研究

在推卸责任的游戏之外，一个修复途径调和了生态学家和地方领导人对季节性干旱热带森林退化的不同模式

• 摘要
• 简介
• 方法
  • 研究区域
  • 模型的启发和发展
• 结果
  • 自然状态
  • 半自然的状态
  • Shrub-dominated状态
  • 简化的状态
  • 干旱土地状态
• 讨论
• 结论
• 对本文的回应
• 致谢
• 文献引用

介绍

随着全球变化的加速，生态退化和生物多样性的丧失进一步加剧，这凸显了积极管理生态系统的必要性，以维持或恢复支持人类福祉的生态系统服务(Hobbs等，2011年，Bennett等，2015年)。尽管生态学家努力研究生态系统的动态以及定义生态系统的物种和功能，但几十年来，在某些情况下，我们仍然缺乏对大多数生态系统的复杂动态的了解，从而使我们能够自信地干预它们的管理(DeFries和Nagendra 2017)。令人担忧的是，在决策者提出的保护或恢复计划中，我们所拥有的科学认识并不总是被考虑在内(Cook et al. 2010)。

旱地生态系统的动态(如Maestre等人，2012)研究相对较少，这使得采取知情的管理和恢复行动更加困难(James等人，2013)。尽管旱地约占地球陆地表面的42%，养活了世界上很大一部分人口(James等人，2013年，de la Cruz等人，2017年)，但这方面的研究仍然匮乏。这些生态系统天生就会受到周期性的极端环境的影响，因此，由于对其生态功能的人为压力，它们面临着不可逆转的退化风险(Reynolds et al. 2007, Bestelmeyer et al. 2015)。

生态群落由复杂的生物和非生物相互作用组成，可能跨越大空间区域和长时间。因此，生态系统的管理需要通过调整到特定问题或目标的模型表示来简化这种固有的复杂性(Starfield 1997)。一个组织和交流关于生态系统退化和恢复动态信息的强大框架是状态转移模型(STM;Westoby et al. 1989, Bestelmeyer et al. 2017)。STM的核心包括基于组成、结构和功能的离散生态系统状态的定性或定量描述，这可能是管理的功能及其与系统生物和非生物驱动因素的相互作用。除了证明状态，模型还应该识别状态之间观察到的或假定的过渡的原因，以及特定社区恢复的限制(Bestelmeyer等，2017年)。

STM模型很容易适应不可逆跃迁和可选或新状态的定义;因此，它是表示非线性生态系统动态(Oliva et al. 2016)甚至生态系统崩溃(Bland et al. 2016)的合适工具。STMs范围从简化的概念形式(例如，Westoby等人1989年，Eastburn等人2017年)到复杂的数量形式(例如，Rumpff等人2011年)，不同的生态环境，如栖息地(Wilkinson等人2005年，McIntyre和Lavorel 2007年，Grechi等人2014年，Young等人2014年，Tarrasón等人2016年)或行业(Radford等人2014年)，以及小规模(Spooner和Allcock 2006年，Oliva等人2016年)和大规模(Steele等人2012年)。此外，stm是具有强大沟通潜力的图形模型(Bestelmeyer et al. 2017)。它们可用于缓和恢复到“原始”状态的错误预期(Laycock 1991)，并突出不良状态并展示可采取的预防措施(Westoby等人1989年，Whalley 1994年，Bland等人2016年)。

大多数生态模型，包括STMs，都是根据科学范式下产生的知识和观察构建的，但人们对融入当地知识越来越感兴趣(例如，Bestelmeyer等人2017,Avirmed等人2018,Bélisle等人2018)。科学数据和观点提供了可重复性和结构来处理观测偏差(Knapp et al. 2011)，但往往缺乏时间深度。相比之下，一个有洞察力的当地人可能会长时间密切观察环境，这可能会提供独特的洞察力(Lynam等人2002,Duncan等人2010,Mistry和Berardi 2016, Schulz等人2019)。除了本地知识可能有助于生态模型的概念和构建这一具体见解之外，以参与式方法为基础的研究成果还可以产生对管理者和其他利益相关者可访问、可信和有用的产品和工具(Cash等人2003年，Prell等人2007年，Reid等人2016年)。

