Hazai tájak ökológiai szempontú szerkezetének vizsgálata Dr. Csorba Péter 1. Bevezetés A geográfia a természet alkotta objektumok és az ember által beleépített mesterséges elemek térbeli elrendeződésével foglalkozó tudomány. Ennek a területi mintázatnak a topográfiai ábrázolásához a földrajz igénybe veszi a kartográfia, mint számára nélkülözhetetlen segédtudomány eszközeit. A körülöttünk lévő tér topográfiai szerkezetét a kartográfia igyekszik egy sajátos jelrendszerrel visszaadni. A geográfia azonban a területi mintázat kialakulásának sajátosságai mellett kutatja az okokat is, amely ehhez a mintázathoz vezetett és keresi a térbeli elemek, foltok működését meghatározó kapcsolatrendszer sajátosságait, a funkcionális összekapcsoltság jellegzetes vonásait. A környezetünket felépítő tér természetes struktúrájának elemzésében a tájföldrajz jár ez élen. A tájkutatás a tájalkotó domborzati, vízrajzi, talajtani stb. egységek területi elrendeződése és ezek működése alapján tájtípusokat, jellegzetes funkcionális alapegységeket különít el. Ma már csaknem minden európai tájtípus felépítésében és működésében jelentős, vagy uralkodó szerepet játszanak az ember által beletett részletek, a települések, az ún. vonalas infrastrukturális objektumok, a mezőgazdasági, erdészeti területhasználat által formált tájfoltok. Az 1980-as évektől a tájakat felépítő strukturális és funkcionális alapegységek területi mintázatának vizsgálatára egy új tájföldrajzi, tájökológiai szakterület jött létre, az ún. tájmetria. Néhány előfutárként értékelhető cikk után, az igazi áttörés talán Monica Turner és Robert Gardner szerkesztésében 1991-ben megjelentetett „Quantitative Methods in Landscape Ecology” („Kvantitatív módszerek a tájökológiában”) című könyvhöz köthető. Legalábbis ezután, az 1990-es évek közepétől sorra jelennek meg olyan publikációk, amelyek jelentős teret szentelnek a táj természetes, vagy a földhasználat révén előálló területi mintázatának (pattern), s ennek jellemzésére valódi tájszerkezet-geometriai elemzéseket közölnek (European Environment Agency 2005, Farina 1995, Grau 1998, Hargis et al. 1998, Johnsson 1995, Klopatek - Gardner 1999, Zepp - Müller 1999). 2. A tájmetriai mérések célja A tájmetriai kutatások mozgatója egyrészt a tájak esztétikai vonzerejének meghatározása, másrészt az ökológiai működésének jobb megértése. A tájesztétika igen hangsúlyos mértékben foglalkozik a tájmintázat (pattern) vizuális szerkezetének elemzésével. A fő kérdés az, hogy a tájat felépítő foltok, növényzet fedettségi típusok, egyéb tájalkotó elemek, pl. települések, vízfelületek, vonalas műszaki létesítmények, stb. milyen érzelmi, hangulati, pszichológiai hatást keltenek (Richling 1988, Mezősi 1991, Pedroli 2000). Pl. mekkora nyílt tájrészlet kell a megnyugtató biztonságérzethez, milyen szerkezetű tájban képes gondtalanul „elengedni magát” az ember, milyen tájszerkezeti adottságok szükségesek a hatékony relaxációhoz, milyen szín és formaegyüttesnek van a legnagyobb hatása a relaxációra, az élményérzetre (Wöbse 2002). Ezzel szemben a tájszerkezet elemzésének ökológiai típusa a tájat felépítő alapelemek, vagyis a (táj)foltok, (tájökológiai)folyosók és a háttér, az ún. mátrixok elrendeződésének térbeli viszonyát annak fényében vizsgálja, hogy az adott struktúra milyen
1
