docKoncepcJA KRAJobRAzu – opeRAtoRy i indyKAtoRy ewoLucJi
download 
Reklamacja Transkrypt
KoncepcJA KRAJobRAzu – opeRAtoRy i indyKAtoRy ewoLucJi
Andrzej Richling, Jerzy Lechnio Wydział Geografii i Studiów Regionalnych Uniwersytet Warszawski 00-927 Warszawa ul. Krakowskie Przedmieście 30 Koncepcja krajobrazu – operatory i indykatory ewolucji systemów przyrodniczych Wprowadzenie Krajobraz jest wprawdzie pojęciem powszechnie używanym, jednak różnie definiowanym w zależności od dziedziny, dla której pozostaje głównym obiektem badań. Z punktu widzenia nauk fizycznogeograficznych odnosi się do przestrzennego i materialnego wymiaru rzeczywistości ziemskiej i oznacza kompleksowy system składający się z form, rzeźby i wód, roślinności i gleb, skał i atmosfery (Zonnenveld 1990 za Richling, Solon 1996). Jest też utożsamiany z częścią epigeosfery stanowiącą złożony przestrzennie geokompleks o swoistej strukturze i wewnętrznych powiązaniach (Kondracki, Richling 1983, Richling, Solon 1996). Z kolei Naveh (2000, 2001), Naveh i Liebermann (1994) oraz Naveh i Fröhlich (1996) traktują krajobraz jako przedmiot badań interdyscyplinarnych (transdyscyplinarnych). W ujęciu holistycznym krajobraz stanowi całość w obrębie przestrzeni życiowej człowieka, a zatem posiada indywidualny wymiar przestrzenny (choryczny) oraz cechy strukturalne, funkcjonalne i wizualne. Jest więc realnie istniejącym obiektem i może być wyróżniany zarówno w sensie typologicznym (najczęściej), jak i regionalnym. Jest to zasadnicza różnica w stosunku do abstrakcyjnej koncepcji krajobrazu, gdzie jest on rozumiany wyłącznie jako widok (Antrop 2000, Klijn, de Haes 1994). Ogólnie rzecz ujmując, krajobraz traktowany w sensie materialnym jest jednostką przestrzenną stanowiącą całość złożoną z jednej strony z geokomponentów, a z drugiej – z jednostek przestrzennych niższej rangi utożsamianych z geo- i ekosystemami. Ich udział i przestrzenne rozmieszczenie warunkują stopień zróżnicowania krajobrazu i sposób jego funkcjonowania. Inaczej mówiąc, każdy krajobraz wykazuje określone zorganizowanie (Chapin et al. 1996), a jego składowe i zachodzące procesy wzajemnie się determinują i kontrolują. Stąd zakłócenie dowolnego komponentu lub procesu może pociągać za sobą zmianę innych składowych oraz całego systemu, a każda ingerencja w istniejący układ przyrodniczy lub jego zakłócenie uruchamiają mechanizmy samoregulacji (Antrop 1998, Naveh 2000, Wu et al. 2002). W prezentowanym ujęciu, krajobraz jest traktowany jako złożony system dynamiczny charakteryzujący się specyficzną wymianą i przepływem materii, Autorzy dziękują doc. dr hab. Jerzemu Solonowi za cenne uwagi 12 A. Richling, J. Lechnio energii i informacji, czyli procesami decydującymi o jego rozwoju i transformacji (Antrop et al. 2000, Thomas 2001). Strukturalna złożoność systemu krajobrazowego nie jest więc tu rozważana wyłącznie w kategoriach jego dojrzałości lub ewolucji, ale także w kontekście funkcjonowania i zorganizowania (Klijn et al. 1994, Müller 2005, Müller et al. 2000, Steinhardt 1998). W świetle powyższych uwag, należy stwierdzić, że krajobraz charakteryzują: •zasięg przestrzenny czyli miejsce w przestrzeni przyrodniczej, •struktura rozumiana jako hierarchiczna kompozycja elementów składowych, •dynamika zmian (zmiany cykliczne i sukcesyjne, wzrost lub spadek złożoności systemu i jego ewolucja), •zorganizowanie oddające integralność i kondycję (zdrowie) krajobrazu, •wartość (funkcja), która może być rozpatrywana w sensie ekonomicznym, kulturowym, społecznym i psychologicznym. Wymienione charakterystyki mogą być określone zarówno przez własności i parametry mierzalne w sensie fizycznym, jak również przez cechy, które posiadają jedynie wymiar jakościowy. Mogą być one rozpatrywane w różnej skali i horyzoncie czasowym. Wykorzystanie tych cech do opisu aktualnego stanu bądź predykcji zmian zachodzących w krajobrazie wymaga odpowiedniej ich selekcji i integracji, przy czym istotny jest zarówno zakres prowadzonych badań, jak i nadrzędne założenie o wszechzwiązku zjawisk przyrodniczych leżące u podstaw holistycznej teorii krajobrazu. Zadaniu temu poświęcono dalsze rozważania. Kryteria ocen krajobrazowych Uwagi zawarte we wprowadzeniu powinny być traktowane jako generalne wytyczne służące do poszukiwania metod przydatnych w ocenie krajobrazu. Nie wynika z nich bowiem stwierdzenie jakie miary (i w jakim zakresie) są reprezentatywne dla cech strukturalnych, a jakie dla funkcjonalnych, na podstawie jakich cech jest możliwe określenie zorganizowania systemów przyrodniczych, a także jakie czynniki (i w jakim stopniu) decydują o charakterze i tempie rozwoju krajobrazu. W związku z powyższym, podstawowe znacznie ma sprecyzowanie zestawu odpowiednich indykatorów, które z punktu widzenia założonej oceny są jednoznaczne, adekwatne, odpowiednio czułe i użyteczne. Jest zrozumiałe, że dobór tych indykatorów jest możliwy dopiero wtedy, gdy zostaną sformułowane jednoznaczne założenia odnoszące się do charakteru poszukiwanych odpowiedzi. Należy zauważyć, że współczesne badania geoekologiczne pozostają w ścisłym związku z szeroko rozumianą koncepcją rozwoju zrównoważonego oraz z holistyczną teorią krajobrazu. Oznacza to, że czynniki natury ekonomicznej, socjalnej, kulturalnej i środowiskowej są rozpatrywane w ujęciu interdyscyplinarnym, jako wielowymiarowy system czasoprzestrzenny (Merkle et al. 2000, Müller et al. 2000, Tress et al. 2001). Cele ekologiczne (perspektywiczną wartość i zorganizowanie krajobrazu) oraz powiązaną z nimi jakość środowiska (określaną przez stan ekosystemów, ich integralność, kondycję, stabilność i potencjał), traktuje się jako podstawy trwałego rozwoju ekonomicznego, zaś szeroko rozumiana aktywność społeczno-gospodarcza Koncepcja krajobrazu - operatory... 13 człowieka określa stopień presji na stan równowagi przyrodniczej (World Commission on Environment and Development, 1987). Wynika stąd, że procesy i zjawiska odnoszące się do abiotycznych, biotycznych i antropogenicznych składowych systemów przyrodniczych powinny być rozpatrywane jako zachowania uwarunkowane zespołem powiązań przyczynowo-skutkowych, zgodnie z łańcuchem: czynnik kierujący - oddziaływanie - stan - wpływ – reakcja (Mander et al. 2005, Wascher 2000, Wilhelm et al. 2000). Operatory tego systemu, zależnie od skali przestrzennej i czasowej mogą pełnić dwojaką rolę: czynników zależnych – kierowanych, oraz niezależnych – kierujących. Wiąże się z tym znaczenie obserwacji nad historycznym i aktualnym stanem krajobrazu (Bendoricchio et al. 1997, Jørgensen et al. 1998, Mander et al. 1998, Müller 2005, Rapport et al. 1998, Wagendorp 2006). W praktyce, przy opisywanym sposobie postępowania: •czynniki presji łączone są zazwyczaj z przepływem materii i energii, strukturą użytkowania i pokrycia terenu, •stan krajobrazu jest wartościowany poprzez charakterystykę struktury