我们借鉴了生态学和当地的专业知识，为厄瓜多尔南部的季节性干燥热带森林(SDTF)制定了STM。干燥热带森林的命名和驱动因素是短暂的潮湿和湿润期和漫长的干燥期的强烈鲜明的季节性(例如，Murphy和Lugo 1986, Espinosa et al. 2012)。这种森林类型主导着赤道太平洋生态区，该区域被认为是全球保护的重点，因为其特有物种的数量异常之多(Dinerstein et al. 1995, Davis et al. 1997, Myers et al. 2000, Olson and Dinerstein 2002)。这些森林是博斯克塞科生物圈保护区和博斯克德巴斯跨界生物圈保护区的组成部分，其中包括秘鲁北部邻近的景观(http://www.unesco.org/new/en/natural-sciences/environment/ecological-sciences/biosphere-reserves/）.

近年来，对厄瓜多尔南部SDTF的认识取得了重要进展，特别是在植物区系和生物地理学方面(Aguirre Mendoza和Kvist 2005, Cueva Ortiz和Chalán 2010, Portillo-Quintero和Sánchez-Azofeifa 2010, Espinosa等人2011,2012,2016,Jara-Guerrero等人2011,2015,2018,Aguirre Mendoza和Geada-Lopez 2017, Cueva Ortiz等人2019)。然而，这些信息还没有以一种可以让生态学家和管理者预测SDTF生态系统保护风险的方式进行整合(Escribano-Avila等人，2017年)。在我们的STM中，我们组织了目前的知识，并确定了生态学家和有知识的当地人在SDTF的干扰过程和恢复可能性方面的差异和共同点。通过强调相互竞争的观点，该模型可以支持制定管理议程，以解决可能阻碍保护、成功恢复和支持明智使用资源和维护生态系统功能的可持续管理的知识差距。

方法

研究区域

该研究位于厄瓜多尔西南部Loja省Zapotillo县约875平方公里的SDTF区域(图1)，海拔182 - 835米。气候属亚热带，年平均降水量约500毫米(Aguirre Mendoza and Kvist 2005)，年平均气温25.8°C (Hurtado 2015)。土壤以土质土(~98%)为主，这是浅至陡峭斜坡上的年轻易侵蚀土壤(Hurtado 2015年)。根据海拔、地形和年平均降水量的不同，Zapotillo的SDTF在组成和相对优势上从半落叶林到落叶林各不相同(Espinosa et al. 2011)。这种变化符合我们的“生态站点”概念(如Bestelmeyer等人，2010)，并且不干扰状态描述和描述。

Zapotillo县在1213平方公里的总面积中有12,312名居民，农村地区的人口密度为8人/平方公里(INEC 2010年)。当地居民最重要的经济活动是农作物和牲畜生产(主要是山羊;INEC 2010)，牲畜放牧是在森林内的一个林丛系统中进行的(Ochoa等人，2016年)。传统上，山羊自由地进入森林，这为它们的主人提供了较低的时间和资源投资。当地认识到对Zapotillo地区森林保护价值的威胁，从而建立了私人保护倡议，约占Zapotillo县的19%，以及政府倡议，约占该县的15% (Hurtado 2015年)。我们重点研究了家畜活动历史不同的现存森林遗迹。

模型的启发和发展

我们从8位生态专家(以下简称生态学家)和6位有知识的当地人(以下简称当地人)的意见中得出了STM的概念。我们的方法采用了斯坦福/SRI专家诱导协议的最初四个步骤(van der Sluijs等人，2004年):(1)识别和选择专家，(2)激励主体，(3)构建，(4)从生态学家和当地人那里引出关于他们意见的不确定性和限制。

我们选择了受过生物学、生态学、环境管理或林业专业培训的生态学家;Zapotillo SDTF的技术和至少5年的现场经验;以及与研究领域相关的出版物的作者(附录1)。应用连锁抽样策略(Newing 2011)，要求第一批确定的生态学家推荐其他生态学家。这一过程产生了三个机构的生态学家:Técnica特别洛哈大学、洛哈国立大学和国际自然与文化(一个非政府组织)。为了识别当地人，我们使用了链式抽样策略，从与上述三家机构合作的联系人开始。我们使用两个标准来选择当地人:在研究区域居住至少20年，主要活动基于森林生态系统的牲畜放牧。一些受访者还在森林环境中从事狩猎和自给农业。每个当地人都在家中接受采访，所有采访都用西班牙语进行。文中注明的释义由作者团队翻译。