következményekkel jár az élővilág mozgására, működésére nézve, a populációk és populációkollektívumok stabilitására, életképességére. Ez utóbbi kutatás irányzatnak van egy olyan kifejezetten geográfiai változata is, amikor a tájmintázat vizsgálatával egy geográfiai adottságot, egy potenciális lehetőséget elemzünk, de nem feladat az ökológiai konzekvenciák igazolása. (Forman 1995, Jaeger 2002, Kollányi 2006, Mezősi – Fejes 2004.). 3. Tájmetriai mérések Az első mérési lehetőség a tájfoltok közötti távolság kvantitatív elemzése. Ennek ökológiai jelentőségét könnyű belátni, hiszen két tájökológiai folt közötti növekvő távolsággal csökken az anyag- és energiaátvitel nagysága, nő a kapcsolathoz szükséges energia mennyisége és szintén nő az áldozattá válás (predation risk) valószínűsége (Farina 1998). Világos tehát, hogy a tájon belüli ökológiai kapcsolatok intenzitását alapvetően befolyásolja a táj foltmintázata, s lényegi következtetéseket lehet levonni a populációk, részpopulációk (metapopulációk) túlélési esélyeire, vitalitására nézve. A foltok közötti távolság nagymértékben befolyásolja a tájökológiai összekapcsoltság ill. összekapcsolódás (connectedness and connectivity) lehetséges szintjét (Goodwin 2003) A tájak mintázatát jól lehet jellemezni a foltok nagyságára vonatkozó adatokkal is. Ennek ökológiai értelmét az adja, hogy minden társulás, minden populáció egészséges létéhez, fejlődéséhez megfelelő nagyságú térre van szükség.. Minden faj, minden társulás létezéséhez nélkülözhetetlen egy bizonyos minimális terület. Nyilvánvaló, hogy pl. egy fél hektárnyi fenyőerdő nem képes megfelelő életteret biztosítani semmilyen kifejlett társulásnak. Az ökológiai minősítések egyik legnagyobb szakirodalommal rendelkező részterülete az élőegyüttesek stabilitásra vonatkozik (Csorba 1997, Kertész 2002). A stabilitás a külső hatásokkal szemben mutatott ellenállóképesség kifejezésére szolgál. A stabilitás tájmetriai aspektusát nézve annak van jelentősége, ha megmondjuk, hogy a tájépítő foltok milyen hosszú határfelülettel érintkeznek egymással, vagyis a külső hatás – pl. egy invázív gyomféle benyomulásának – milyen hosszú foltszegélyen van lehetősége. Ennek kifejezésére viszonylag régóta alkalmazott mutató a foltok terület-kerület hányadosa. Könnyű belátni, hogy ha egy 2 hektárnyi erdőfoltnak 5 kilométer hosszú kerülete van, az valószínűsíthetően kevésbé sérülékeny élőhely, mintha ugyanazon 2 hektáros erdőfolthoz 8 kilométernyi szegélyhossz tartozik. A terület/kerület hányadosból közvetlenül nem lehet következtetni a folt élővilágának stabilitására, korábban is azt javasoltuk, hogy ezt a hányadost ökogeográfiai stabilitási számnak nevezzük (Csorba 1989). A foltnagyság, a foltkerület ill. az egész vizsgált terület nagysága közti viszony kifejezésére dolgozta ki G.W. Bowen az ún. tájfelszabdaltsági indexet (landscape dissection index=LDI) (Bowen - Burgess 1981). Ez az adat is jó volna ha általánosan elterjedt eszköze lenne a tájak minősítésének (Csorba et al. 2006). Fontos adat lehet a tájfoltokat határoló szegélyzóna összhossza is. A határfelületek, más néven az ökotonok szerepének, az ott lezajló folyamatoknak kutatása az ökológia manapság egyik legtöbbet vizsgált témája (Risser et al. 1984, Forman 1995, Hansen - di Castri 1992, Ingegnoli 2002, Zólyomi 1987). A szegélyhatást (edge effect) nagymértékben befolyásolja az átmeneti zóna éles, vagy simított jellege. Ennek a tulajdonságnak szintén van bizonyos geometriai összetevője, bár kétségtelen, hogy jóval fontosabb az adott ökoton minőségi jellege. Mivel az átlagos ökotonszélesség-adat nem könnyen értelmezhető ökológiai szempontból, marad a tájmetriai értékelés számára az ökotonhossz, ami elég markánsan jelzi a táj mozaikosságát, s a szomszédos tájak összehasonlítására kiválóan alkalmas mutató.
