研究，一部分的特别功能美国俄勒冈州易火景观的适应:政策、管理、野火和社会网络的相互作用

使用基于代理的模型来检验美国俄勒冈州易发火灾景观的森林管理结果

• 摘要
• 简介
• 方法
  • 研究区域
  • 一般模型描述
  • 演替，初始植被和燃料
  • 野火子模型
  • 管理子模型
  • 评价指标
  • 模型评价
  • 场景
• 结果
  • 火灾发生和暴露
  • 火灾危险，木材，碳和森林结构
  • 野生动物栖息地
• 讨论
• 结论
• 对本文的回应
• 致谢
• 文献引用
• 勘误表

介绍

易火景观(即依赖火的森林生态系统，历史上频繁发生，小于100年的野火)在全球广泛存在，并提供有价值的生态系统服务，包括木材纤维、燃料、娱乐、碳排放监管和生物多样性(Noss et al. 2006, Bowman et al. 2009)。火灾易发景观中的人-自然耦合系统(CHANS)的特征是依赖火灾的自然系统与附近农村和城市人类社区之间的复杂相互作用，在这些社区中不希望发生高严重程度的火灾。在世界上的一些地区，这种景观被称为“荒野-城市界面”(WUI)，即无人居住的适应火灾的自然植被与因野火而失去家园和生命的风险较高的人口稠密地区之间的过渡或接触带。然而，火灾易发景观的生态和社会经济动态的空间范围比WUI更广泛，包括WUI嵌入的整个荒野范围(Pyne 2008, Ager et al. 2015)。尽管许多关于易火生态系统社会-生态相互作用的研究都集中在“火灾反应”上，但关注更大景观和系统的研究却少之又少，而“火灾反应”只是其中的一部分。

CHANS方法的应用有助于揭示社会-生态系统的复杂性和相互作用，这些复杂性和相互作用在孤立地研究生态或社会系统或不考虑空间异质性和时间滞后时是不可见的(Liu et al. 2007)。由于对基本社会和生态过程及其相互作用的认识不足，以及缺乏跨空间和时间尺度整合人类和自然系统的模型，对火灾频发的chan的理解受到限制。对单个火灾事件的回顾性研究可以提供大量信息，了解燃料管理、植被、地形和天气如何影响火灾行为(例如，Thompson和Spies 2009)，以及人们如何应对特定的火灾(McCaffrey et al. 2012)。然而，在没有模拟模型的情况下，几乎不可能评估在多种替代管理方案或气候体制下，火灾对景观的变异性和累积效应。

本文采用基于主体的景观模型，在美国俄勒冈州喀斯喀特山脉东部的一个大型多所有制火灾易发景观中，探讨森林植被管理方案和政策如何影响火灾行为和生态系统服务。我们的问题和管理问题与美国西部和其他国家的许多景观中普遍存在的问题类似，在这些景观中，以自然资源和设施为基础的经济和社区存在于容易发生火灾的多所有权森林景观中，参与者的目标包括野火保护和森林恢复(Stephens和Ruth, 2005年，Reinhardt等人，2008年)。历史上的森林政策(例如，灭火)对森林景观和生态系统有重大影响(Langston 1995, Stine et al. 2014)。我们的目标之一是开发工具，可以用来评估新的政策，并潜在地避免未来野火管理行动的不良或意想不到的结果。

尽管已经开发了许多连接植被动态、管理活动、气候和火灾行为的景观模型(例如，Beukema等人2003年，Chew等人2004年，Keane等人2004年，Scheller等人2007年，O’connor等人2011年)，但用于评估大尺度多所有者景观的政策情景的模型相对较少(见Gustafson等人2007年，Spies等人2007年)。例如，大多数先前对易发火灾景观的建模工作都缺乏对人类在土地管理行动方面的决策的充分代表。直到最近，才开发出景观模型来评估跨多个所有权的土地管理对大面积火灾和生态系统服务的时空影响(例如，Millington等人2008,Scheller等人2011,Syphard等人2011,Loudermilk等人2013,Conlisk等人2015)。

我们使用了现有的基于代理的建模框架Envision (Bolte等人，2006年)，将火灾行为、人类决策和与野火、森林景观条件和生态系统服务相关的景观结果联系起来(Spies等人，2014年)，并在所有所有权中检验不同联邦管理策略的更广泛的社会和生态影响。我们的主要目标是评估替代森林管理策略如何影响野火、植被动态、人类对火灾的暴露、生物多样性和多所有权景观的生态系统服务。更具体地说，我们问:(1)与没有联邦政府管理的情况相比，当前或替代的联邦土地加速恢复方案，以及私人企业林地相关的相关变化，是否减少了整个景观高严重火灾和火灾危险的发生?(2)与替代森林管理行动和野火相关的社会和生态权衡(如果有的话)是什么?这一景观的社会和生态价值和视角广泛而多样，但主要分为两个领域:防火(房屋和森林价值和森林恢复;Fischer和Jasny 2017)和生态系统服务，包括木材生产和野生动物栖息地。我们评估了与这些观点相关的结果，特别关注了联邦土地上的关键社会生态问题，这些土地占景观的主要地位(近40%的森林面积)。在联邦土地上的主要目标是保护在WUI的家园，恢复防火森林结构，为北方斑点猫头鹰(对火灾损失很敏感)维持茂密的森林栖息地(思occidentalis;美国上市公司。濒危物种法案;)，并为当地社区和森林管理基础设施提供木材支持。

我们关注所有所有权的总体效应，并计划在后续工作中探索所有权与气候变化之间的差异和空间相互作用。beplay竞技Ager和他的同事通过将现有的火灾模型与Envision联系起来，描述了模型的火灾子组件的创建，然后使用模型来探索火灾反馈(Ager, Barros, Day等人)。未出版的手稿从今以后，Ager等。未出版的手稿)．Barros等人(2017)研究了联邦土地上的燃料处理如何影响火灾的大小和行为。Charnley等人(2017)关注的是大型土地所有者(如联邦、州和公司)对易发火灾景观的适应策略有何不同。

方法

研究区域

12529平方公里的研究区域以山区地形和陡峭的环境梯度为特征，从凉爽潮湿的亚高山森林到潮湿干燥的混合针叶林和松林，再到半干旱的杜松林地，这些林地出现在海拔较低的平缓斜坡地形上(图1;附录1和2)。这些森林类型具有不同的前欧美火灾制度(Agee 1993)，防火和伐木的效果也不同(Merschel et al. 2014)。森林所有权模式也各不相同，但以联邦土地为主。土地所有者的管理目标包括荒野体验、生产木材和维护住宅宅基地(Spies等人，2014年)。在更大的区域内，森林联盟所占的面积相对较小(9.7%)，但得到了政策制定者和森林管理者的大量关注。历史上的土地利用活动给植被和火灾制度留下了深刻的印记。始于19世纪80年代中期的欧美活动包括放牧、伐木、筑路和破坏美洲原住民的资源使用习惯(Robbins 1997, Hessburg和Agee 2003)。对印第安人文化的破坏也减少了火灾，尽管闪电引起的自然火灾在这个地区很常见(Ager et al。未出版的手稿)．对现有老松树和混合针叶树斑块的研究表明，耐阴的下层树木(如大冷杉)的密度[冷杉属茅)自1900年以来增加了几倍，由于木材的部分砍伐，大型、古老、不耐阴的松树的数量减少了70% (Merschel等，2014年)。

研究区域的管理问题包括:(1)平衡恢复或管理森林以适应火灾的潜在竞争目标，保护WUI的结构，满足生产木材和维护或恢复野生动物栖息地的目标(Spies等，2006年);(2)最大限度地利用有限的资金用于森林恢复和野火保护活动;(3)让公共土地管理者和利益相关方合作小组参与进来，以促进对景观规模恢复必要性的理解。

一般模型描述

我们遵循“概述、设计概念和细节”(ODD)协议来描述我们的基于代理的模型(Grimm et al. 2010)。我们的模型有两个目的:(1)促进对森林管理、火灾和植被的动态和相互作用的科学理解;(2)作为管理者和利益相关方评估不同管理、政策和气候情景的生态和社会结果的工具，为易发火灾景观的管理和协同恢复做出贡献。ODD模板的其他组件在附录3中进行了描述。

CHANS的概念模型(Spies et al. 2014)是使用Envision (Bolte et al. 2006)实现的。Envision是一个空间显式的基于agent的建模框架，能够模拟森林管理和野火干扰以及植被和燃料的变化，这些变化反过来又会在长时间框架内影响火灾行为、森林演替和生态系统服务(图2)。通过将森林演替、野火发生和蔓延以及森林管理模型集成到一个空间显式模型中，我们可以研究这些过程如何在空间和时间上相互作用，并探索生态系统服务之间可能的权衡。我们从现有的用于参与者决策、森林继承和野火的远景基本结构开始，但对这些进行了修改，以添加更多的管理选项、继承状态和与该森林区域相关的路径，以及野火子模型(参见野火子模型)，这是根据这一景观的历史点火、气候和野火历史定制的。代理人是主要的土地所有者管理子模型)，他们发起森林管理活动(例如造林、规定生火)，影响由个别决策单位(IDUs)划定的景观上的植被和燃料条件。agent在森林景观中的空间分布(图1B)以森林组成和结构的变异性为特征(图1A)。他们以目标为基础做出关于森林管理的决定(例如，造林和规定生火)管理子模型)．通过将半经验机械火灾蔓延算法与代表着火和天气的随机火灾事件模拟器耦合起来，对野火进行了建模。火灾的发生和蔓延因植被、地形和天气的变化而变化。环境的变化(例如，植被结构和组成)会产生反馈，影响人类对未来管理活动和野火行为的决策。例如，如果森林生长到新的连续阶段或被火灾烧毁，根据经验开发的规则，管理的类型和概率会发生变化(附录4)。一些人类行为者(家庭森林所有者和房主)对附近野火的经验作出反应，改变他们进行某些活动的可能性，如在家园进行间伐和减少火灾危险(Olsen 2017;克莱恩，怀特，费舍尔等人。未出版的手稿以后Kline等。未出版的手稿)．联邦、部落和私人公司土地所有者的行动是基于木材产量或处理面积的目标，以及对某些植被类型和景观位置的偏好(例如，距离公路的距离)。代理行为仅通过管理对IDU的影响间接影响其他代理，因为它可能影响野火在许多IDU和所有权之间的传播。我们还试图将社交网络在影响演员决策方面的作用纳入其中(Fischer和Jasny 2017);然而，网络动态不包括在当前的模型版本中。诸如联邦政策变化和经济状况等外部影响被建模为情景。