我们试图使生态学家和当地人的知识可见、可用和可比较(Slottje et al. 2008)。当地人的知识在本质上也被认为是生态的，但来自一个非科学的传统知识基础。科学知识和传统生态知识的区别是有争议的(例如，Agrawal 1995, Raymond et al. 2010)，但为了应对数据空白，越来越多地使用生态学中的诱导技术(例如，Johnson et al. 2012, McBride et al. 2012)，有可能将科学知识和地方知识置于更公平的观察基础上。

我们使用了经过测试的半结构化访谈，以澄清它们引发了预期的回答类型(例如，Martin et al. 2012)。为了减少关键STM概念解释中的主观性，我们一贯使用森林状态、过渡、过渡驱动因素、管理行动和风险阶段的定义(表1)，这些定义来自Rumpff等人(2011)和Bestelmeyer等人(2010,2017)。这些定义是在访谈开始时提供给参与者的。对于当地人，我们使用替代的非技术术语(表1)。每次采访都在参与者事先同意的情况下进行记录。

我们进行了两轮面试。在第一轮测试中，我们要求参与者识别他们在森林中识别的不同状态(附录2)。然后我们要求他们提出定义这些状态的变量，以及与每个状态相关的管理操作。在与当地人的采访中，我们使用替代问题来避免使用技术语言(附录2)。从这些数据中，我们生成了表示SDTF状态和转换的初步模型图。受访者被鼓励描述定义每个状态的变量，如物种丰富度或植物覆盖，并使用定量尺度描述这些变量的变化。我们按照Newing(2011)的方法对受访者的回答进行了整理。这个过程从五个类别的定义开始，这五个类别改编自Bestelmeyer等人(2010,2017):森林状态、过渡、驱动因素的持续时间、管理行动的持续时间和风险阶段。在森林状态中，我们定义了结构、植被覆盖、特征物种、树高、功能、更新和土壤的子类。有了这些编码的信息，我们就构建了我们的STM。

在第二阶段的访谈中，我们通过成员核查过程(Harper and Cole 2012)对STM草案进行了验证，其中包括之前采访过的所有生态学家。我们就提出的状态的有效性、结构、植被覆盖、特征物种、树高、功能、再生或土壤的附加特征以及导致状态变化的阈值征求了意见。为了引出变化和极限，我们鼓励受访者考虑并表示不确定性(Cooke 1991)，使用每个状态下每个变量的最大值和最小值。在可能的情况下，用已出版的定量资料补充所获得的资料。这一阶段的结果决定了最终的STM模型。

抽样单位是每个个体，分析不寻求产生正式的共识(例如，McBride等人，2012)，而是记录、考虑并保存生态学家和当地人之间的判断差异，这对于探索不确定和复杂的系统是有价值的(例如，Granger Morgan等人，2002)。在结果和讨论中，我们指的是状态和定义状态的特征的一致和不一致，判断是基于对受访者的编码回答的分析。它们被附带注释;例如，E 5/8表示8位生态学家中有5位的观点与某一特定细节或观点一致。

结果

根据结构特征和物种组成确定了5个森林状态(图2)。我们使用的名称为:天然(N)、半天然(sN)灌木为主(Sd)、简化(S)和干旱区(Al)。图2总结了对状态的详细观察;在这里，我们只强调与我们的讨论最相关的结果。

自然状态

所有参与者都将一个自然或参考状态定义为在三个层次上具有高度结构多样性的森林，加上突现树木、树木密度高和木本植物物种丰富度高。当地人称这个州为博斯克tupido,参考其紧密编织的上层地层。自然再生被认为是丰富的(E 8/8;L 6/6)，一些生态学家指出，这是由于种子在土壤中储存的密度高(E 2/8)。当地人用种子品种多、萌发高、再生好来形容再生。这些森林据说与相对肥沃的土壤有关，尽管不是特别深。

