了居住在该地区的几种大型哺乳动物，它们可能以有毒啮齿类动物为食，包括山猫(猞猁鲁弗斯),土狼(犬属latrans)、美洲狮(彪马concolor)和圣华金金狐(Vulpes macrotis mutica；Riley等人，2003,2007,McMillin等人，2008)。这类事件为灭鼠产品与野生动物之间可能的接触途径提供了证据，尽管因果关系超出了迄今收集的数据范围。很少有受访者报告意识到潜在的非目标影响(Morzillo和Mertig 2011b)．
5. 景观联系(图1f-h):控制行为的变化与发展密度和与自然区域的距离有关(Morzillo和Schwartz 2011)，并对比了早期评估病虫害控制和住所类型(Berkowitz等，2002年)和城市与农村病虫害控制(Adgate等，2000年)的研究结果。此外，空间统计使我们能够确定啮齿动物控制行为自相关的尺度，并发现控制行为集群的证据(Morzillo和Schwartz 2011年)。
6. 与政策的相关性(图1d, i): 2008年美国环境保护署(EPA)的一项联邦裁决现在限制了10种抗凝血灭鼠剂产品在美国的销售和分销(美国环保局，2008年)。新的要求包括最小包装尺寸，对使用、销售和分发地点的限制，以及对户外地上应用诱饵站的强制使用(美国环保局，2008年)。我们的研究开始于2008年判决之前。

我们的第一个假设(细尺度景观特征可能会影响控制行为的空间变异)探索了人类行为、景观特征、栖息地和野生动物存在之间的联系(图1f, g)。作为分析的第一步，我们使用遥感数据来评估景观特征的细节，特别是植被和非植被之间的区别，即不透水表面。利用2012年春夏收集的国家农业影像项目(NAIP)图像，对两个研究区建立了1米的土地覆盖分类。在四个原始图像波段(R、B、G、NIR)、归一化植被指数(NDVI)层和三个纹理度量(均值、方差和熵;Lillesand and Kiefer 2000)。分类是使用大约3000个训练样本创建的，每个类和每个区域用2D光谱散点图识别。类别包括不透水表面/贫瘠，树木，绿草，死草，草地，水，游泳池，和阴影。美国农业部的耕地数据层被用来表示贝克斯菲尔德的耕地。对于SAMO，来自国家水文数据集的水体层被用作水和阴影类之间的准确性评估掩模。使用基于谷歌地球图像的地面观测数据评估了准确性:贝克斯菲尔德的观测数据约为800个，SAMO的观测数据为1000个。kappa系数(K)用于衡量两两的一致性，校正预期的机会一致性(Rosenfield and Fitzpatricklins 1986)，其范围在0(除了偶然预期的一致之外没有一致)和1(完全一致; Lunetta et al. 1991); K > 0.8 represent strong agreement. Classification accuracy was satisfactory for further analysis (Bakersfield: overall accuracy = 90%, K = 0.89; SAMO: overall accuracy = 89.7%; K = 0.88). Based on the land cover classifications described above, we calculated the percentage of nonimpervious surface and the percentage of trees in 30 m by 30 m blocks. We used these data to determine where impervious surfaces were prominent in contrast to vegetation.

Morzillo和Schwartz(2011)认为，鼠害控制行为的“热点”与特定的土地使用有关，例如，高尔夫球场等低密度开发，被认为比周边地区拥有更多的树木覆盖和茂盛的植被，可能会吸引野生动物。例如，高尔夫球场包含与野生动物的积极结果相关的特征，如树木、水(Warnken等，2001年)，尽管野生动物的使用因物种和景观背景而异(例如，White and Main, 2005年，Jones等，2005年)。在贝克斯菲尔德，不透水表面是研究区域某些部分的主要土地覆盖类别(在30米× 30米的地块中高达100%)，特别是在城市中心的东部，以及工业北部和南部(图3a, b)。研究区域中部和西部的高尔夫球场是可能吸引野生动物的树木和绿色植被最集中的来源;城市公园也很突出(图3a, b)。小面积的树木和绿色植被均匀分布在住宅区，特别是在西部相对低密度的发展中。沙澳地区的不透水面分布不均匀，以灌丛和草地为主，穿插在发达地区之间(图4a)。低密度发展和河岸廊道的树木比例最高(图4b)。在这两个地点，控制区的“热点”对应的是树木和不透水面的混合区域，不透水面的密度较低，而树木的密度高于研究区其他部分。对于SAMO来说，最大的对比也照亮了“自然”灌木植被和由于居住区景观而产生的广泛变化之间的边界。