演替，初始植被和燃料

植被演替采用了在俄勒冈州东部Cascades开发和应用的状态和过渡模型(Hemstrom等人，2007年，Burcsu等人，2014年，Halofsky等人，2014年)。每种植被状态(植被等级)是优势植被类型(基于优势树种或灌木种)和结构阶段(基于树木大小、冠层覆盖和冠层数)的组合。植被演替和其他状态变化是通过确定性和概率转变发生的，这些转变是利用机构生态学家的专家意见对来自四个生态区域的39种潜在植被类型(pvt)进行的，在某些情况下，还使用森林植被模拟器进行校准(Burcsu等人，2014年，Dixon 2015年;附录2)。pvt代表支持不同后期演替或顶极植被的环境条件(如黄松[西黄松),大冷杉)。状态和转换以空间显式的方式应用于idu。当植被状态达到其最大年龄时，就会发生确定性的演替过渡。每一种植被状态在每一个时间步骤中都有可能发生几种概率转变中的一种，从而引入替代演替路径(例如，林下层发育)。一些概率跃迁也必须满足自上一次跃迁或扰动以来的最小时间阈值。对于来自火灾和森林管理的干扰，我们没有使用现有状态和转移模型中内置的概率转移。相反，野火的时间和传播由火灾子模型随机确定，而森林管理，包括规定的火灾，是基于独立的干扰规则集调度和分配。我们没有实现之前描述的昆虫和疾病的概率转换(Burcsu et al. 2014)，因为我们不具备在空间上对这些过程建模所需的信息。此外，火虫相互作用在该地区很罕见(Meigs et al. 2015)。

我们根据主要植被类别(平均超过4公顷)的空间范围、县税区边界和从当地土地利用规划地图识别的开发区边界定义了IDUs的景观和植被结构。IDUs < 1 ha被合并到相似的相邻IDUs中，IDUs > 8 ha被分解到一个4 ha的网格模式中，以实现可能影响火灾行为的植被条件的细尺度表示。初始植被条件使用一个称为梯度最近邻(梯度最近邻，GNN;Ohmann et al. 2011)，该研究基于2006年专题制图器卫星图像、森林清查地块数据和30米分辨率的环境数据，估算了活木本植被和死木本植被的结构和组成。在研究区内，利用4560个样点(http://lemma.forestry.oregonstate.edu/data/structure-maps)．11个结构类在像素尺度上的总体精度为55%，模糊精度(±1类)为87%。这些植被层并不打算用于预测单个像素上的情况，随着聚合到更粗糙的尺度，甚至在几公顷的尺度上，精确度会提高(马特·格雷戈里，个人沟通)．

燃料模型(即燃料条件;Scott和Burgan 2005)根据Deschutes国家森林的燃料模型层(Lauren Miller，个人沟通)和landfire指定燃料模型(Rollins 2009;http://www.landfire.gov/viewer)为其余的研究区域。通常，在每个IDU或植被状态中会出现多个燃料模型，因此从空间数据层将大多数燃料模型分配给该状态。燃料模型随植被状态和干扰的变化而变化。对于影响地表燃料但不影响植被状态或冠层燃料的干扰(如地表火灾)，根据专家意见开发了燃料模型变体(见Barros等人2017年对燃料模型的描述)。在规定的火灾或地面野火、混合严重火灾、高严重火灾、割草和研磨或木材收割后分配新的燃料模型。燃料模型变量在一段固定的时间内与扰动后植被状态保持关联，或直到植被状态过渡到一个新的状态。

野火子模型

我们使用最小旅行时间火灾传播算法(Finney 2002)和野火预测系统(Ager等)将野火整合到Envision中。未出版的手稿)．我们在每个Envision运行的开始初始化这个wildfire子模型。空间输入数据包括燃料模型、冠层盖度、冠层高度、冠层基部高度和冠层容重。然后，野火子模型从外部文件读取要模拟的火灾列表以及特定于火灾的模拟参数(例如，天气、点火)。15个重复中，每个重复使用不同的火表。在子模型中模拟火灾，然后子模型将火焰长度网格返回给主Envision景观模型，该网格用于根据每个单独多边形的植被信息(来自植被类查找文件)更新燃烧的IDU多边形。野火预测系统使用经验推导的能量释放分量(ERC)(潜在火灾严重程度的衡量标准)和历史火灾之间的关系来预测每日火灾的发生、位置和大小。因此，野火子模型是随机的，其影响来自于IDU和景观尺度上火灾参数与植被条件的相互作用。

预测火灾发生的历史参考时期是1992-2009年，这是一个以相对频繁的大型火灾为特征的时期。ERC和火灾参数之间的统计关系是从研究区域的25个远程自动气象站(raw)确定的，其中包含了一系列历史值和火灾大小。火灾天气和燃料湿度的模型是独立于火灾概率的，使用的数据来自1987-2011年的熔岩butatraws。风向根据年份随机抽样。风速样本来自由相同熔岩峰数据生成的最大阵风速度的概率分布，但仅限于火灾超过500公顷的日子。按燃料大小类别(即1,10,100和1000小时;木本、草本)。

管理子模型

我们的模型中代表了四个行动者群体:联邦、部落、公司(即私营工业)和家庭(即非工业私营;图1)。第五个行为者组代表的是能够对其房屋进行处理以减少火灾危险的房主(Olsen等人，2017年)，但不包括在本文描述的分析中，因为这些决策不影响模型中的火灾行为。房屋业主的决定对火灾风险的影响将在后续工作中进行研究。俄勒冈州的土地由相对年轻的森林组成，在我们的场景中没有管理，但继承和野火可能发生在那里。行为者可以通过商业木材采伐、减少燃料的树木间伐、机械地面燃料处理和规定的火灾来改变森林植被，所有这些都可以改变森林结构和燃料模型(附录4)。

家庭森林所有者的管理决策基于从研究区域收集的调查中得出的计量经济模型(附录5)。家庭森林所有者实施燃料处理的决定受到林分密度、财产附近发生野火的经验以及财产上是否存在结构的影响。燃料处理的具体类型(例如，间伐、修剪和研磨、规定的燃烧)是根据燃料处理的概率分布确定的，该概率分布是根据对研究区域内家庭所有者的调查确定的比率得出的。

对于大的土地所有者(联邦、部落、公司)，决定是基于木材量或处理面积目标。目标是基于对公共和私人土地所有者的采访(Charnley et al. 2017;克莱恩等。未出版的手稿)．目标办法允许执行可能受到预算限制或执行目标限制的行动(例如，不同类型的燃料处理或不同类型的收获)。例如，联邦管理人员对木材采收量有一个固定的目标，不管它是来自野火后的抢救性砍伐还是计划中的木材采收。当野火后的回收采伐量可以提供给联邦管理人员时，回收采伐量可以用来满足年度木材目标，而不是计划的木材采伐。目标方法有四个组成部分:(1)“目标”(木材体积或处理面积)，(2)“约束条件”，根据生物物理或管理标准，确定在景观的何处可采取行动，(3)“偏好”，确定在给定年份内哪些idu最有可能采取行动，(4)“扩展”功能，将初始IDU的行动扩展到符合历史单元大小分布和约束条件的逻辑处理单元(附录6)。约束条件的例子包括禁止在荒野和指定的无路地区、冠层覆盖低的地区或在过去14年内进行过处理的IDU进行机械燃料处理的规则。偏好的例子包括，在黄松植被类型(联邦管理人员优先考虑燃料处理，因为发生火灾的可能性比其他植被类型更大)和WUI附近的IDUs处理给予更多的权重，而在潮湿的混合针叶林类型或基部面积较低的IDUs处理给予较少的权重。如果某个动作的偏好得分较低的IDU满足约束条件，并且与偏好得分较高的IDU相邻，则仍然可能被选中。有关场景中使用的目标、约束和首选项的详细信息，请参见附录6。

评价指标

我们开发了几个描述景观火灾特征和生态系统服务的评估指标，包括可销售木材、碳储量和模型每个时间步骤中的其他景观输出(表1和表2)。其中一些指标(如林分结构、火灾发生和管理活动)可作为景观反馈。例如，火灾可以影响行动者清除木材和燃料的方式和数量，反之亦然。这些指标的初始和模拟条件与植被状态相关，并考虑了一些历史影响(例如，在枯木和一些野生动物物种的情况下，它们的栖息地自野火以来依赖于时间;与活林结构相关的评价指标(如活树基面积、木材体积、碳等)是根据PVT组(相似PVT组)和植被类别的每个组合的森林清查数据(附录9)建立的回归模型进行估计的。大多数这些组合由数十至数百个清查地块表示，尽管有些组合的样本量为> 2000个地块。对于三个样本量不足(< 15个图)的PVT组-覆盖型组合，我们使用了可比较的覆盖类型的预测方程。最后，桧树密度(Juniperus(Spp .)和荆芥盖(Purshia tridentata)是根据该地区干旱土地的公开数据估算的(Stebleton and Bunting 2009)。

火灾相关指标包括燃烧面积(公顷)、火灾危险(潜在;Ha)和“弹性结构”(Ha;表1).火灾发生是基于模型中模拟的火灾蔓延边界。危险是基于火焰长度阈值和火灾子模型输出的潜在高严重火灾，这些子模型复制了FlamMap (Finney 2006)“静态”火灾行为计算，并在与第97百分位条件(ERC = 60，风方位角= 220°，风速= 29公里/小时)相关的天气中进行了计算。住宅数量，即IDU上的住宅数量，是由Envision的开发功能决定的，这是基于固定的人口与房屋的比例，现有的土地使用分区和俄勒冈州制定的人口预测。对于频繁发生火灾的PVTs，弹性森林结构定义为树冠开放的较大树木面积(树形≥50 cm，冠层覆盖10-40%;或树形≥38 cm，中等冠层盖度40-60%，单冠层)。这种结构被认为对火灾影响有弹性，代表了黄松、干混交林和湿混交林的主要历史结构(Halofsky等人，2014年，Merschel等人，2014年)。