2
Nyilvánvaló, hogy az ökotonhossz adat jól kiegészíti az átlagos foltnagyság ill. a folt terület/kerület hányados alapján kialakuló képet. A tájfoltok ökológiai szerepét jelentős mértékben erősíti a foltok közötti hosszú, keskeny összekötőelemek megléte, a táj ökológiai folyosókban való gazdagsága (van der Sluis et al. 2004.). Ezek a sajátos kapcsolati elemek tájmetriai eszközökkel ugyancsak kifejezhetők. A tájökológiai folyosók hossza és az általuk összekötött foltok nagysága, pl. egy ökológiailag is jól értelmezhető adat (Bastian - Schreiber 1994, Baudry - Baudry-Burel 1982, Forman 1995, Ingegnoli 2002, Schreiber 1988). A (táj)ökológiai folyosók korlátozott mértékben akkor is működnek, ha pl. 5-10-15 méteres szakaszon megszakad folytonosságuk (Risser et al. 1984). Az ilyen folytonossági hiány gyakoriságát, mértékét tájmetriai eszközökkel szintén lehet adatszerűen jellemezni. 4. A települések és a vonalas műszaki létesítmények tájfragmentációja Európa tájainak tájszerkezeti megjelenésében döntő szerepet játszanak a társadalmi területhasználat által kialakított tájelemek, tájfoltok (Jongman - Brunce 2000). A beépítés, a lineáris műszaki létesítmények de már csak a mezőgazdasági parcellák is a természetestől igen erősen eltérő tájmintázatot, szegélyzónákat, ökológiai határfelületeket eredményeznek. Le Corbusier kijelentését, hogy ti. a természet mindig hajlított, görbe felületeivel szemben, az ember hosszú, merev egyenes vonalakat épít be a tájba, a tájgeometriai elemzések során nem nehéz igazolni. A táj vonalas műszaki létesítmények által kiváltott felszabdalódási folyamatának ökológiai következményeit könnyű belátni (Csorba 2005). Az utak és a vasutak kettévágnak addig egybefüggő tájfoltokat, alapvetően módosítják a tájban mozgó élőlények korábbi mozgási lehetőségét, ezzel sérülékenyebbé teszik az összezsugorított térbe kényszerített populációkat. A tájban eluralkodnak a kényszer-alakította izolált fragmentumok, amelyek ökológiai működése eltávolodik a természetes anyag- és energiaáramlási folyamatokra jellemző korábbi paraméterektől. Sokan ma ezt a tájfelszabdalódást, fragmentációt tartják a fejlett ipari-szolgáltató országokban a legveszélyesebb természetromboló folyamatnak (Jongman 1995, Wascher - Jongman 2000). Saját méréseink alapjául a Cartographia Kft által 2004-ben kiadott 1: 250 000 méretarányú Magyarország autóatlaszát használtuk. A térkép feltünteti az erdővel fedett területeket, a nemzeti parkokat és a természetvédelmi területeket is, s ezek mind igen fontos tájökológiai támpontok. A mérésekkel a következő adatokat állapítottuk meg: • a települések legnagyobb átmérőjének összege • az autópályák hossza • az elsőrendű főutak hossza • a másodrendű főutak hossza • a harmad és negyedrendű utak összevont hossza • a burkolatlan utak azon szakaszainak hossza, amely erdőterületeket, vagy védett természeti területeket szel át • vasúti pályák hossza Tájökológiai célkitűzésünknek megfelelően ezeket az alapadatokat ökológiai megfontolások alapján súlyoztuk (Csorba 2005), és a Magyarország kistájkatasztere c. munkában meghatározott tájhatárokra vonatkoztattuk (Marosi - Somogyi 1990).