初步分析支持我们的第一个假设(细尺度景观特征影响控制行为的空间变异;图1f, g)，我们的调查正在进行中。未来的计划包括应用额外的生态指标，将生态和社会数据联系起来，特别关注景观对比，例如自然植被和景观植被之间，植被和不透水地区之间。例如，边缘对比被描述为描述景观结构的“通用”指标(Cushman et al. 2008)。边缘对比的重要性因尺度而异，对于野生动物而言，可能不如异质性、多个指标之间的相互作用或碎片化等更复杂的衡量标准重要(例如，Hansson等人1995年，Bolger等人2000年，Kie等人2002年，Rodewald 2002年)。然而，很少有研究将灌木生境中相对较小的野生物种(例如，Langen等人，1991,Crooks和Soulé 1999, Bolger等人，2000)与森林(chalfin等人，2002)进行边缘对比。

我们的第一个假设的结果引导我们提出了第二个假设，即土地利用历史也可能影响驱动控制行为的景观特征(图1f, g, h)。作为分析的第一步，我们组装了时间序列的正射光相照片，以视觉评估我们研究区域内的城市化过程(土地利用影响景观特征;图1小时)。然而，这里只描述了贝克斯菲尔德的初步结果。对于贝克斯菲尔德，除了2010年的彩色图像外，还提供了1994年6月以来的空间分辨率为1米的黑白图像。1994年，与目前贝克斯菲尔德热点相一致的大部分地区都是农业用地或从农业向城市转变的初始阶段，包括目前的一个高尔夫球场(图5)。因此，在过去20年里，热点地区的土地利用可能包括化肥和其他产品的广泛使用，这些产品今天仍然影响着当前植被的特征和质量。专注于可开垦土地遗产的研究表明，促进不同植被-土壤关系的特征可以保持几十年(例如，Steenwerth et al. 2002, Kulmatiski and Beard 2008)，而这些特征并不存在于这些土地上的原生社区中。因此，我们期待着这方面的初步研究。

结论

为了充分探索人类与野生动物互动框架中的反馈，我们有必要进行超出试点假设的研究。未来的假设和这项工作的扩展将包括概念性模型的组成部分，这里没有详细介绍。例如，我们怀疑吸引野生动物的景观特征可能也是吸引人类的景观特征(图1f)。研究表明，在自然环境和城市环境中，人类对特定植被特征的偏好都存在(例如，Ulrich 1986)。在波特兰-温哥华都市圈内接受调查的大多数居民认为，大的成熟树木和带有小径和自然区域的公园在住宅和社区附近是“重要的”。未出版的手稿)．事实上，城市植被和相关指标也与住房价值(例如，Mansfield等人，2005年)和生活质量(例如，Sheets和Manzer 1991年，Dwyer等人，1992年，Jensen等人，2004年)的关系有关。然而，人类与野生动物之间的相互作用如何影响人类对景观特征的感知，或如何驱动直接改变景观特征的人类行为，目前尚不清楚。

我们还怀疑，我们研究区域的土地使用规划反映了对人类有吸引力的景观特征，而这些特征的特征会影响与野生动物相关的事件。这一点在前面各段已作了一定程度的讨论。此外，一些研究表明，社会经济学、植物多样性和城市地区用于景观美化的植被之间存在很强的联系(例如，Hope et al. 2003, Martin et al. 2004, Luck et al. 2009)。在我们的研究(Morzillo和Schwartz 2011)中观察到的控制行为趋势已经假设了这种关系。尽管鼠类虫害问题通常与特定的社会经济特征有关，如过度拥挤和收入低(例如，Jassat等人，2013年)，但偶然观察表明，集中控制行为的地区可能与两个研究地区的特别富裕地区相一致(A. T. Morzillo，未出版的手稿)，但还没有对这两个地区进行定量测量。因此，我们建议未来将该模型应用到其他地区时，应注意研究区域内的社会经济异质性，认识到框架内联系的复杂性，并综合这些联系在耦合的人类和自然系统中。我们还需要探索两个研究区域的当地土地使用法律和分区限制，以及它们对景观特征的潜在影响，以及可能影响野生动物景观使用的反馈。

迄今为止，我们的研究结果表明，人类与野生动物之间的互动受到细尺度和粗尺度景观反馈的影响。因此，我们的新框架提供了对广泛的景观特征和反馈如何与人类和野生动物之间、耦合的人类和自然系统之间的影响级别反馈相互作用的重要组成部分的洞察。过去关注种群规模的研究是评估人与野生动物冲突和管理野生动物种群的一种合乎逻辑的方法。然而，我们的研究支持了一个更广泛的故事，可能导致更彻底地理解人类与野生动物之间的生态系统和景观动态以及它们之间的反馈。

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