野生动物和植物的栖息地适宜性模型是结合专家意见和经验推导的模型开发的(表2)。对于大多数物种，我们使用Morzillo等人(2014)为俄勒冈州东部开发的栖息地模型。该方法依靠科学文献和专家意见，根据环境(潜在植被类型)和物种、覆盖、大小和森林结构的分层，为选定的森林物种分配栖息地质量分数(附录8和10)。针对北方斑点猫头鹰，我们根据俄勒冈州中部北部斑点猫头鹰发生数据(附录11)，基于植被类型、冠层覆盖和树木大小特征，开发了一个简单的栖息地适宜性模型。cheatgrass (叶片tectorum)是一种入侵物种，我们使用了Lovtang和Riegel(2012)的栖息地方程。

模型评价

评估仿真模型(包括基于代理的模型)的性能可以采用不同的形式(例如，验证和验证)，并具有不同的目标(Rykiel 1996)。随着时间的推移，随着不同的用户应用它们并获得信任，许多模型才会得到验证。Ager等人对我们的野火子模型和植被演替模型进行了测试和评估。未出版的手稿)．例如，Ager et al. (未出版的手稿)发现，ERC与火灾规模和频率的模拟关系捕捉了1992-2009年历史数据的分布。Barros等人(2017)将管理率提高了两倍和三倍，以观察这如何影响模型行为。他们发现，在较高的治愈率下，由于缺乏合适的森林来处理，管理目标无法实现，这在生态上是有意义的，因为景观的条件和我们用来确定优先处理和优先处理的规则。我们主要通过验证练习来评估这些模型与我们的管理子模型的集成。首先，通过一系列详尽的调试测试，我们验证了综合模型正在按预期工作，这些调试测试检查了在当前管理方案下，大型土地所有者的数量和面积目标是如何达到的。我们发现该模型可以满足管理者确定的数量目标和面积目标。然而，就联邦所有者的产量目标而言，达到这些目标所需的面积比管理人员表示的为达到产量目标而收获的面积约大25%。这表明我们用来计算从以下(林分体积的20%)间伐去除体积的因子是保守的。我们对模型进行了测试，以确保计划采伐的木材产量与野火后打捞的木材产量按照所有权特定规则进行竞争。我们检查了受管理和火灾事件影响的单个IDUs，以确保植被和燃料模型状态的转变与模型逻辑的预期相匹配。

将模型与独立数据进行比较被认为是验证的最终步骤，但对于大型、复杂的随机模型，有许多原因导致这一操作无法完成(而且往往没有完成)(Baker和Mladenoff 1999)。可以使用后验模型，但是，在我们的案例中，历史管理目标、规则和处理类型与今天使用的不一样，而且历史植被和燃料模型层无法参数化后验模型。有些人认为，考虑到各种各样的场景和时间周期的范围，验证是永远不可能的(Rykiel 1996)。对于随机空间模型，不应期望事件或序列与真实景观的严格空间一致性(Urban et al. 1999, Brown et al. 2005)。在这些情况下，比较模型输出的分布统计数据和来自真实景观的分布统计数据可能更现实。然而，这依赖于拥有空间或时间上独立的数据(例如，收获单元大小)，这对于大型的多所有权环境可能是不可用的。该地区可获得基于遥感的森林干扰(管理和火灾)估计(Kennedy et al. 2010);然而，我们不确定在不同类型的管理活动(Hall 2015)下，这些光谱变化数据能在多大程度上得到正确校准，特别是从下方减薄等亚冠层活动，这可能不会导致冠层反射率的重大变化。然而，我们将2006-2012年期间业主管理单元的模拟规模分布与遥感进行了比较，当时模型从初始条件“启动”。联邦土地的遥感和模拟管理活动斑块(从下方减薄、大量部分收割、砍伐)的大小分布相似，约占林地的40%(附录12)。 For other owners, the sizes of the simulated patches were smaller than those recorded by remote sensing, suggesting that the rules governing management unit size for nonfederal owners need further development. The challenges of model validation with independent data mean that the findings of our study should be viewed with caution and that the focus should be on the relative differences between scenarios, which are less subject to errors in model assumptions and parameterization.

场景

基于与管理者的讨论、与利益相关者的研讨会以及规划和管理文件中包含的信息(表3)，我们为50年的模型运行开发了三个合理的管理场景。我们将场景集中在联邦管理的变化上，这些变化反过来可能会改变企业所有者的管理行为。火灾模拟和景观分析适用于所有土地所有者。目前的管理是土地所有者现在所做的。加速联邦管理方案(“加速管理”)反映了决策者和利益攸关方提高联邦土地处理速度和规模的愿望，以减少高度严重的火灾危险(例如，North等人，2012年)。如果联邦和公司土地上的森林管理资金或能力消失，那么没有联邦管理的情景(“没有管理”)是合理的。采用无火无联邦管理情景(“无干扰”)作为理论参考，评估了火灾和森林管理对生态系统服务的影响。由于我们的模型包含与火灾、植被动态和决策过程相关的概率元素，我们使用Envision的蒙特卡罗模拟能力，为每个场景进行15次50年的运行，以开发景观结果和性能指标的概率描述(所有场景使用相同的15次火灾列表;参见Barros et al. 2017)。无扰动情景是单次运行的，因为大多数随机来自火灾子模型。每个50年的模拟需要大约4小时的时间在32 gb的计算机系统上，运行一个四核i7-6820HQ处理器和一个500 gb固态驱动器。

结果

火灾发生和暴露

50年(15次复制)高严重(林分替换)火灾烧毁森林景观的年平均比例从< 0.01到1.0%不等，在所有情景中代表100-10,000公顷的面积(图3)。在火灾频繁的环境中(联邦政府的大部分恢复都是针对这些环境)，所有年份的高严重火灾的年中位数在三种情景中是相似的，尽管无管理情景的中位数(0.05%)略高于其他情景(图4A)。在所有年份和复制中，任何一年的最大年燃烧面积(N= 750)，在没有管理的情况下最高，在加速恢复的情况下最低。考虑到一年内高烈度火灾面积最高的10%，加速恢复的中位数火灾发生量最低(0.5%)，无管理的中位数火灾发生量最高(0.7%)(图4B)。

在三种情景中，每年遭受严重火灾(火灾1公里内)的家庭数量的中位数差别不大。然而，与其他两种情况相比，在任何给定的年份中，无管理情况下暴露于高严重火灾的最大家庭数量(10370个家庭)是最大的，而其他两种情况的最大值约低20%(图5A)。当只考虑一年内发生树木替换火灾的前10%区域时，无管理的情况下暴露在火灾中的房屋的年中位数最高(1226户)，而加速恢复的情况下最低(1065户)(图5B)。

火灾危险，木材，碳和森林结构

在第0时刻(初始条件)，53%的景观有发生高强度火灾的可能性。在当前管理下，这一比例在50年的模型运行中下降到46%，而在无管理情景下上升到62%(图6)。在模型运行的前30年，加速恢复情景下的处理比当前管理下的处理最初减少了高严重火灾的可能性。然而，这两种情况导致30年后高严重火灾的可能性几乎相同。

在目前的管理下，在下降之前的约35年里，可销售木材的收获量约为每年43万立方米(图7A)。加速恢复方案在前15年的木材产量高于现行管理方案，但随后的产量低于现行管理方案(低于目标)，尽管两种方案之间的差异并不大。当然，没有任何一种管理(联邦政府对企业土地所有者的滞后影响)生产的木材少于两种联邦政府管理的情况。木材数量的动态变化部分可以用所有权来解释(图8)。15-20年的强劲下降是由于联邦土地的减少和后来一些公司土地的减少(图8A和C);第40年左右的下降是由于部落土地的下降(图8B)。家庭林地的木材产量很少，每年都有明显的波动，特别是在没有干扰的情况下，也为所有权生产了更多的木材。在没有野火(没有干扰)的情况下，部落土地能够比野火存在时多维持几年的木材生产目标水平(图8B)。

地上活碳和死碳量的趋势在不同情景中有所不同(图7B)。不出意料，在理论上无干扰的情况下，峰值和最强增幅出现了。第二高的增长是在没有管理的情况下，在这种情况下，尽管发生了野火，景观上的碳增加了。在目前的管理和加速恢复下，碳量最初下降，然后在第50年几乎恢复到初始状态。

不同情景下森林结构类的面积不同(图9)。在有火情景下，早期演替生境的比例略有增加，而在无火情景下，早期演替生境的比例有所下降。在所有情景下，大乔木和巨乔木的比例都在增加，而极乔木和中小直径乔木的比例则在下降。野火的存在降低了所有中等和封闭冠层森林植被的等级。尽管在所有情景下，大型和巨型森林条件的面积都有所增加，但主动管理情景(当前管理和加速恢复)的增加略大于无管理情景。

在当前管理和加速恢复的情况下，火灾频发环境中高恢复力、古老森林结构的数量随着时间的推移而增加，而低恢复力、古老森林结构的比例在这些情况下没有变化(图10)。在无管理和无干扰情景下，由于演替增加了林冠盖度和层积，弹性老林的比例下降了近一半。

野生动物栖息地

野生动物和植物栖息地比例的趋势因物种和情景而异(图11)。在现行管理下，为北斑点猫头鹰及北苍鹰提供筑巢生境的景观比例(猛禽gentilis)和黑背啄木鸟的栖息地(Picoides arcticus)、西蓝鸟(Sialia墨西哥)、骡鹿(Odocoileus hemionus)，作弊草略有增加或保持不变。太平洋貂的生境比例(集市caurina)和白头啄木鸟(Leuconotopicus albolarvatus)拒绝适度。加速恢复生境趋势的总体方向与大多数物种的目前管理类似。在不进行管理的情况下，北方斑点猫头鹰、北方苍鹰和太平洋貂的栖息地比例增加，啄木鸟的栖息地比例下降，西部蓝知更鸟和草茅的栖息地比例保持不变。