3
Az országos átlagokhoz viszonyítva, amely a következő:
Magyarország
A települések ökológiai gátszerepe (korrigált km/km2 érték) 1,86
Az utak és vasutak Tájökológiai ökológiai fragmentáltság gátszerepe (korrigált (korrigált km/km2 km/km2 érték érték 1,39 3,25
az Alföld mindkét paraméter esetében gyenge, a Dunántúli-dombság pedig erős tájökológiai feldaraboltságot mutat. A településhálózat nagyfokú különbségét jól tükrözi, hogy az átlagot meghaladó értéket egyedül a dél-dunántúli terület nagytája képviseli, az összes többi nagytájunk átlagos, vagy ettől alig elmaradó értékeket mutat. NAGYTÁJ
A települések fragmentációs mutatója
Alföld Kisalföld Nyugat-magyarországi peremvidék Dunántúli-dombság Dunántúli- középhegység Északi-középhegység
1,49 1,85 1,63
Az utak és vasutak fragmentációs mutatója 1,00 1,36 1,55
2,69 1,77 1,72
1,57 1,49 1,40
Összesített tájökológiai fragmentáltsági érték 2,49 3,21 3,18 4,26 3,26 3,12
Az összevont tájökológiai tagoltságot kifejező fragmentáltsági mutatószámok mozaikos területi elrendeződést mutatnak és az egymással szomszédos tájak adatai között is nagy eltérések vannak (1. ábra). Még az alföldi tájegységek esetén is előfordul, hogy egy kistájcsoporton belül jelentős eltérések vannak az egyes kistájakra vonatkozó adatok között. Ld. pl. a Duna-Sárvíz köze, a Pesti-síkság, a Bácskai-síkvidék adatait. Többségében mégis azt tapasztalhatjuk, hogy inkább a hegy-, ritkábban a dombvidéki tájaink esetében van példa az egymással szomszédos kistájak közötti adatok nagyobb szórására.
4
1. ábra: Magyarország kistájainak ökológiai feldaraboltsági mutatója
5
Az ökológiai értelemben a tíz legerősebben, ill. legkevésbé feldarabolt kistájuk a következő: Legerősebben felszabdalt kistájaink Somogyi parti sík (21,1) Visegrádi-Dunakanyar (15,9) Budaörsi- és Budakeszi medence(13,6) Balatoni-riviéra (12,3) Vác-Pesti-Duna-völgy (11,8) Pécsi –síkság (11,0) Zagyva-völgy (10,2) Soproni-medence (10,2) Keszthelyi-riviéra (9,0) Tarna-völgy (8,5)
Legkevésbé felszabdalt kistájaink Szalonnai-hegység (0,2) Kab-hegy - Agár-tető-csoport (0,5) Tornai-dombság (0,6) Alsó-hegy (0,6) Szendrői-rögvidék (0,6) Vitányi-rögök (0,6) Illancs (0,7) Központi-Börzsöny (0,7) Geresdi-dombság (0,8) Nyugati-Cserehát (0,8)
A kistáji adatok felhasználásával készült térképen 6 kategóriát különítettünk el. Az egyes intervallumokba a következő számú kistáj került: Fragmentációs intervallum 0,0-1,0 1,1-2,0 2,1-3,0 3,1-4,0 4,1-5,0 5,0-
Kistájak száma 16 77 73 25 15 23
A hazai kistájak kereken 1/3 részének tehát a fragmentációs mutatószáma 1,1-2,0 közé esik, és csaknem ugyan ennyi jutott a 2,1-3,0 kategóriába. A 23 legkevésbé felszabdalt kistájból 19 az Északi-középhegységben található. Ezek közül a legnagyobb kiterjedésű a Központi-Zemplén (510 km2), a Keleti-Cserehát (420 km2) és az Illancs (250 km2). Többsége hegy- vagy dombvidéki táj, sőt alföldi viszonylatban az Illancs is a reliefgazdagabb tájak közé tartozik. Az átlagos magyarországi tájfelszabdaltság értéket nem éri el a