所有参与者都认为N状态是存在的。他们认为小规模和低强度的采掘用途与国家相符合，例如，为房屋建筑和农场围场采伐木材(E 8/8;L 6/6)和非木材产品的提取(如蜂蜜;E 8/8;L 2/6)。在某些情况下，山羊放牧也被认为与N状态兼容(E 5/8)，一个当地人认为山羊是某些树种的重要种子传播者。

半自然的状态

所有生态学家和当地人都描述了半自然森林状态，树木密度和植物物种丰富度明显低于N状态，特别是在乔木层。这种状态下的树高比N状态下的树低，很大程度上是由于缺少突生树木(图2)。一些当地人(l3 /6)与生态学家的观点一致，他们注意到灌木和草本植物的相对丰富程度有所增加。大多数生态学家和当地人认为N和sN之间的一个关键区别是自然再生的丰度降低(E 6/8;L 5/6);森林缺口仍然开放，而没有再生(E 6/8)。这种模式被解释为种子和幼苗死亡率高的结果，它们更多地暴露在干燥和草食的开放地区。此外，一个当地人提到了一种叫做“发烧”的疾病，它可以杀死成树。

转换

根据当地人的说法，选择性测井是N→sN转变(l5 /6)的驱动因素，由选择性测井强度每公顷移除2-5根茎触发。当地人使用诸如“伐木使森林更加开放”这样的短语。尽管生态学家同意选择性砍伐会减少树木密度，但他们认为山羊的啃食会限制树木的再生，促进生长生长迅速、多刺的灌木物种，从而改变森林状态。巴豆spp。E 8/8)。当大量的牲畜和伐木结合在一起时，它们可以在5-20年内触发从N→sN的转变(图3)。

对于生态学家来说，从sN→N的转变所需要的主要恢复行动是排除牲畜，无论是在大面积(E 7/8)或较小的细胞(例如，100-900 m²;E 1/8)，其中排除交替，以允许再生后的周期性访问。对一些生态学家来说，这一行动被认为足以使森林恢复(E 3/8)，而另一些生态学家则将排除和补充种植结合起来(E 1/8;L /6)、测井控制(E 1/8)或浇水(L 1/6)以刺激再生。有趣的是，尽管当地人不认为牲畜是N→sN转变的一个因素，但大多数(l4 /6)与生态学家的观点一致，即排除牲畜是sN→N转变的关键管理策略(图3)。两组人一致认为，这种转变可能发生在3至30年之间。

Shrub-dominated状态

生态学家和当地居民一致认为，Sd状态对应着物种丰富度和树木密度的降低，乔木层结构的简化，优势向灌木和草本层转变(图2)。生态学家认为，在这种状态下，成树可能稀疏或孤立。能抵抗家畜啃食的密林树木是优势种(例如，Handroanthus chrysanthus而且石莲子glabrata;E 7/8)。对于生态学家(E 6/8)来说，这种状态下可能有也可能没有大的古树，幼苗和幼树的分布往往局限于成熟树木以下。低灌木的地面优势的增加被认为是这种状态的一个重要特征(e7 /8)。

转换

生态学家认为，从sN到Sd的转变是由于畜牧业的增加或每年山羊放牧和伐木的继续持续了5-30年，然而当地人提到了伐木的加剧(图3)。一个当地人提到，这种转变与人类因素无关，只有自然因素，如害虫和干旱。生态学家估计这种转变的时间范围不同，从5年到30年不等，而对当地人来说，这种转变的时间在2年到20年之间，因为司机在伐木(附录3)。

排除牲畜被认为是促进从Sd→sN (E 7/8;L 5/6)。生态学家和当地居民强调，有必要将其与积极的土壤恢复措施和种植或播种树木(L /6)或其他木本物种相结合，为野生动物提供缺失的栖息地资源或促进其他植物物种的再生(E /3)。对于返回Sd→sN可能需要的时间长度的看法从< 10年不等(E 1/8;L 2/6)至20-30年(E 1/8)或> 50年(E 1/8;L 3/6)。

简化的状态

在Zapotillo地区(如Palo Santo Valley和Guayacanes Forest)，人们普遍认识到以某种特定物种为主的地区。然而，只有一小部分受访者认为这些地区是一个独特的生态系统状态。在第二轮访谈中，只有三位生态学家(E / 3/8)假设，仅在Sd状态的地区排除牲畜可以导致Sd→S的过渡(图2和图3)。从这些地点去除牲畜浏览被认为有利于那些剩余的具有再生能力的物种(例如，Handroanthusspp)。因此，与N和sN相比，S状态具有较低的物种均匀性。