比较不同的情况，在50年结束时，没有管理的情况下，北方斑点猫头鹰、太平洋貂、北方苍鹰(筑巢栖息地)和冠状啄木鸟(筑巢栖息地)的栖息地比积极管理的情况更多。Dryocopus pileatus)，生长于直径为> ~ 25厘米的茂密多层森林(图11)。相比之下，没有管理导致白头啄木鸟、西部蓝鸟和骡鹿的栖息地比其他情况更少。与目前的管理相比，加速恢复使白头啄木鸟和西部蓝鸟(与开放森林有关的物种)、早期演替植被和草甸分别获得了更多的栖息地。对无干扰情景和有野火情景的比较表明，相对大量的猫头鹰栖息地和冠状啄木鸟栖息地被野火破坏，而有野火情景相对于无干扰情景为西部蓝鸟、骡鹿和草创造了一些栖息地。

讨论

对森林燃料进行处理以减少发生严重火灾的可能性是许多土地所有者的共同目标，但可能与森林恢复、野生动物栖息地或碳储存的目标不一致(Reinhardt等，2008年，Ager等，2010年)b)．我们的研究调查了不同的景观管理方案如何影响未来的火灾面积和严重程度、高严重火灾的可能性、木材、碳和野生动物栖息地。通过将森林演替、野火和森林管理整合到一个空间显式模型中，我们能够揭示单独子模型无法揭示的相互作用和权衡。我们的预测表明，目前通过细化和表面燃料处理来管理联邦土地，可以减少高严重火灾的数量、总体火灾危险(潜在)和住宅的火灾暴露，尽管与没有管理的情况相比，在所有火灾年份的效果都很小。然而，当考虑到极端火灾面积的年份时，目前的管理和加速恢复的效果比在联邦土地上没有管理的效果更大。与火灾较少的年份相比，火灾面积极高的年份会发生更多的火灾-燃料处理，这使得较高的燃料处理方案在这些年份更有效(Rhodes and Baker 2008, Syphard et al. 2011, Barros et al. 2017)。仅考虑极端火灾年份，各情景间高烈度火灾数量变化较大，且高烈度火灾分布在情景间重叠。

目前的管理和加速恢复的相对温和的效果可能是由于处理的面积小。目前的管理方案是基于数量目标，在联邦土地上每年进行约6500公顷的稀释和地面燃料处理，在另外两大土地所有者部落和公司土地上每年进行1000公顷的稀释和地面燃料处理。这些比率转化为每十年约12%的火灾频繁森林环境的治愈率，所有林地的治愈率约为每十年9%，包括高海拔森林类型(如山铁杉)，这些森林本身具有较长的回火间隔和较高的火灾严重程度。假设燃料处理的有效性约为10-20年，这意味着在任何时候，12-24%的火灾频发地区因处理而减少了燃料。低燃料条件的实际比例将高于这一比例，因为近期存在野火后地区和不可燃地点，如岩石土壤和道路。其他研究表明，覆盖至少20%景观的优化燃料处理将显著降低火灾蔓延率(Finney et al. 2011)，并降低对大型耐火树木的风险(Ager et al. 2010)b)．考虑到在我们的模拟中处理的空间分布没有得到优化，其他空间设计和处理额外的面积似乎对高严重火灾的数量和抗火植被的数量有更大的影响。参见Barros等人(2017)和Ager等人(未出版的手稿)以作进一步的分析。

为了减少高强度火灾的可能性，联邦森林综合指数(由联邦管理人员定义)优先考虑的是人烟较少的景观部分(附录7)。联邦政府定义的综合指数延伸了许多公里，距离住宅很远，似乎对联邦政府管理没有很强的空间限制，导致燃料处理分散。以更有限的方式定义WUI(例如，Silvis WUI;Radeloff et al. 2005)将集中治疗离家更近的地方。我们的研究结果表明，在火灾最频繁的年份，目前的管理活动(基于联邦WUI)减少了住宅(1公里内)高严重火灾的风险近15%。然而，房屋暴露于火焰和火灾品牌只是房屋野火损失风险框架的一部分，可能不如房屋易燃性重要(例如，Calkin et al. 2014)。家庭点火是家庭现场和周围的活燃料和死燃料以及家庭建筑材料的一个功能，特别是屋顶的可燃性(Cohen 2000)。因此，更全面的风险分析应该包括房屋的易燃性。我们没有报告业主采取的行动的结果，采取防御性空间行为，以降低风险的家园规模。Olsen等人(2017)发现，研究区域的近80%的家庭采用了防御性空间实践的某些组成部分，这些行动更有可能发生在火灾危险较高的地点，这表明在所有家庭中都存在较高的风险缓解水平。我们的研究结果表明，该地区的土地管理行动可以减少潜在的损失。

联邦政府在研究地区的大部分恢复活动包括联邦政府的木材销售，这有助于达到联邦政府的采伐量目标。我们的模拟结果表明，增加恢复面积(加速恢复情景)的努力可能受到具有适当生态和地形条件的林分的可用性的限制。例如，在加速恢复方案中，在恢复到当前管理总量目标水平之前，计划在前25年将总量目标翻一番，但在18年后无法维持翻一番，在缺乏可治疗面积的情况下也无法达到当前管理总量目标。这一发现表明，从长远来看，如果不扩大可处理的植被类型和土地分配，无论是否有收获，在联邦土地上增加收获的努力可能都不会成功。例如，我们将疏伐处理限制在以胸径为25厘米的树木为主的林分、树冠覆盖率为60%的林冠和多层结构的林分。敏感性分析(未显示)表明，如果允许在密度较低的林分或我们假设不会发生处理的其他景观区域进行处理，加速恢复可能持续≥50年(见Barros et al. 2017)。

尽管联邦土地上的木材生产在为当地社区创造就业和商业活动方面有直接的经济效益，但目前的木材生产与企业未来进行生态恢复的能力之间也有重要的间接联系(Kelly和Bliss 2009)。来自联邦土地的木材可以帮助维持林业基础设施和磨坊能力，这是进行基于可销售收获的恢复处理所必需的(Charnley 2014年)。然而，我们观察到的趋势表明，随着最密集和面积最大的森林被砍伐，然后用规定的火处理，木材生产水平将下降，因为管理活动更多地侧重于使用规定的火或机械方法来减少地面燃料。Barros et al.(2017)指出，在主动管理策略下，适合规定火的面积将大幅增加，因为目前的规定火的面积目标相对于疏伐的面积目标较小且固定。可能需要增加规定的射击目标，以跟上已进行第一批恢复治疗的地区的增加。由于未来的木材数量可能无法抵销恢复处理的费用，可能需要其他恢复筹资机制。经济可能不是增加规定火力范围的唯一障碍;空气质量标准和公众对烟雾和防火通道的担忧也会发生(Charnley et al. 2015)，这需要管理者做出特别努力，为这一重要的恢复行动建立信任(McCaffrey 2006)。我们有一个烟雾产生的模型，并计划在未来的论文中提出结果。

当模型无法找到足够多的符合处理标准的林分时，预计部落土地在大约35年的收获量产量(和处理面积)最终会出现短缺。这似乎是由于未来缺乏较老的林分(> 70年)进行砍伐，而在部落土地上的一些森林类型中进行了砍伐。Envision模型没有优化收割计划。如果将目前部落土地的管理计划放入一个采伐调度模型中，该模型构建的目的是选择最优的采伐计划，同时满足从现在到2050年的年度木材目标，那么就可能找到一个在所有年份都满足木材目标的时间表。没有野火，部落土地的产量是稳定的，可以比野火多满足几年。已经观察到野火对木材生产的影响(Armstrong 2004年)，但通常情况下，随机自然干扰因子会移除现有的可销售木材量或改变年龄等级分布，但它们没有被考虑到森林管理规划中。

碳储量对管理方案很敏感。在没有联邦管理和没有火灾(没有管理和没有干扰)的情况下，更多的碳储存在地上活和死生物量中。通过疏伐和地面燃料处理减少火灾影响和增加恢复的景观级处理相对于不管理和不干扰减少了森林碳储量，但根据年份和情景的不同，相对差异很小(~ 5-10%);在50年结束时，主动管理情景下的碳储量略低于模拟开始时。其他人也发现，对火灾频发的森林景观进行积极管理可以减少约5-25%的碳储量(Ager等，2010年一个,Loudermilk et al. 2013)相对于不进行管理，这取决于管理的时间和强度以及对未来野火的假设。之所以会出现这些结果，是因为处理措施总是减少森林中储存的碳，尽管它们通常在林分水平上减少高严重火灾的碳损失，但在景观尺度上，许多处理措施没有经历火灾，也没有意识到与此类火灾相关的碳损失。然而，燃料处理在减少景观火灾蔓延和强度方面的效果可以在处理区域之外带来碳固存效益。然而，我们和其他人的研究结果(Ager et al. 2010一个的研究表明，在处理区域以外的好处并不能弥补通过采伐和规定的燃烧所去除的碳。计算燃料处理过程中收获的木材制造的木制品中储存的碳会增加处理场景下储存的总碳(Bergman et al. 2014)，可能会改变碳计算结果。

我们的预测表明，在所有所有者中，较大尺寸树木的面积将增加，而中小型树木的面积将减少(尽管不一定是所有个体所有者;Charnley等人。2017)在当前的管理限制下，尽管发生了野火。尽管大量的大树被高度严重的野火杀死，而且由于野火和部落土地上的砍伐，早期演代森林的面积增加，但这种情况仍然发生了。在该地区的另一项景观建模研究中，也观察到了中等直径和更大直径森林的类似趋势(Halofsky et al. 2014)。成熟和古老森林的净增加很可能是20世纪和21世纪初在公共和私人土地上的大面积采伐地、木材种植园以及虫害暴发和野火地区的结果，这些地区的黄松和干燥混合针叶林现在正在成熟(Hessburg和Agee, 2003年)。这突出了景观遗产和年龄等级分布在控制未来景观发展方面的重要性(Wallin et al. 1994)。在低生产力的森林环境中，这些过去的土地利用影响尤其重要，因为从林分替换干扰中恢复可能很慢。