i funkcjonowania systemów tworzących krajobraz, w tym przepływ materii, •wpływ rozpatrywany jest w odniesieniu do zmian kompozycji ekosystemów i struktury krajobrazu, co rzutuje na sposób ich funkcjonowania, •reakcja określana jest przez: - zmianę kondycji (zdrowia) i integralności bądź całościowości krajobrazu, w tym również stabilności, potencjału samoregulacji, poziomu entropii, energii użytecznej (exergy – Jørgensen et al. 1995). - skalę niezbędnych zabiegów ochronnych służących do zachowania aktualnego stanu bądź zrównoważenia zaistniałych odkształceń. Wybór najbardziej odpowiednich mierników służących do oceny krajobrazu powinien uwzględniać zdolność badanych systemów do absorbowania szkodliwych oddziaływań bądź pełnienia określonych funkcji. Podstawowe znaczenie ma zatem rozpoznanie reakcji ekosystemów na czynniki zakłócające, umożliwiające prawidłową interpretację obserwowanych procesów, a następnie również identyfikację progowych wartości dla konkretnych typów oddziaływań (Friend et al. 1991). Poprawność tak pojmowanej analizy krajobrazu wymaga spełnienia kilku podstawowych warunków. Pierwszym jest dostosowanie charakteru prowadzonych obserwacji do specyfiki i tempa działania czynników determinujących rozwój ekosystemów, drugim odniesienie zasięgu przestrzennego analizowanych procesów ekologicznych do skali (rangi) podziału krajobrazowego oraz charakteru czynników zakłócających (Lausch et al. 2002, Steinhardt 1998, Thomas 2001, Uuemaa et al. 2005, Van Eetvelde et al. 2004, Wu 2004). W obydwu przypadkach schemat wyróżnianych jednostek przestrzennych powinien zależeć od przyjętego sposobu teoretycznej interpretacji procesów i zjawisk, prowadzonej w nawiązaniu do hierarchicznej struktury krajobrazu. Warunkuje ją również jakość i charakter istniejących obserwacji oraz długotrwałość serii pomiarowych (Van Eetvelde et al. 2004). Podstawowe znaczenie ma także możliwość wykorzystania danych z modelowania ekosystemów, szczególnie dotyczących procesów, które z powodów technicznych nie poddają się bezpośrednim pomiarom (Moldan et al. 1994). 14 A. Richling, J. Lechnio Krajobraz w ujęciu termodynamicznym W procesie analizy krajobrazu ważne jest założenie, że systemy krajobrazowe pozostają w stanie równowagi odzwierciedlającej charakter powiązań tworzących je komponentów. Jest to niewątpliwe uproszczenie, ale jak się wydaje, może być ono stosowane w odniesieniu do ekosystemów o względnie naturalnej strukturze. Systemy te: 1) mają charakter domknięty pod względem materialnym i są kształtowane przez wewnętrzny obieg substancji, bądź też są otwarte, lecz charakteryzują się stałością potoków materii przechodzących przez system (steady state), 2) są uporządkowane ze względu na kierunek przebiegu formujących je procesów i podlegają samoregulacji, 3) charakteryzują się wyraźną przewagą ukierunkowanych (zdeterminowanych) sposobów funkcjonowania, 4) nie wykazują zakłóceń i znaczących wpływów antropopresji (Turner et al. 1993). Powyższe stanowisko pozostaje w związku z koncepcją integralności (całościowości) i stabilności krajobrazu. Rzecz leży przede wszystkim w wartości referencyjnej, jaką mają niezaburzone systemy naturalne. Mogą być one charakteryzowane poprzez różnorodność biologiczną i funkcjonalną samoorganizację (Angermeier et al. 1994). Stabilność wspomnianych systemów krajobrazowych polega na zdolności do buforowania wpływu czynników zakłócających ich funkcjonowanie