legtöbb alföldi és kisalföldi tájunk fragmentáltsága, de ahol autópálya (M1, M5), vagy aprófalvas településhálózat van pl. a Beregi-, Szatmári-síkon, már erősen megközelíti a középértéket. A középhegységeinket, dombvidékeinket elválasztó átjáró-völgyek közül jónéhány igen komoly ökológiai akadályt jelent az élővilág mozgása szempontjából. Ilyen pl. a FelsőZala-völgy, a Móri-árok és az Általér-völgye, természetesen a Visegrádi-Dunakanyar, továbbá a Galga- a Zagyva-, a Tarna-, és a Sajó-Bódva-völgy. Az élővilág szempontjából antropogén akadályokkal túlterhelt tájak másik típusát a vízparti üdülőtájaink alkotják; a Balaton, ill. a Velencei-tó környéke. A Tisza-tó mellett kialakult üdülőövezetnek még nincs ilyen táji szinten jelentkező hatása. Végül van néhány sűrűn beépült kismedence – Pécs, Sopron, Budaörs-Budakeszi stb. – ahol az élővilág számára a táj települések, utak, vasutak általi feldaraboltsága kritikus szintet ért el.
6
6. Tájmetriai mérések a CORINE felszínborítottsági minősítés segítségével Az ökológiai tájszerkezet-vizsgálatok minőségileg más szintjét képezi, ha az elemzéseket nagyobb felbontású nyersanyagok alapján végezzük. Az ország ÉK-i részén kiválasztott 12 kistáj (ill. kistájcsoport) területhasználati mozaikosságának, ezzel tkp. tájszerkezeti mintázatának jellemzésére a CORINE 2000 űrfelvétel kb. 1: 80 000 méretarányra alakított változatát használtuk fel. A CORINE klasszifikációban szereplő 44 típust 14 kategóriába összevontuk (Mari és Mattányi 2002), így a tájjellemzést a következő egységek szerint elemeztük: lakócélra beépített területek közlekedési-ipari-kereskedelmi infrastruktúra által elfoglalt területek bányák, lerakóhelyek, építési munkahelyek vízfelületek nem állandóan vízzel fedett (vizenyős) területek mesterséges, nem mezőgazdasági zöldfelületek szántóföldek szőlő és gyümölcskultúrák legelők vegyes mezőgazdasági területek lomblevelű erdők tűlevelű erdők vegyes erdők természetközeli cserje és/vagy lágyszárú növényzet Az összevonások elve az volt, hogy a módosított kategóriákkal lehetőséget adjon a tájszerkezet ökológiai vonásainak elemzéséhez. Az adatok összegzése után a következő eredményeket kaptuk (ld. 2. ábra is). Kistáj Keleti-Cserehát (337,0 km2) Hernád-völgy (217,5 km2) Szerencsköz (112,4 km2) Harangod (160,1 km2 ) Taktaköz (501,7km2) Szerencsi-dombság(103,5 km2) Tokaji-hegy (27,0 km2) Tokaj-Hegyalja (222,9 km2) Abaúji-Hegyalja (111,6 km2) Központi-Zemplén(486,9 km2) Hegyközi–dombság(103,6km2) Vitányi-rögök (18,5 km2) Összesen:2402,7 km2
Területhasználati foltok száma 718 438 190 155 637 174 93 471 301 674 338 66 Össz: 4255
1 km2-re eső területfoltok mennyisége 2,13 2,01 1,69 0,97 1,27 1,68 3,44 2,11 2,70 1,38 3,26 3,57 Átlag: 2,18
A területhasználati foltok átlagos mérete: km2 0,47 0,50 0,59 1,03 0,79 0,59 0,29 0,47 0,37 0,72 0,31 0,28 Átlag: 0,53
A területhasználati mozaikosság (pl. az 1 km2-re eső területfoltok mennyisége alapján) legerősebb a Vitányi-rögök területén, a Tokaji-hegyen és a Hegyközi–dombságban.