在两种积极管理情景下，我们的弹性老森林结构(即在火灾频发的PVTs中，低冠层覆盖的树木较大的森林)的度量增加了。这一指标反映了一个事实，即森林恢复需求随环境的变化而变化，这是历史火灾制度和伐木历史的函数(Merschel et al. 2014)。在这一景观中，火灾频率最高的环境(因此可能与灭火政策下的历史制度最大的背离)是黄松、干燥的混合针叶林和潮湿的混合针叶林。通常已知的前两种类型的火灾返回间隔< 20-25年(Agee 1993)。目前，由于防火和伐木，这些类型有更高的密度和更少的大型耐火树种，如黄松，有选择性地移除大型松树或创造空地，现在被年轻的松树占据。潮湿混合针叶树类型的历史了解较少，但最近在该地区的研究(Hagmann et al. 2014, Merschel et al. 2014)表明，这些环境具有与干燥混合针叶树相似的低密度、大树结构和物种组成，这意味着类似的相对高频率的火灾，使大冷杉和其他耐阴树木密度较低。Baker(2012)认为，这些环境中的森林历史密度比这些其他研究表明的要高，但他估计的历史密度仍然大大低于当前的密度(Merschel et al. 2014)。

尽管具有高弹性森林结构的森林面积有所增加，但到50年结束时，这类森林仅占景观的19%左右(在无管理情况下更少)。目前还不清楚这种类型的结构在历史扰动状态下的比例是多少。然而，考虑到Hagmann等人(2014)、Merschel等人(2014)和Baker(2015)最近的历史工作，>可能相当高，例如，> 75%，他们发现在俄勒冈州中部，所有冠层覆盖水平的森林中> 76%含有53厘米胸直径的树木。Kennedy和Wimberly(2009)早前的一项模拟研究估计，在历史制度下，俄勒冈州Deschutes河上35%的所有森林类型被古老的森林结构覆盖，其中约25%处于封闭的冠层条件下。Kennedy和Wimberly(2009)对古林结构的估计相对较低，可能是由于他们使用了相对较高的直径阈值(53 cm而不是50 cm)，并且他们假设历史火灾比最近的历史分析显示的有更多的林分替换(高严重程度)斑块。如果我们假设75%的频繁火灾环境中有任何树冠覆盖的高大树木(> 50厘米)，那么我们的分析表明，50年和目前的做法将不足以恢复到这一水平;我们估计，不管冠层覆盖和层数(包括弹性和非弹性植被)，大型和巨型树木的数量从28%增加到32%。如果联邦土地上没有任何人为或自然干扰(无干扰)，预计50年后，这类森林将占到大约35%的景观。结果表明，考虑到管理历史、当前的年龄和面积分布(约48%的区域树木尺寸小于37厘米)、相对较低的场地生产力和管理目标的多样性，恢复更大一部分原始森林结构将需要超过50年的时间。

不同的管理方案对野生动物栖息地有不同的影响。通过减少林分密度的处理，与相对密集、多层、古老森林相关的物种(如北方斑点猫头鹰、太平洋貂和冠状啄木鸟)的栖息地减少了。例如，我们发现在主动管理情景下，北方斑点猫头鹰的筑巢栖息地比没有管理情景下要少。然而，野火移除的猫头鹰栖息地比管理失去的多很多倍。

在与茂密的多层森林有关的物种中，北方斑点猫头鹰特别重要，因为它被列为美国濒危物种濒危物种法案它经常被用作受威胁的原始森林生态系统的替代品。我们在这里强调北方斑点猫头鹰，因为它既是一个生态问题，也是一个社会问题，推动了联邦森林管理，反映了与木材和森林生物多样性价值相关的不断变化的社会价值(Lee 2009)。在联邦森林管理目标中，保护北方斑点猫头鹰栖息地的首要地位意味着其他社会和生态价值(例如，为支持当地以木材为基础的经济，或管理更开放、防火能力更强的古老森林)受到为猫头鹰提供栖息地的担忧的限制。

只有少数其他建模研究探索了与猫头鹰栖息地、管理和火灾相关的问题。Ager等人(2007)发现，当处理区域达到至少20%的景观面积时，燃料处理将减少北方斑点猫头鹰栖息地的预期损失。在该研究中，在0%处理和20%处理的景观之间，猫头鹰栖息地的预期损失减少了约2.4到1.3%。Ager等人(2007)的分析不允许在被定义为猫头鹰栖息地的地区进行处理，也不假设会发生演替或林分发展(静态植被)。在我们的研究中，与没有管理相比，主动管理情景下的猫头鹰栖息地数量相对较低，可能是因为年轻的森林变薄，减少了未来猫头鹰栖息地的发展潜力。因此，尽管在现有栖息地不允许减少数量，但除了野火造成的损失外，还减少了未来猫头鹰筑巢栖息地的招募。野火是栖息地丧失的主要原因，尽管在所有情景下栖息地都在增加，这表明在这一景观中可能既增加恢复，又增加北方斑点猫头鹰的栖息地。Roloff等人(2005)在俄勒冈州西南部的火灾易发地区建立了主动管理和不管理的模型，发现与不管理相比，主动管理在猫头鹰觅食区减少了猫头鹰的栖息地(只有野火造成的损失)。然而，在第二项分析中，Roloff等人(2012)发现，主动管理“更有利于斑点猫头鹰的保护……比没有管理”。他们使用FlamMap来估计树冠火灾的可能性，并假设如果50%的猫头鹰领地有树冠火灾的可能性，那么所有的领地都将被大火吞噬。 This assumption may overestimate the loss of habitat to fire. Odion et al. (2014) also found that thinning treatments in fire-prone landscapes reduced owl habitat more than did wildfire.

这些研究和我们的研究都表明，如何在火灾多发地区维持北方斑点猫头鹰的栖息地是一个复杂的问题，需要进一步评估(Lehmkuhl等人，2015年)。虽然已经观察到树木取代火灾会减少猫头鹰的占用率(Clark et al. 2013)，但只要模式是异质性的，并且保留足够数量的筑巢和栖息栖息地，零星的火灾可能不会对北方斑点猫头鹰产生有害影响。很明显，与无处理方案相比，一些旨在减少猫头鹰栖息地在高强度火灾中损失的燃料处理设计将导致猫头鹰栖息地的减少。然而，仍有几个关键问题没有得到解答，包括:在森林结构和年龄初始条件不同的景观中，燃料处理的速度和模式如何影响高强度火灾?在现有和潜在的猫头鹰栖息地内外，燃料处理的数量和景观模式如何影响猫头鹰栖息地、猫头鹰猎物和猫头鹰种群的动态?在未来不同的火灾情景下，不同的景观管理策略如何影响猫头鹰栖息地的结果?

其他物种的研究结果也显示了处理和野火对不同生境需求物种的影响的可变性。白头啄木鸟的栖息地在所有情景下都在下降，但在加速恢复情景下下降最低。生境为相对开阔(冠层盖度< 40%)的黄松林;然而，我们的间伐方案通常不会产生如此低的冠层覆盖水平，因为它集中于冠层覆盖高(> 60%)的林分，并将其减少到中等冠层覆盖(40 - 60%)。改变稀疏的处方以促进开放的环境可能会为这个物种创造更多的栖息地。

与所有建模研究一样，我们的研究结果是所使用模型的假设和局限性的产物。对我们的火灾子模型进行了评估，模拟结果显示其与历史频率和空间模式有合理的对应关系(Barros等人，2017;蒸机等。未出版的手稿)．然而，一个不确定的领域是不同火灾严重程度的相对数量，这需要进一步评估。我们没有评估气候变化的情景。beplay竞技Halofsky等人(2014)和Case, Kerns, Kim等人(未出版的手稿)发现，在气候变化情景下，俄勒冈州中部森林pvt面积的预测变化与目前的情况没有太大的差异，直到至少40-60年之后，所以我们50年的一些发现在气候变化情景下可能beplay竞技没有那么大的差异。然而，在气候变化的情况下，火灾频率的增加可能比50年来得更快，并可能改变我们的发现和结论。beplay竞技例如，我们发现在火灾高发年份处理方法更有效(另见Barros et al. 2017)，这表明随着气候变化下火灾增加，管理措施可能更有效，尽管在可能导致燃料处理效果较差的恶劣天气事件中情况可能相反(费尔南德斯和博特略，2003年)。beplay竞技此外，在林分处理、景观配置和速率方面使用不同的情景以及使用不同的生境模型会产生不同的结果。我们也没有报告在一个所有权上的处理如何影响其他所有权上的火灾行为和栖息地(Ager等人，2014年)，这是一个重要的问题，对于国家内聚荒野火灾管理战略(荒野火灾领导委员会，2014年)等政策来说，这是一个寻求在多所有权景观上协调火灾和燃料管理的重要问题。我们计划在未来的一篇论文中报告火灾和燃料管理的交叉所有权效应，该论文聚焦于全土地管理和景观级规划。

这个基于代理的模型的结构使我们能够探索这个火灾易发系统的社会和生态组成部分之间的一些相互作用，但我们还没有充分利用它的能力。例如，我们了解到，减少影响社会和生态价值的高严重火灾发生的努力，在火灾最多的年份显示出最大的成效。这表明，要使恢复行动在景观尺度上最有效，管理区域和火灾之间的接触数量必须增加，要么通过更多的火灾，要么通过更多的管理，要么同时增加。我们还了解到，其他管理目标(例如，提供荒野、指定无路区域、保护北方斑点猫头鹰的栖息地)可能会限制可用于疏伐和恢复的面积，并可能限制实现整个景观恢复目标的潜力，这些景观已经受到过去管理实践和防火的影响。尽管该模型中的主体并不会因为环境的反馈而“学习”改变其管理目标或规则，但它们的管理行为确实会根据其管理、植被演替和野火的累积效应对景观的变化做出反应。例如，如果野火发生在适合处理的林分，或者如果间伐和野火的累积效应减少了适合木材收割的森林面积，联邦管理人员可能无法达到他们的处理和木材生产目标。该模型还表明，将在火、木材、碳储存和野生动物栖息地之间进行权衡。更多的砍伐将减少火灾的发生，增加木材产量和白头啄木鸟和其他物种的面积，但也将减少北方斑点猫头鹰的栖息地和碳封存。如何在管理和政策中处理这些潜在的权衡是联邦管理人员正在努力解决的问题，但他们缺乏分析框架和工具，以帮助揭示相互作用的空间和时间模式和规模。我们计划在研究区域的协同景观项目中使用该模型及其结果，以确定利益相关方是否以及如何从我们的模型中学习，以及这一过程是否改变了关于森林景观恢复的讨论和辩论的本质。