i łączy się z takimi cechami, jak np.: ekwifinalność, stałość, bezwładność, odporność i elastyczność (Richling, Solon1996). Otwarte systemy przyrodnicze, powinny być zatem traktowane jako układy, które bez udziału zewnętrznych czynników sterujących porządkują zaburzenia w obrębie niestrukturalnych, homogenicznych elementów mikroskopowych, co prowadzi do wytworzenia gradientów i struktur makroskopowych (Fath 2001). Oznacza to, że procesy samoregulacji uruchamiają sekwencję powtarzalnych zjawisk i procesów, które objawiają się w formie określonych cech strukturalnych i funkcjonalnych (Jørgensen et al. 1998). Rozwój systemów przyrodniczych może być zatem objaśniany za pośrednictwem konkretnych atrybutów opisujących zmiany stanu dynamicznego (zestawienie stanu historycznego z aktualnym). Postępowanie to daje możliwość przewidywania tendencji przyszłych zmian. W zależności od zmiany poziomu entropii w termodynamice wyróżnia się trzy dziedziny zjawisk (porównaj Richling, Solon 1996). Pierwsza dotyczy przypadków gdy produkcja entropii jest równa zeru, a system znajduje się w równowadze. Druga odnosi się do sytuacji, w której powstawanie entropii wewnątrz układu, a także jej wymiana z otoczeniem są małe i wolno ulegają zmianom. Systemy takie znajdują się w stanie bliskim równowagi termodynamicznej. Trzecia dziedzina obejmuje procesy zachodzące w systemach dalekich od równowagi. Powstawanie entropii wewnątrz układu i jej wymiana z otoczeniem mają wtedy wyraźnie różne wartości. Stan zrównoważony systemu krajobrazowego powinien być rozumiany (Johnson 1971) jako stan ewoluującej równowagi dynamicznej (steady state). Tak rozumiana postać zrównoważenia wiąże się z dopuszczeniem Koncepcja krajobrazu - operatory... 15 możliwość występowania pewnych zmian o charakterze czasoprzestrzennym jako naturalnego elementu dynamiki ekosystemu. Zmiany te wzajemnie się równoważą, a przychód materii, energii i informacji jest równy rozchodowi. Oznacza to, że nawet w dłuższej perspektywie nie następuje zmiana systemu krajobrazowego (Moldan 1994). W praktyce jednak współcześnie istniejące systemy krajobrazowe, znajdujące się pod wpływem człowieka, charakteryzuje brak równowagi energetycznej (Schneider et al. 1994). Objawia się on brakiem zbilansowania wpływów do systemu i wypływów poza system oraz oddziaływania czynników wewnętrznych i zewnętrznych, a także występowaniem funkcjonalnie złożonej dynamiki i istnieniem zaburzeń jako nieodłącznego składnika funkcjonowania. W takich przypadkach pojęcie integralności krajobrazu nie może mieć zastosowania. Jest ono zastępowane terminem „zdrowie” lub „kondycja” krajobrazu. Określenia te używane są zwłaszcza w odniesieniu do agrosystemów oraz terenów intensywnie zagospodarowanych, przede wszystkim zurbanizowanych. W stosunku do takich systemów, zgodnie z tym co zostało powiedziane, nie jest możliwe klasyczne ujęcie dynamiki, bazujące na rozwiązaniach wynikających z interpretacji pierwszej i drugiej zasady termodynamiki (prawo zachowania energii i entropii). W stanie dalekim od równowagi (trzecia z opisanych dziedzin), stały dopływ energii do systemu powoduje bowiem jednoczesny wzrost tzw. energii użytecznej (exergy). Sprawia to, że system przyrodniczy dąży do stanu, w którym osiągnie możliwie wysoką efektywność jej rozpraszania. Proces ten przebiega wielokierunkowo (wielopostaciowo) i prowadzi do takiej organizacji krajobrazu, która minimalizuje poziom