7
Az itt mért értékeknek több mint háromszorosa a Harangod kistájra jellemző adatnak, vagyis ennek a kistájnak lényegesen alacsonyabb a táji mozaikossága. Az adatok differenciáltsága tehát kellő mértékű ahhoz, hogy a kistájak területhasználat alapú mozaikosságát ezzel jellemezzük. Érdekes, hogy a területhasználati típusát tekintve lényegesen különböző Tokaj-Hegyalján és a Keleti-Cserehátban a tájszerkezeti alapfoltok átlagos mérete pontosan azonos; csaknem fél km2. A Zempléni-hegység viszonylag magas tájmozaikossági mutatója részben annak a következménye, hogy a kategória-összevonások
2. ábra: Magyarország ÉK-i részének a CORINE klasszifikáció szerint űrfelvétele nem érintették a hegység egyetlen jelentős növényfedettségi típusát; a lombhullató, a tűlevelű, a cserjés és a gyepes területeket sem. Minden esetre a hegyvidék tájökológiai szempontból korántsem homogén erdőség. Ökológiai szempontból egy másik fontos megállapítás az lehet, hogy ahol a kistáj átlagos területhasználati foltnagysága már a fél négyzetkilométert sem éri el, tehát gyakorlatilag 200-300 méter átmérőjű egységek képezik a táj gerincét, ott az élőhely feldaraboltság valószínűsíthetően erős. Tény, hogy az idézett magas fragmentációs alapadatok kis területű tájegységekre; Tokaji-hegy, Hegyközi-dombság stb. vonatkoznak, ahol egyértelmű a táj sűrűn mozaikos jellege. Azt azonban ezúttal is hangsúlyoznám, hogy ezek a számok elsősorban nem a szűk szakmai közönségnek – botanikusoknak, tájökológusoknak jelenthetnek jó összehasonlítási lehetőséget a szomszédos tájak között, hanem pl. regionális tervezőknek, műszaki szakembereknek. A fenti adatsor ökológiai értelmezése természetesen nagyban függ attól, hogy milyen típusú foltokra vonatkozik a harmad- vagy fél km2-es átlag. Nyilvánvalóan a fél km2-es hegyvidéki gyep ökológiai értéke sokkal nagyobb, mint egy ugyanekkora szántóföldé. Ezt a különbséget azonban jól kifejezi az antropogén hatáserősségre (hemeróbiaszintre) alapozott indikátor.