我们还没有充分利用这个模型的能力来检验社会-生态的相互作用。例如，该模型可用于更彻底地研究一个所有权的管理和火灾如何影响相邻所有权的生态和社会结果。这种跨界影响是一些私人土地所有者的主要担忧，他们认为毗邻或环绕他们土地的联邦森林是火灾风险的主要来源(Charnley等人，2017年)。该模型还可用于关注屋主和家庭森林所有者，以研究森林结构的变化和火灾发生如何影响他们的行为。在目前的分析中，这些因素的动态仍然没有得到解决，因为人们广泛关注由大地主主导的整个景观。

很少有其他景观模型能像Envision那样，在大型景观中表现野火、继承、多所有者森林管理和房主火灾缓解等一系列功能。目前有许多景观火灾模型，但很少有模型有潜力详尽地反映人类的决策。最接近的例子可能是Landis (Scheller et al. 2007)，它有许多与Envision相同的功能，尽管有一些不同的子模型过程，特别是在继承和森林管理方面。Envision有多种方法来表示基于代理的行为，包括基于从价值到行动的规则和学习潜力来指导代理的策略，以及基于目标的决策方法。我们在这项工作中使用了两种方法，例如，针对家庭森林所有者和屋主的政策，以及与Landis中使用的类似的目标(受约束和偏好的影响)方法。

我们开发的基于代理的模型适用于广泛的基于代理的模型应用程序集。基于代理的模型的核心特征包括大量的“活动对象”，这些对象与它们的环境以及彼此之间相互作用(Borshchev和Filippov 2004)。虽然对象通常是人或家庭，但它们也可能是动物、业务单位、车辆甚至空间单位(Box 2002)。在我们的模型中，人们出现在嵌套的空间结构中，从大的所有权街区到较小的个人土地所有者地块。它们通过基于全球目标和规则的植被操纵与环境相互作用。他们之间的互动主要是通过他们土地的管理如何影响火灾的蔓延和发生在其他所有权。在现实中，它们还通过社会网络相互作用(Fischer和Jasny 2017)，并间接通过木材生产，因为它可能会影响木材厂的产能和木材市场;这些其他关系目前不在模型中。

在我们的景观中，代理相对较少，与许多基于代理的模型(如城市或农业景观)建模的系统相比，我们研究的系统是相对缓慢和无交互的。例如，我们的景观中人类主体的数量很少，就景观的主导区域而言最少(例如，80%由6个主体控制)。此外，由于制度因素，大地主在历史上转变行为的速度很慢(Steen-Adams, Charnley和Adams)未出版的手稿)．这一景观的另一个显著特征是变化缓慢，野火和管理事件很少发生。植被可以在某些状态保持几十年不发生变化，在IDU水平上，野火发生的频率和管理的概率很低(例如，某些类型的管理的年概率为0.05，而野火发生的概率为0.003)。这个系统真正的复杂性和异质性在于成千上万的植被空间单元、火灾、少数人类主体的管理行为以及发生在几十年到几百年的时间滞后之间的相互作用。我们的模型的规模、元素和相互作用似乎适合于这个系统，因为人们对单个植被处理如何扩大影响火灾行为、恢复和多所有权景观的生态系统服务输出有很大的期望和关注。

结论

通过使用基于空间主体的模型，我们能够在容易发生火灾的景观中跨空间和时间尺度研究人类和自然系统之间的相互作用。我们获得了一些如果没有这种类型的模型将很难实现的见解。总的来说，我们的研究表明，植被管理的替代方法可以影响火灾面积、火灾结果、房屋火灾暴露、木材生产、碳存储、植被条件和野生动物栖息地。更具体地说，我们发现，与没有管理相比，目前的做法可以降低火灾的严重程度，但对平均火灾年份而言，火灾影响的量级非常小。减少燃料负荷的管理似乎在极端火灾年，即大面积被大火烧毁的年份，效果最大。我们发现，在我们假设的林分结构和土地分配限制下，目前的木材目标和恢复计划可能处于可持续的极限。通过当前和加速的恢复计划，减少严重火灾的面积，创建更有弹性的森林结构，将导致一些物种的碳和野生动物栖息地的权衡，包括该地区备受关注的物种北方斑点猫头鹰。最后，我们的研究证明了过去干扰的遗产(表现为当前森林结构和年龄)对未来森林特征的模式和动态的重要性。最终，管理者和公众将需要决定，在这个和其他容易发生火灾的景观规模管理中，什么是最具社会、经济和生态可行性的策略。我们希望这个模型和我们最初的应用能够对这个社会进程做出贡献，并为利益相关者提供一个更好地理解景观规模和森林管理决策的长期影响的方法。

文献引用

1993。西北太平洋森林的火灾生态学。岛屿出版社，华盛顿特区，美国。

阿格，A. A.戴，M. A.芬尼，K.万斯-博兰，N. M.范朗，2014。分析野火暴露在美国俄勒冈州易火景观上的传播。森林生态与经营334:377 - 390。http://dx.doi.org/10.1016/j.foreco.2014.09.017

阿格，A. A.， M. A.芬尼，B. K.科恩斯和H.玛菲。2007。模拟北方斑点猫头鹰的野火风险(思occidentalis caurina)位于美国俄勒冈州中部。森林生态与经营246(1): 45-56。http://dx.doi.org/10.1016/j.foreco.2007.03.070

阿格，A. A.， M. A.芬尼，A.麦克马汉，J.卡斯卡特。2010一个。利用景观风险分析测量燃料处理对森林碳的影响。自然灾害与地球系统科学10(12): 2515 - 2526。http://dx.doi.org/10.5194/nhess-10-2515-2010

阿格，A. A.， J. D. Kline, A. P. Fischer. 2015。将野火风险的生物物理和社会维度结合起来，以改进野火缓解规划。风险分析35(8): 1393 - 1406。http://dx.doi.org/10.1111/risa.12373

阿格，A. A.范朗，M. A.芬尼，2010b。减轻城市界面野火风险和保护老森林结构的景观燃料处理策略比较。森林生态与经营259(8): 1556 - 1570。http://dx.doi.org/10.1016/j.foreco.2010.01.032

阿姆斯特朗，2004。考虑到野火的风险，木材供应的可持续性。森林科学(5): 626 - 639。

贝克，W. L. 2012。来自俄勒冈州东部喀斯喀特干林恢复调查的广泛的空间历史数据的意义。生态球3(3): 1-39。http://dx.doi.org/10.1890/es11-00320.1

贝克，W. L. 2015。历史上的北方斑点猫头鹰栖息地和古老的干燥森林由混合严重的野火维持。景观生态学(4): 655 - 666。http://dx.doi.org/10.1007/s10980-014-0144-6

贝克，W. L.和D. J. Mladenoff. 1999。森林景观空间建模研究进展与未来发展方向。333 - 349页在D. J.姆拉德诺夫和W. L.贝克，编辑。森林景观变化的空间建模:方法与应用。剑桥大学出版社，英国剑桥。

巴罗斯，a.m.g.， a.a.a Ager, m.a. Day, H. K. Preisler, t.a. Spies, E. White, R. Pabst, K. A. Olsen, E. Platt, J. D. Bailey, J. P. Bolte. 2017。美国俄勒冈州中部模拟野火、森林管理和森林演替的时空动态。生态和社会22(1): 24。https://doi.org/10.5751/ES-08917-220124

伯格曼，R.， M. Puettmann, A. Taylor和K. E. Skog. 2014。木制品的碳影响。森林产品杂志64(7 - 8): 220 - 231。http://dx.doi.org/10.13073/fpj-d-14-00047

Beukema, S. J.， W. A. Kurz, W. Klenner, J. Merzenich, M. Arbaugh, 2003。应用TELSA评估可选管理方案。145 - 154页在g·j·阿尔绍和t·m·巴雷特，编辑。森林资源系统分析。施普林格，Dordrecht，荷兰。http://dx.doi.org/10.1007/978-94-017-0307-9_16

博尔特，j.p, D. W.赫尔斯，S. V.格雷戈里，C.史密斯，2006。模拟生物复杂性——演员、景观和可选的未来。环境建模及软件22(5): 570 - 579。http://dx.doi.org/10.1016/j.envsoft.2005.12.033

Borshchev, A.和A. Filippov. 2004。从系统动力学和离散事件到实际的基于代理的建模:原因，技术，工具。第45页在M.肯尼迪、G. W.温奇、R. S.兰格、J. I.罗和J. M.燕尼主编。系统动力学学会:第22届国际会议论文集。系统动力学学会，纽约州奥尔巴尼，美国。(在线)网址:http://www.systemdynamics.org/conferences/2004/SDS_2004/PROCEED.pdf

鲍曼，d.m.j. S, J. K.巴尔奇，P.阿塔索，W. J.邦德，J. M.卡尔森，M. A.科克伦，C. M. D '安东尼奥，R. S.德弗里斯，J. C.多伊尔，S. P.哈里森，F. H.约翰斯顿，J. E.基利，M. A.克劳丘克，C. A.库尔，J. B.马斯顿，M. A.莫里茨，I. C.普伦蒂斯，C. I.鲁斯，A. C.斯科特，T. W.斯威特南，G. R.范德韦夫，S. J.派恩。2009。地球系统中的火。科学324(5926): 481 - 484。http://dx.doi.org/10.1126/science.1163886

盒子,p . 2002。空间单位作为代理:使景观在基于代理的模拟中成为平等的玩家。59 - 82页在h.r. Gimblett，编辑。整合地理信息系统和基于代理的建模技术，模拟社会和生态过程。牛津大学出版社，英国牛津。