entropii. W omawianym podejściu, wzrost zdolności efektywnego wykorzystania, a następnie rozpraszania (degradowania) przepływającej poprzez system energii wiąże się ze wzrostem złożoności struktury i funkcjonowania systemu. Zwielokrotnienie różnorodności i kompozycji hierarchicznej sprzyja absorpcji energii słonecznej, która po przetworzeniu jest emitowana w postaci innych form energii. Co więcej, rozwój efektywności wewnętrznej dystrybucji energii użytecznej oraz możliwości jej rozpraszania przez system pozostają we wzajemnym związku. Oznacza to, że ukształtowane i dojrzałe ekosystemy są bardziej efektywne z punktu widzenia ich zdolności do przechwytywania, wykorzystania i rozpraszania docierającego promieniowania słonecznego za pośrednictwem fotosyntezy, ewapotranspiracji i respiracji lub innych procesów biogeochemicznych. W konsekwencji właściwość gromadzenia energii i maksymalizacji jej przepływów traktowane są jako czynniki decydujące o ewolucji krajobrazu (Bendoricchio et al. 1997, Schneider et al. 1994). Pierwsza zasada może być rozumiana jako wzrost zdolności systemu do buforowania zmian. Odnosi się bowiem nie tylko do efektywności absorbowania energii słonecznej, ale również przepływu mas powietrza, ruchu wody, obiegu substancji, ruchów masowych. Druga zasada z kolei informuje o wzroście zdolności do gromadzenia energii, składników pokarmowych czy też informacji, co skutkuje przyrostem biomasy, rozwojem struktury (złożoności) krajobrazu oraz wzrostem liczby i rodzajów powiązań pomiędzy elementami składowymi systemu (Schneider et al. 1994). Prezentowany sposób interpretacji właściwości elementów przestrzennych 16 A. Richling, J. Lechnio krajobrazu (ekosystemów) daje podstawy do opisu ich funkcjonowania w aspekcie stabilności czy też zdrowia krajobrazu. Systemy stabilne cechującą się odpornością i elastycznością polegająca na dostosowaniu struktury poprzez modyfikacje zasiedlających je gatunków i procesów istotnych dla podtrzymania procesów życiowych oraz modyfikację budujących je geokomponentów. Kondycja ekosystemów stanowi natomiast odzwierciedlenie ich zdolności do samoregulacji, w czym mieści się: zrównoważone funkcjonowanie, potencjał rozwoju i regeneracji oraz elastyczność. Potencjał środowiska przyrodniczego Termin „potencjał” bywa używany w różny sposób. Według definicji sformułowanej przez Neefa (1984) potencjał środowiska przyrodniczego to wszelkie zasoby, których eksploatacją jest zainteresowany człowiek. Podobnie pisał w 1948 roku Sołncew. Przez potencjał przyrody rozumie on możliwości ukryte w każdym krajobrazie, których realizacja jest możliwa tylko przy udziale człowieka. Zdolność systemu przyrodniczego do zaspakajania potrzeb człowieka zależy w oczywisty sposób od jego struktury i sposobu funkcjonowania. Ważny jest też wpływ terenów sąsiednich, a także stopień antropopresji, jako że człowiek może przez swą działalność zwiększać lub zmniejszać potencjał przyrodniczy, często w bardzo rozległym zakresie. Przyjęcie przedstawionego założenia pociąga za sobą poważne trudności w określeniu wartości potencjału. Potencjał stanowią bowiem zarówno bogactwa naturalne, jak i takie wartości jak czystość środowiska, piękno krajobrazu, zróżnicowanie struktury czy intensywność funkcjonowania. Ocena tych cech, często trudna i subiektywna, wymaga stosowania różnych metod. Stąd próby określenia potencjału ogólnego danego terenu wydają się być skazane na