8
A kistájak területhasználati mozaikosságát jellemezhetjük a foltokat elválasztó határvonal (ökológiai értelemben ökotonok) hosszával is. Kézenfekvő a táj 1 km2-re eső ökoton hosszát összevetni. Kistáj Keleti-Cserehát Hernád-völgy Szerencsköz Harangod Taktaköz Szerencsi-dombság Tokaji-hegy Tokaj-Hegyalja Abaúji-Hegyalja Központi-Zemplén Hegyközi – dombság Vitányi-rögök
Területhasználati foltok száma 718 438 190 155 637 174 93 471 301 674 338 66 Összesen :4255
Az ökotonok hossza m/km2 8825 8067 5717 3214 2460 6908 10847 8211 8879 5236 10649 7669 Átlag:7223
Az adatok szemléletesen alátámasztják azt az általános benyomást, amit az egyes tájak megjelenésének, vizuális habitusának tanulmányozásakor tapasztalunk. A fenti adatsor alkalmas indikátor a területhasználati mozaikosságból eredő tagoltság kifejezésére. A mintaterületünk adatsorára nézve látható, hogy itt már az átlag is erősen megközelíti a magasabb küszöbértéket, 6 kistáj (Keleti-Cserehát, Hernád-völgy, Abaúji-Hegyalja, Tokajhegyalja, Tokaji-hegy és a Hegyközi-dombság) pedig erősen tagoltnak tekinthető. Ehhez még hozzá kell tenni, hogy a valódi tájökológiai tagoltság még ennél is nagyobb lehet, mert eltérő domborzati formaelem – pl. egy hegylábi erdő befed egy eróziós völgyet is – ott a határfelületek alapján számított tagoltsági érték kisebb a valóságosnál. Az is gyakori, hogy a gyepes foltok, vagy akár a szőlőparcellák átlépik, pl. az inflexiós vonalat, azaz a táj valódi tagoltsága erősebb, jellegzetes tájszerkezeti vezérvonalai alapján magasabb tagoltsági érték adódna, mint a számításunk alapját képező űrfelvétel szerint kimutatott területhasználati foltmozaikossági érték. Természetesen ezúttal is hangsúlyozni kell, hogy ökológiai szempontból egyáltalán nem mindegy, hogy pl. település-erdő, vagy erdő-szőlő ökotonvonalról van szó. Ezúttal azonban kifejezetten tájmetriai elemzésre koncentrálunk, a kistájak „nyers” tagoltságát vizsgáljuk. Meggyőződésünk, hogy ezek az adatok ilyen formában is hasznosak a tájtervezés számára, és a számszerűsített adatok még a tájismeretben járatosabb geográfusok számára is új információt nyújtanak. A tanulmány megírásához jelentős segítségünkre volt az OTKA T 030256 program anyagi háttere és szellemi ösztönző ereje. Irodalom Bastian, O. – Schreiber, K-F. 1994: Analyse und ökologische Bewertung der Landschaft. Gustav Fischer Verlag, Jena, Stuttgart, 502 p. Baudry, J. – Baudry-Burel, F. 1982: La mesure de la diversité spatiale. Relations avec la diversité specifique. Utilisation dans les évaluations d’impact. Acta OEcologie Application 3. pp. 177-190. Bowen, G.W. – Burgess, R.L. 1981: A quantitative analysis of forest island pattern in selected Ohio landscapes. ORNL Environmental Sciences Division, Publication No. 1719, Oak Ridge TN
9
Csorba P. 1989: Tájstabilitás és ökogeográfiai stabilitás. - Földrajzi Értesítő. 38. 3-4., pp. 395-410. Csorba P. 1997: Tájökológia, Kossuth Egyetemi Kiadó, Debrecen, 113 p. Csorba P. 2005. Magyarország út- és vasúthálózatának ökológiai tájfragmentációs hatása. ÖKO XIII. évf. 3-4. Budapest, pp.102-112. Csorba P. – Szabó Sz. – Csorba K. 2006: Tájmetriai adatok tájökológiai célú felhasználása. (megjelenés alatt) European Environmental Agency 2005: The European environment – State and outlook, 2005, EEA, Copenhagen, 570 p. Farina, A. 1998: Principles and Methods in Landscape Ecology. Chapmann and Hall, London, 235 p. Forman, R.T.T. 1995: Land mosaics. The ecology of landscapes and regions, Cambridge University Press, 632 p. Goodwin, B., J. 