布朗，D. G.， S. Page, R. Riolo, M. Zellner, W. Rand, 2005。基于agent的土地利用空间模型的路径依赖与验证。国际地理信息科学杂志19(2): 153 - 174。http://dx.doi.org/10.1080/13658810410001713399

Burcsu, T. K, J. S. Halofsky, S. A. Bisrat, T. A. Christopher, M. K. Creutzburg, E. B. Henderson, M. A. Hemstrom, F. J. Triepke, M. Whitman. 2014。美国太平洋西北和西南地区森林、林地、灌丛和草地植被群落的动态植被建模。15 - 69页在J. E. Halosfky, M. K. Creutzburg和M. A. Hemstrom，编辑。在大型景观中整合社会、经济和生态价值。通用技术报告PNW-GTR-896。美国农业部林业局太平洋西北研究站，俄勒冈州波特兰，美国。(在线)网址:http://www.fs.fed.us/pnw/pubs/pnw_gtr896.pdf

卡尔金，J. D.科恩，M. A.芬尼，M. P.汤普森。2014。风险管理如何在荒野-城市界面预防未来的野火灾害。美国国家科学院院刊111(2): 746 - 751。http://dx.doi.org/10.1073/pnas.1315088111

Charnley, s . 2014。通过国家森林管理创造就业的战略。599 - 628页在J. W.朗，L.奎恩-戴维森，C. N.斯金纳，编辑。科学综合支持内华达山脉和喀斯喀特山脉南部的社会生态恢复能力。通用技术报告PSW-GTR-247。美国农业部林业局太平洋西南研究站，美国加利福尼亚州奥尔巴尼。(在线)网址:http://www.fs.fed.us/psw/publications/reports/psw_sciencesynthesis/psw-gtr-247_POSTPRINT_7-03-14.pdf

查利，S.， M. R.坡，A. A.阿格，T. A.间谍，E. K.普拉特，K. A.奥尔森，2015。一个亟待解决的问题:通过缓解野火减少灾害风险的社会动态。人类组织74(4): 329 - 340。http://dx.doi.org/10.17730/0018-7259-74.4.329

S.查利，t.a. Spies, A. M.G.巴罗斯，E. M.怀特，K. A.奥尔森，2017。森林管理多样性以减少野火损失:对恢复力的影响。生态和社会22(1): 22。https://doi.org/10.5751/ES-08753-220122

周J. D. C.斯托林和K.莫勒。2004。整合知识，模拟景观尺度的植被变化。西方应用林业杂志19(2): 102 - 108。

克拉克，D. A.， R. G.安东尼，L. S.安德鲁斯。2013。野火、回收性伐木与北方斑点猫头鹰筑巢领地的关系。野生动物管理杂志77(4): 672 - 688。http://dx.doi.org/10.1002/jwmg.523

科恩，2000年。预防灾难:荒野-城市界面的家庭可燃性。《林业98(3): 15至21。

康利斯克，E. D.西法德，J.富兰克林和H. M.里根，2015。利用动态植被模型预测火灾对脆弱多物种群落的影响。生态模型301:27-39。http://dx.doi.org/10.1016/j.ecolmodel.2015.02.004

迪克森，G. E. 2015。基本FVS:森林植被模拟器的用户指南。修改后的版本。美国农业部林业局森林管理服务中心，美国科罗拉多州柯林斯堡。(在线)网址:http://www.fs.fed.us/fmsc/ftp/fvs/docs/gtr/EssentialFVS.pdf

费尔南德斯和H. S.博特略，2003。减少火灾危险的规定燃烧效果综述。国际野火杂志12(2): 117 - 128。http://dx.doi.org/10.1071/wf02042

芬尼，2002年。用最小旅行时间法进行火灾生长。加拿大森林研究杂志32(8): 1420 - 1424。http://dx.doi.org/10.1139/x02-068

芬尼，2006年。FlamMap火灾建模功能概述。213 - 220页在P. L.安德鲁斯和B. W.巴特勒，编辑。燃料管理——如何衡量成功:会议记录。程序RMRS-P-41。美国农业部林业局落基山研究站，美国科罗拉多州柯林斯堡。(在线)网址:http://www.fs.fed.us/rm/pubs/rmrs_p041.pdf

芬尼，m.a.， C. W.麦克休，i.c.格伦费尔，K. L.莱利，K. C.肖特，2011。美国大陆野火风险概率分量的模拟。随机环境研究与风险评估25(7): 973 - 1000。http://dx.doi.org/10.1007/s00477-011-0462-z

费舍尔，A. P.和L.贾斯尼，2017。适应环境变化的能力:来自关注不断增加的野火风险的组织网络的证据。生态和社会22(1): 23。https://doi.org/10.5751/ES-08867-220123

格林，V.， U.伯格，D. L.迪安吉利斯，J. G.波尔希尔，J.吉斯克，S. F. Railsback. 2010。ODD协议:回顾和首次更新。生态模型221(23): 2760 - 2768。http://dx.doi.org/10.1016/j.ecolmodel.2010.08.019

古斯塔夫森，E. J.， D. E. Lytle, R. swwaty和C. Loehle, 2007。模拟多种森林经营策略对森林可持续性景观测度的累积效应。景观生态学22(1): 141 - 156。http://dx.doi.org/10.1007/s10980-006-9017-y

哈格曼，r·K, j·f·富兰克林，K·n·约翰逊，2014。美国俄勒冈州喀斯喀特山脉北部东坡混合针叶林的历史条件。森林生态与经营330:158 - 170。http://dx.doi.org/10.1016/j.foreco.2014.06.044

霍尔，2015年。俄勒冈州中部NIPF燃料处理的远程探测和预测位置。论文。俄勒冈州立大学，科瓦利斯，俄勒冈，美国。(在线)网址:http://hdl.handle.net/1957/55299

哈洛夫斯基，J. S.， J. E.哈洛夫斯基，T. Burcsu, M. A. Hemstrom. 2014。在模拟的气候管理情景下，美国俄勒冈州中部的干旱森林恢复力有所不同。生态应用程序24(8): 1908 - 1925。http://dx.doi.org/10.1890/13-1653.1

M. A. Hemstrom, J. Merzenich, A. Reger和B. Wales. 2007。利用状态和过渡模型对美国俄勒冈州格兰德朗德河上游子流域景观管理情景进行综合分析。景观与城市规划80(3): 198 - 211。http://dx.doi.org/10.1016/j.landurbplan.2006.10.004

赫斯伯格，P. F.和J. K.阿吉，2003。1800-2000年美国西北内陆森林的环境叙述。森林生态与经营178(1 - 2): 23-59。http://dx.doi.org/10.1016/s0378 - 1127 (03) 00052 - 5

基恩，R. E.， G. J.卡里，I. D.戴维斯，M. D.弗兰尼根，R. H.加德纳，S. Lavorel, J. M.勒尼汉，C.李，T. S. Rupp. 2004。景观火灾演替模型的分类:火灾和植被动态的空间模拟。生态模型179(1): 3-27。http://dx.doi.org/10.1016/j.ecolmodel.2004.03.015

凯利，E. C.和J. C.布利斯，2009。健康的森林，健康的社区:自然资源依赖型社区的新范式?社会与自然资源22(6): 519 - 537。http://dx.doi.org/10.1080/08941920802074363

R. S. H.肯尼迪和M. C.温伯利。2009。美国太平洋西北部内陆干燥森林的历史火灾和植被动态，以及与北方斑点猫头鹰(思occidentalis caurina)栖息地保护。森林生态与经营258(5): 554 - 566。http://dx.doi.org/10.1016/j.foreco.2009.04.019

甘乃迪、杨宗泽、科恩。2010。利用每年的Landsat时间序列探测森林扰动和恢复的趋势:LandTrendr -时间分割算法。环境遥感114(12): 2897 - 2910。http://dx.doi.org/10.1016/j.rse.2010.07.008

兰斯顿:1995。森林梦，森林噩梦:西部内陆古老生长的悖论。华盛顿大学出版社，西雅图，美国华盛顿。

李，r.g.， 2009。神圣的树。95 - 103页在t。a。Spies和s。l。Duncan，编辑。旧的增长在一个新世界:太平洋西北地区的标志重新审视。岛屿出版社，华盛顿特区，美国。

J.莱姆库尔、W.盖恩斯、D. W.彼得森、J.贝利和A.扬布拉德主编。2015.喀斯喀特山脉东部干枯混交林恢复和斑点猫头鹰生境管理综合造林和监测指南。通用技术报告PNW-GTR-915。美国农业部林业局太平洋西北研究站，俄勒冈州波特兰，美国。http://dx.doi.org/10.2737/pnw-gtr-915

刘，J, T. Dietz, S. R. Carpenter, M. Alberti, C. Folke, E. Moran, A. N. Pell, P. Deadman, T. Kratz, J. Lubchenco, E. Ostrom, Z.欧阳，W. Provencher, C. L. Redman, S. H. Schneider，和W. W. Taylor. 2007。人类与自然耦合系统的复杂性。科学317(5844): 1513 - 1516。http://dx.doi.org/10.1126/science.1144004

劳德米尔克，E. L.， R. M.谢勒，P. J.韦斯伯格，J.杨，T. E.迪尔茨，S. L.卡拉姆，C.斯金纳。2013。未来森林的碳动态:长期演替遗产和气候-火相互作用的重要性。全球变化生物学19(11): 3502 - 3515。http://dx.doi.org/10.1111/gcb.12310

lovang, s.c.p, g.m. Riegel. 2012。预测绒雀花的出现(叶片tectorum)在俄勒冈州中部。入侵植物科学与管理“，5(1): 83 - 91。http://dx.doi.org/10.1614/ipsm-d-11-00029.1

麦卡弗里博士，2006年。规定火:什么影响公众的认可?192 - 198页在m·b·狄金森，编辑。东部橡树林火灾:向土地管理者传递科学。通用技术报告NRS-P-1。美国农业部林业局北方研究站，美国宾夕法尼亚州纽敦广场。(在线)网址:http://www.fs.fed.us/nrs/pubs/gtr/nrs_gtrP1.pdf