niepowodzenie, chociaż jest zrozumiałe, że cenniejsze dla gospodarczej działalności człowieka są tereny, które mogą spełniać różne funkcje, a więc cechują się wysoką wartością różnych potencjałów. Trzeba też zauważyć, że nie wszystkie funkcje terenu mogą być realizowane w danym miejscu i w tym samym czasie. Niektóre z nich, o czym pisał m.in. Otahel (1986), są z założenia wykluczone albo też realizowane mogą być tylko w ograniczonym zakresie. Cytowany autor zajmował się diagnozą krajobrazu Kotliny Liptowskiej (porównaj też Otahel, Polacik 1987) i badał na tym terenie wzajemne stosunki różnych potencjałów. Efektem jego pracy jest zestaw map przedstawiających funkcje, które powinny na danym terenie odgrywać rolę pierwszoplanową oraz funkcje o znaczeniu wtórnym z ich podziałem na funkcje drugiego, trzeciego i czwartego rzędu. Próby określenia całościowo rozumianego potencjału spotkać można w pracach Haasego (1978). Autor ten traktował system przyrodniczy w kategoriach energetycznych i uważał, że potencjał danego fragmentu powierzchni Ziemi zależy od dostawy energii słonecznej, energii grawitacyjnej oraz energii zawartej w materii środowiska przyrodniczego wytworzonej w rezultacie działania różnych procesów, a także od energii związanej z działalnością człowieka. Energetyczne wskaźniki potencjału oraz struktury i funkcjonowania systemów przyrodniczych stosowali również Mizgajski (1987) w odniesieniu do Koncepcja krajobrazu - operatory... 17 terenów rolniczych i Macias (2001) w stosunku do ekosystemów miast. Jest to jednak sposób postępowania bardzo pracochłonny, a ponadto wyrażenie wszystkich potrzebnych zmiennych w wartościach energetycznych jest trudne i często prowadzi do daleko idących uproszczeń. Z tego względu w praktyce najczęściej operuje się potencjałami częściowymi, czyli zmierza się do określenia zdolności systemu przyrodniczego do pełnienia określonych funkcji. Pojęcie potencjału częściowego wprowadził Haase i wyróżnił osiem najważniejszych: produktywności biotycznej, samooczyszczania, zaopatrzenia w wodę, atmosferyczny, surowcowy, zdolności do zabudowy, rekreacyjny, zdolności regeneracyjnej. Cytowany autor zakładał, że każdy z tych potencjałów powinien być określany w swoisty sposób, na podstawie różnych kryteriów. W sprawie tej wypowiadał się również Przewoźniak (1991), który wprowadził dodatkowo pojęcie potencjału percepcyjno-behawioralnego, czyli zdolność systemu przyrodniczego do oddziaływania na zmysły człowieka i stymulowania jego zachowań oraz szerzej potraktował ostatni z podpotencjałów wyróżnionych przez Haasego nazywając go potencjałem samoregulacyjno-odpornościowym. Przedstawione klasyfikacje nie wydają się doskonałe. Przede wszystkim dlatego, że potencjał nie powinien być utożsamiany z funkcją terenu. Pomijając fakt, że istnieje wiele przykładów użytkowania terenu w sposób niezgodny z jego potencjałem, to potencjał wyraża zdolność do pełnienia funkcji (nie funkcję) i powinien być oceniany alternatywnie z uwzględnieniem również uwarunkowań pozaprzyrodniczych. Trzeba też zauważyć, że skoro potencjał zależy od struktury i funkcjonowania terenu to przy jego ocenie uwzględniane powinny być takie cechy jak geo- i bioróżnorodność, intensywność funkcjonowania, powiązania z terenami sąsiednimi. Oceną potencjału zajmowało się wielu autorów. W najbardziej pełny sposób zagadnienie to ujmuje instrukcja dotycząca badania wydajności krajobrazu opublikowana przez