干旱土地状态

与N相比，生态学家和当地人都描述了一种植物物种丰富度和树木密度非常低的状态(图2)。这种状态的关键特征是低灌木占地面覆盖的主导地位番薯carnea(附录3)，可以超过70%的植物覆盖。例如，当地人提到了这样的短语:“森林越开阔，草药就越多”，borrachera（即carnea)是最丰富的物种”，“它无处不在”。生态学家补充说，在这个物种下，没有观察到任何物种的再生。剩下的树木非常孤立。人们一致认为，土壤明显裸露和侵蚀。当地人说，“地面坏了，下雨的时候会打滑，因为没有植被”，“地面磨损了，很硬”，或者“很紧实”。

转换

根据生态学家的说法，当传统的山羊饲养系统得以维持时，就会发生从Sd→Al的转变。生态学家指出，这一转变可能需要< 3年到10年(附录3)。5位生态学家提到，在sN状态下，牲畜放牧和伐木的加剧可以触发从sN→Al的直接转变(图3)。

生态学家一致认为，一旦达到Al状态，恢复是困难的，如果不是有效的不可逆转(E 2/8)。为了从Al→Sd回归，生态学家提出了排除牲畜、恢复土壤和重新造林的组合(图3)。此外，当地人和生态学家提到，在这种状态下，有必要改善植物再生的来源。例如，当地人提到“应该种树”。生态学家提到了两种策略:(1)用各种木本植物的种子进行丰富;(2)用护理植物或工程植物重新造林，以改善土壤，为其他物种创造适宜的条件。这些行动的成功将部分取决于与其他森林的距离，这些森林可以成为种子和野生动物到访的来源(E 1/8)。根据当地人的说法，排除牲畜，然后种植灌木，可以促进灌木地层在一年内恢复。然而，树木地层的恢复是困难的，可能需要50年。的树木石莲子glabrata而且Prosopis juliflora如果人工灌溉，可以在裸露的土壤上生长(1/6)。

生态学家认为，利用上述策略从铝→锡进行区域管理可能需要50-100年(E /8)或100年(E /8)。其他人(E 2/8)认为这种转变实际上是不可能的(附录3)。

关于从一种状态过渡到另一种状态的风险阶段存在分歧。一些生态学家和所有当地人(E 3/8;L 6/6)提到旱季是危险阶段，因为选择性砍伐、山羊放牧和燃烧的加剧。当地人还将其归咎于极端干旱事件，导致树木死亡和低再生。另外两名生态学家指出，雨季和旱季之间的转折点是危险阶段，因为许多植物在雨季期间或雨季结束时传播种子并发芽，因此在这一时期食用牲畜会导致很高的幼苗死亡率。对其他三位生态学家来说，风险阶段是雨季的开始，因为当地人可能会为了播种作物而烧毁森林地区(附录3)。这种做法有效地标志着向非森林、可耕种状态的过渡。但是，由于受访者没有提供进一步的信息，关于耕作状态的特征和稳定性或从耕作到次生林的过渡，我们没有在我们的模型中识别这种状态。

讨论

我们为Zapotillo县的SDTF开发了一个STM，包括五个不同的州。当地人和生态学家在其中的四个状态上一致，这些一致使我们能够定义一个STM，其过渡特征是随着森林使用的时间和强度的增加，所有层的树木密度和物种丰富度的逐步丧失。一些生态学家提出了一种额外的简化森林状态，这可能是由于森林结构从Sd状态的有限再生造成的。

尽管当地人和生态学家对大多数状态的存在和特征达成一致，但他们在确定状态之间过渡的主要驱动因素方面很少一致。当地人将更开放和更简化的状态的过渡归因于日志记录。虽然生态学家也认识到了这个驱动因素，但他们认为山羊过度觅食是最重要的驱动因素。这两种驱动因素似乎都影响了森林中的树木密度，但伐木通过移除已生长的树木来改变密度，过度放牧通过抑制树苗的繁殖来影响密度。当地人提出，干旱可能加剧树木的损失，强调气候变化可能会加剧这一过程。beplay竞技这种争论再次出现在秘鲁边境的另一边(Perevolotsky 1991)，生态学家将干旱森林中不可逆转的植被和土壤损失归因于山羊的过度放牧，而那些参与山羊放牧的人则认为极端干旱是根本原因。