McCaffrey, S.， E. Toman, M. Stidham和B. Shindler. 2012。与野火管理相关的社会科学研究:近期研究成果综述及未来研究需求。国际野火杂志22(1): 15 - 24。http://dx.doi.org/10.1071/wf11115

梅格斯，G. W.， J. L.坎贝尔，H. S. J.扎尔德，J. D.贝利，D. C.肖，R. E.肯尼迪。2015。针叶林昆虫爆发后，发生火灾的可能性会增加吗?生态球6(7): 118。http://dx.doi.org/10.1890/ES15-00037.1

梅谢尔，a.g.， t.a. Spies, E. K. Heyerdahl, 2014。俄勒冈州中部的混合针叶林:伐木和防火的影响因环境而异。生态应用程序24(7): 1670 - 1688。http://dx.doi.org/10.1890/13-1585.1

米灵顿，R.罗梅罗-卡尔塞拉达，J.温赖特，G.佩里，2008。基于agent的地中海农业土地利用/覆盖变化野火风险评估模型。人工社会与社会模拟杂志11(4): 4。(在线)网址:http://jasss.soc.surrey.ac.uk/11/4/4.html

Morzillo, A. T. P. Comeleo, B. Csuti和S. Lee. 2014。状态-过渡模型在野生动物栖息地评价中的应用。129 - 146页在J. E. Halosfky, M. K. Creutzburg和M. A. Hemstrom，编辑。在大型景观中整合社会、经济和生态价值。gtr pnw - - 896。美国农业部林业局太平洋西北研究站，俄勒冈州波特兰，美国。(在线)网址:http://www.fs.fed.us/pnw/pubs/pnw_gtr896.pdf

诺斯，M. B. M.柯林斯，S.斯蒂芬斯，2012。利用火来增加燃料处理的规模、效益和未来的维护。《林业110(7): 392 - 401。http://dx.doi.org/10.5849/jof.12-021

诺斯，R. F.富兰克林，W. L.贝克，T.舍恩纳格尔和P. B.莫伊尔，2006。管理美国西部易发生火灾的森林。生态学与环境前沿“，4(9): 481 - 487。http://dx.doi.org/10.1890/1540 4 - 9295 (2006) [481: mffitw] 2.0.co; 2

O 'Connor, c.d.， g.m. Garfin, d.a. Falk, t.w. Swetnam. 2011。人类火地理学:火、气候和人类的新协同作用正在重塑全球的生态系统。地理指南针5(6): 329 - 350。http://dx.doi.org/10.1111/j.1749-8198.2011.00428.x

奥迪翁，D. C. T.汉森，D. A.德拉萨拉，W. L.贝克，M. L.邦德，2014。火灾和商业间伐对北方斑点猫头鹰未来栖息地的影响。开放的生态学杂志(7): 37-51。http://dx.doi.org/10.2174/1874213001407010037

奥曼，J. L.， M. J.格雷戈里，E. B.亨德森和H. M.罗伯茨，2011。用最近邻归入法绘制群落组成梯度:扩展地块数据用于景观分析。植被科学杂志22(4): 660 - 676。http://dx.doi.org/10.1111/j.1654-1103.2010.01244.x

奥尔森，C. S.， J. D. Kline, A. A. Ager, K. A.奥尔森和K. C. Short. 2017。研究生物物理条件对荒野-城市界面业主-易火景观野火风险缓解活动的影响。生态和社会22(1): 21。https://doi.org/10.5751/ES-09054-220121

派恩，S. J. 2008。火花和蔓延:一场世界巡演。森林今天历史2008:4-11下降。(在线)网址:http://www.foresthistory.org/Publications/FHT/FHTFall2008/Pyne.pdf

拉德罗夫，v·C, r·b·哈默，s·i·斯图尔特，j·s·弗里德，s·s·霍尔科姆，j·f·麦基弗莱。2005.美国的荒野-城市界面。生态应用程序15(3): 799 - 805。http://dx.doi.org/10.1890/04-1413

莱因哈特，R. E.基恩，D. E.卡尔金，J. D.科恩，2008。美国西部内陆森林生态系统荒地燃料处理的目标和考虑。森林生态与经营256(12): 1997 - 2006。http://dx.doi.org/10.1016/j.foreco.2008.09.016

罗德斯，j.j.和W. L.贝克，2008。美国西部公共森林火灾概率、燃料处理效果和生态权衡。开放森林科学杂志1(1): 1 - 7。http://dx.doi.org/10.2174/1874398600801010001

罗宾斯，1997。充满希望的风景:俄勒冈州的故事，1800-1940。华盛顿大学出版社，西雅图，美国华盛顿。

罗林斯，2009。陆地火灾:全国一致的植被、野外火灾和燃料评估。国际野火杂志18(3): 235 - 249。http://dx.doi.org/10.1071/wf08088

罗洛夫，G. J.米利，J. D.贝利。2012。火灾易发景观中受保护物种的危险性比较评估。森林生态与经营277:1-10。http://dx.doi.org/10.1016/j.foreco.2012.04.015

G. J. Roloff, S. P. Mealey, C. Clay, J. Barry, C. Yanish, L. Neuenschwander. 2005。俄勒冈州南部喀斯喀特的短期和长期风险建模过程。森林生态与经营211(2): 166 - 190。http://dx.doi.org/10.1016/j.foreco.2005.02.006

雷基尔，E. J. Jr. 1996。检验生态模型:验证的意义。生态模型90(3): 229 - 244。http://dx.doi.org/10.1016/0304 - 3800 (95) 00152 - 2

谢勒，R. M.， J. B.多明戈，B. R. Sturtevant, J. S. Williams, A. Rudy, E. J. Gustafson, D. J. Mladenoff. 2007。具有灵活时空分辨率的空间景观模拟模型LANDIS-II的设计、开发与应用。生态模型201(3 - 4): 409 - 419。http://dx.doi.org/10.1016/j.ecolmodel.2006.10.009

谢勒，R. M.， W. D.斯宾塞，H.鲁斯提吉安-罗姆索斯，A. D.西法德，B. C.沃德，J. R.斯特里托尔特。2011。利用随机模拟评价森林野火的竞争风险和对孤立森林食肉动物的燃料管理。景观生态学26日(10):1491 - 1504。http://dx.doi.org/10.1007/s10980-011-9663-6

Scott J. H.和R. E. Burgan. 2005。标准火灾行为燃料模型:一套综合的罗瑟梅尔表面火灾蔓延模型。通用技术报告rms - gtr -153。美国农业部林业局落基山研究站，美国科罗拉多州柯林斯堡。(在线)网址:http://www.fs.fed.us/rm/pubs/rmrs_gtr153.pdf

《间谍》，T. A.， M. A. Hemstrom, A. Youngblood, S. Hummel, 2006。在易受干扰的景观中保护原始森林多样性。保护生物学20(2): 351 - 362。http://dx.doi.org/10.1111/j.1523-1739.2006.00389.x

间谍，T. A.， K. N.约翰逊，K. M.伯内特，J. L.奥曼，B. C.麦库姆，G. H.里夫斯，P.贝廷格，J. D.克莱恩，B.加伯-扬茨。2007.俄勒冈州沿海地区森林政策的累积生态和社会经济效应。生态应用程序5 - 17(1): 17。http://dx.doi.org/10.1890/1051 - 0761 (2007) 017 (0005: ceaseo) 2.0.co; 2

《间谍》，T. A.， E. M.怀特，J. D.克莱恩，A. P.费舍尔，A.阿格，J.贝利，J.博尔特，J.科赫，E.普拉特，C. S.奥尔森，D.雅各布斯，B.辛德勒，M. M.斯蒂恩-亚当斯，R.哈默。2014。将易火森林景观作为人类和自然系统的耦合研究。生态和社会19(3): 9。http://dx.doi.org/10.5751/ES-06584-190309

Stebleton, A.和S. Bunting. 2009。大盆地荞属科草原和杜松林地燃料定量指南。Technical Note 430。BLM /身份证/ PT-09/002 + 2824。美国科罗拉多州丹佛市土地管理局。(在线)网址:http://www.sagestep.org/pdfs/SageSTEPFuelsGuide.pdf

斯蒂芬斯，s.l.和l.w.露丝，2005。美国联邦森林火灾政策。生态应用程序15(2): 532 - 542。http://dx.doi.org/10.1890/04-0545

斯坦因，P.， P.赫斯伯格，T. Spies, M. Kramer, C. J. Fettig, A. Hansen, J. Lehmkuhl, K. O 'Hara, K. Polivka, P. Singleton, S. Charnley, A. Merschel, R. White. 2014。俄勒冈州东部和华盛顿州潮湿混合针叶林的生态学和管理:相关生物物理科学的综合和对未来土地管理的影响。通用技术报告PNW-GTR-897。美国农业部林业局太平洋西北研究站，俄勒冈州波特兰，美国。http://dx.doi.org/10.2737/pnw-gtr-897

西法德，a.d.， R. M.谢勒，B. C.沃德，W. D.斯宾塞和J. R.斯特里托尔特。2011。模拟美国加利福尼亚州内华达山脉燃料处理的景观尺度效应。国际野火杂志20(3): 364 - 383。http://dx.doi.org/10.1071/wf09125

汤普森，j.r.， t.a.间谍，2009。植被和天气解释了混合严重程度的大型野火中树冠损伤的变化。森林生态与经营258(7): 1684 - 1694。http://dx.doi.org/10.1016/j.foreco.2009.07.031

D. L.厄本，M. F.阿塞韦多，S. L.加曼，1999。使用从模型派生的模型(元模型)将细尺度流程扩展为大规模模式。70 - 98页在D. J.姆拉德诺夫和W. L.贝克，编辑。森林景观变化的空间建模:方法与应用。剑桥大学出版社，英国剑桥。

沃林，d.o.， F. J.斯旺森，B.马克斯，1994。景观格局对格局生成规律变化的响应:林业土地利用遗产。生态应用程序4(3): 569 - 580。http://dx.doi.org/10.2307/1941958

荒野消防领导委员会。2014。一项全国性的野火协调管理战略。野火领导委员会，美国农业部和美国内政部，华盛顿特区，美国。(在线)网址:http://www.forestsandrangelands.gov/strategy/documents/reports/1_CohesiveStrategy03172011.pdf