2003: Is landscape connecítivity a dependent or independent variable? Landscape Ecology, 18, pp. 687-699. Grau, S. 1997: Überblick ürber Arbeiten zur Landschaftszerscheneidung sowie zu Unzerschnittenen Räument in der Bundes- Landes- un Regionalplanung Deutschlands. Natur und Landschaft, 73, pp. 427-434. Hansen, A. J. – di Castri, F. 1992: Landscape Boundaries. Consequences for Biotic Diversity and Ecological Flows. Ecological Studies 92. Springer Verlag, 452 p. Hargis, C.D. – Bissonette, J.A. – David, J.L. 1998: The behaviour of landscape metrics commonly used int he study of habitat fragmentation. Landscape ecology, 13. pp. 163-186. Ingegnoli, V. 2002: Landscape Ecology: A Widening Foundation. Springer V. 357 p. Jaeger J. 2002: Landschaftszerschneidung. Ulmer Verlag, 447 p. Johnsson, K. 1995: Fragmentation index as a region based GIS operator. International Journal of Geographical Information Systems 9., pp. 211-220. Jongman, R. 1995: Nature conservation planning in Europe: developing ecological networks. Landscape and Urban Planning, 32. pp. 169-183. Jongman, R. – Brunce, B. 2000: Landscape classification, scales and biodiversity in Europe. In: Mander Ü. – Jongman R. (eds.): Consequences of Land Use Changes. WIT Press, pp. 11-38. Kertész Á. 2002: Tájökológia. Holnap Kiadó, Budapest, 166 p. Klopatek, J. M. – Gardner, R.H. (eds.) 1999: Landscape Ecological Analysis, Issues and Applications. Springer V. 1999. 400 p. Kollányi L. 2006: Tájindikátorok és alkalmazási lehetőségeik a tájértékelésben. 4D Tájépítészeti és Kertművészeti Folyóirat, 1, pp. 39-43. Marosi S. – Somogyi S. (szerk.) 1990: Magyarország kistájainak katasztere. MTA Földrajztudományi Kutatóintézet, 1023 p. Mari L. – Mattányi Zs. 2002: Egységes európai felszínborítási adatbázis a CORINE Land Cover program. Földrajzi Közlemények, CXXVI., 1-4., pp. 31-38. Mezősi G. 1991: Kísérletek a táj esztétikai értéknek meghatározására. Földrajzi Értesítő, XL, 3-4, pp. 251-264. Mezősi G. – Fejes Cs. 2004: Tájmetria. Táj és környezet. Tiszteletkötet a 75 éves Marosi Sándornak. MTA, FKI, Budapest, 242 p. Pedroli, B. (ed./Hrsg.): 2000: Landscape Our Home, Lebensraum Landscahaft, Indigo, Zeist, Freies Geistesleben, Stuttgart, 222 p. Richling, A. 1992: On the Methodology of Assessment of Aesthetic Values of Landscape. Miscellania Geographica 5. Warsaw, pp. 5-10 Risser, K. – Karr, J.R. – Forman, R.T.T. 1984: Landscape Ecology. Directions and Approaches. Illinois Natural History Survey, Special Publication number 2. Champaign, Illinois 18 p. Schreiber, K-F. (Hrsg.)1988: Connectivity in Landscape Ecology. Münstersche Geographische Arbeiten, 29., Schöningh, 255 p. Turner, M.G. – Gardner, R.H. (eds.) 1991: Quantitative Methods in Landscape Ecology: the analysis and interpretation of landscape heterogeneity. Springer Verlag Zepp, H. – Müller, M.J. (Herausgeber): 1999: Landschaftsökologische Erfassungsstandards. Ein Methodenbuch, Forschungen zur Deutschen Landskunde, Band 244., Deutsche Akad. für Landeskunde, Selbstverlag, Flensburg, 535 p. Zólyomi B. 1987: Coecotone, ecoton and their role in preserving relic species. Acta Botanica Hungarica, 33., pp. 3-18. Van der Sluis, T. – Bloemmen, M. – Bouwma, I.M. 2004: European Corridors: Strategies for corridor development for target species. ECNC, Tilburg, Alterra, 32 p. Wascher, D. – Jongman, R. 2000: European landscapes. Classification, assessment and conservation. European Environmental Agency, Coppenhagen Wöbse, H.H. 2002: Landschaftsästhetik. Ulmer Verlag, 304 p.
10