事实上，日志和浏览的压力源并不相互排斥。自然死亡或砍伐造成的树木损失和吸收能力的降低是附加压力源，长期暴露和中等强度可使森林从N态转变为Al态。目前，还没有当地的经验数据详细说明砍伐、树木死亡率和树木浏览的空间范围和强度;也没有关于阈值的信息，以帮助确定与维持N或sN州森林相一致的管理制度。有必要设计研究来测试在向较不保守的森林州过渡过程中每种驱动因素的重要性。然而，我们研究的部分教训是有机会不把重点放在退化的原因上，而是放在从现在起可能引起理想变化的管理行动上。此外，关注接下来应该发生什么类型的管理可能需要从森林退一步考虑土地使用背景下的管理。

一些受访者提到了从森林到种植和种植经济作物的过渡，但仍然超出了我们的模型的范围。据说，这些过渡是通过蓄意烧毁森林地区以促进砍伐来进行的。受访者倾向于认为这些地区是过渡到非森林状态的终点站，因为这些地区往往无限期地保持着耕作状态。在研究区域，旱林转为农田的现象正在增加。自20世纪70年代以来，厄瓜多尔南部约9%的SDTF土地被改造为农作物(Tapia-Armijos等人，2015年)，同期墨西哥部分地区更大面积的干旱森林被改造为畜牧用途(Flores-Casas和Ortega-Huerta, 2019年)。尽管我们将STM的范围限制在考虑现存森林的生态状态，但我们进行了两个观察。首先，在其他地方，包括在一些相对类似的生态系统类型中(例如，Burgos和Maass 2004)，农业废弃后的森林恢复是常见的。因此，尽管在研究地区没有观察到从种植到恢复森林的情况，但这是一个合理的未来情景。其次，在STM框架中表示向新状态或尚未记录的状态的转换没有技术障碍(Bestelmeyer et al. 2015)。对于个案研究区域，我们建议通过空间分析提前SDTF→耕作转变的流行程度，然后更新STM，以包括非森林状态和可能的森林和非森林状态的净变化。

显然，促进森林恢复的管理行动应响应森林退化状态和预期结果(例如，Chazdon 2008)，但这种细微差别在管理方案中很少明显(Suárez等，2012)。我们的STM建议，即使在几公里的空间尺度上，也有必要根据森林的当前状态采取不同的恢复行动。由于保持了良好的再生能力，在sN状态下排除牲畜可以是扭转干扰过程的充分做法，而在Al状态下影响土壤功能的更严重和更持久的退化可能需要更积极的恢复(King and Hobbs 2006, Chazdon 2008)。在这种背景下，生态学家和当地人对土壤条件变化的共识很重要，因为这表明了一种可能促进土壤恢复行动应用的共同意识，而这在其他地方被强调为干林功能的关键(Balvanera等人，2002年，Maestre等人，2012年，Ayala-Orozco等人，2018年)。此外，由于大多数与会者同意参考国家支持人类活动，包括牲畜放牧，因此可以在该领域采用土地共享方法的管理行动(Lusiana et al. 2012)。考虑到一些当地人认为森林为山羊提供了重要的住所和饲料资源，以及山羊作为种子传播者为森林提供了生态系统服务的建议，减少牲畜负荷而不是消灭牲畜，可能是最可行的管理途径。研究区内的一些私人保护倡议(如拉木巴保护区)允许当地居民协会使用森林自由放养山羊。此外，最近对该地区土地和森林使用的一项分析认为，在森林生态系统中允许广泛放牧山羊是降低森林转产率的一个重要因素(Ochoa等，2016年)。然而，与N州森林的中长期维持相一致的山羊放牧制度的特征是未知的，填补这一知识缺口的研究应该是优先考虑的。

STM的使用使我们能够确定一种替代的S状态，即当牲畜排除作为Sd森林中唯一的恢复行动时产生的结果。尽管生态学家提到这种状态可能代表着一种稳定的森林状态，但这种状态的动态在很大程度上是未知的。生态学家强调，在Sd和Al状态占主导地位的树种具有浓密的木材和再生能力，这表明环境过滤可能解释了这些状态下物种多样性的丧失(例如，López-Martínez et Al . 2013)。由于S状态来自Sd管理上的排除浏览，所以S的优势种必须来自Sd中的过滤集。S的一个例子是那些被Handroanthus chrysanthus,几乎没有其他树种。由于S状态在第二轮访谈结束时得到了一组生态学家的认可，其特征和转变驱动因素无法与当地人进行对比，因此有必要收集更多当地人对这种状态的感知信息。

与许多STM模型相同的是，作为稳定的、半离散实体提出的状态是有信息的漫画，它们之间的转换更是如此。这些模型并不能取代监测和管理生态系统状况和功能的经验方法。然而，STM结构已被证明与定量学习和适应性管理方法兼容(例如，Gillet等人2002,Rumpff等人2011,Chee等人2016)。30多年前，Murphy和Lugo(1986)在他们关于干林系统生态的全球概览中呼吁收集来自代表性森林地点的长期数据，以了解不同管理制度的动态和影响。不幸的是，这种需求一如既往地强烈。对于Zapotillo的SDTF，需要长期数据或经验洞察力来验证我们的专家提出的状态和动态行为和过渡。这些命题最好被理解为假说或模型，可以在适应性学习框架中进行经验检验(Duncan和Wintle 2008)。STM可以在建议优先知识缺口方面发挥宝贵作用，这些知识缺口不仅适用于生态动态，而且适用于森林作为维持生计、生态系统服务和具有全球意义的生物多样性的重要资源的社会-生态动态。

这一模式需要进一步发展，以帮助促进森林管理和恢复的后续阶段。我们的模型诱导并没有明确地测试不同组参与者的状态的相对可取性。人们可能会认为生态学家的偏好是最大化N状态的SDTF面积，但进一步的工作应该阐明当地专家的价值判断和偏好。进一步的工作还可以包括其他利益攸关方团体。例如，SDTF的新兴非破坏性用途是提取香精油Bursera graveolens(帕洛桑托)，以及与大量开花有关的旅游业Handroanthus chrysanthus(Guayacan)。这些活动的发起者可能在森林国家中有重要的利害关系，这可能是最可取的，同时他们也有关于什么驱动因素控制着这个国家以及什么管理可能有利或不利的意见和经验。

这里所述的森林资源管理反映了人与森林之间的直接关系，其基础主要是利用森林作为提供生存资源的服务。Zapotillo的SDTF与新热带地区的其他SDTF具有许多社会环境特征，如厄瓜多尔西北部的Machalilla国家公园(Lizcano等，2016;E. De la Montaña和V. Pares，个人通信,2018年2月2日)或Tehuacán-Cuicatlán墨西哥生物圈保护区(Baraza Ruiz和Estrella-Ruiz 2008年)。在这些地区，人们用森林饲养牲畜(主要是山羊)，阻碍了森林的恢复。在马查利拉SDTF的特殊情况下，随着牲畜负荷的增加，也观察到类似的树木密度损失和森林物种更新减少的模式(E. De la Montaña和V. Pares，个人通信,2018年2月2日)。

结论

这里所描述的模型是当地专家和生态学家参与的结果，为进一步发展该模型本身以及可持续利用和保护Zapotillo县SDTF的战略提供了良好的基础。多个知识来源的使用提供了模型的可信度。未来的模型开发应该继续邀请这些和其他利益相关者群体的参与，这样所产生的策略才有最大的机会被接受和实施。

尽管该模型提供了关于SDTF动态的重要本地信息和视角，但很明显，为了促进SDTF生态系统的循证管理，仍存在许多关键的知识缺口，必须予以解决。对于可能引发不良和不可逆转的状态变化或有利恢复结果的管理制度的持续时间、强度和规模，生态学家和当地人都不确定。也许更重要的是，必须解决关于总体目标的讨论，即当地和更广泛的利益相关者社区所希望的每个州的面积的相对数量，以便生态系统管理的模型表示在管理规划环境中发挥最大的作用。

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