Marksa, Műllera, Lesera i Klinka (1989). Według wymienionych autorów na całkowitą wydajność krajobrazu składają się wydajności cząstkowe czyli funkcje i potencjały. Są one traktowane bardzo szeroko. Wymienia się osiem podstawowych (porównaj Pietrzak 1998): 1 – funkcja „gleba/rzeźba” (mieści się tu przeciwdziałanie erozji oraz funkcja filtru, buforu a także transformacji), 2 – funkcja „woda” (ochrona i odtwarzanie wód gruntowych, regulacja odpływu), 3 – funkcja „klimat/powietrze” (ochrona przed imisjami, funkcja melioracyjna i bioklimatyczna), 4 - funkcja biotyczna, ekotopotwórcza i ochrony przyrody, 5 – funkcja rekreacyjna, 6 – potencjał zaopatrzenia w wodę, 7 – potencjał produktywności biotycznej, 8 – potencjał krajoznawczy. Obok wymienionych wyróżnia się cztery typy funkcji: wyrównawcza (zdolność niwelacji różnic pomiędzy jednostkami krajobrazowymi), zastępcza (zdolność jednostki krajobrazowej do zastępowania innej pełnionej przez nią funkcji), rozwoju (zdolność regeneracji lub wzrost wydajności) i ochrony (zdolność do łagodzenia szkodliwych oddziaływań lub zapobiegania im). Należy dodać, że wspomniana instrukcja zakłada istnienie mapy geoekologicznej w skali 1:25 000 opracowanej zgodnie z założeniami zawartymi w publikacji Lesera i Klinka (1988). Oceną potencjału zajmuje się również F. Müller ( Müller et al. 2000). Odnosi ją do pojęcia integralności (zdrowia) krajobrazu oraz jego zdolności 18 A. Richling, J. Lechnio do samoregulacji. Wykorzystuje przy tym teorię opisującą funkcjonowanie systemów niezrównoważonych (Schneider et al. 1994) oraz prawa termodynamiki ekosystemów (Joergensen et al. 1995), które są analizowane w odniesieniu do zasady czynników kierujących. W konsekwencji proponuje zestaw ośmiu cech, które opisują zmiany kondycji ekosystemu i jego potencjał samoregulacji, będących następstwem jego rozwoju (Ryc.1). Struktura krajobrazu Tradycyjnie badanie krajobrazu łączy się z ukierunkowaną dyskretyzacją cech strukturalnych. Kolejnym krokiem winna być parametryzacja cech, które następnie są wykorzystywane do opisu wyselekcjonowanych procesów lub określonych podsystemów. W przypadku badań krajobrazowych istnieją dwa podstawowe sposoby porządkowania przestrzeni: system jednostek typologicznych i regionalnych (Kondracki 1976). Jednostki typologiczne są wyróżniane ze względu na podobieństwo cech uważanych za przewodnie, za pomocą których są definiowane. W efekcie powstaje mozaikowy układ powtarzalnych typów krajobrazu. Jednostki regionalne są natomiast delimitowane ze względu na cechy indywidualne, charakteryzują się niepowtarzalnym układem komponentów i występują w jednym egzemplarzu (Richling 1993). W obydwu systemach istnieje możliwość wydzielania jednostek różnej rangi, co sprawia, że tworzą się układy hierarchiczne, przy czym w systemie typologicznym częściej operuje się małymi jednostkami niższej rangi, co ma uzasadnienie praktyczne związane z ekstrapolacją danych (Richling, Solon Ryc. 1. Parametry opisujące potencjał samoregulacji ekosystemów oraz służące do oceny integralności krajobrazu (według F. Müller et al. 2000) Koncepcja krajobrazu - operatory... 19 1996). Struktura może być również rozpatrywana w stosunku do zróżnicowania cech krajobrazu. Przykładowo Papadimitriou (2002) wyróżnia dziesięć podstawowych kryteriów oceny różnorodności krajobrazu. Zalicza do nich: liczbę elementów strukturalnych, liczbę obserwowanych interakcji pomiędzy elementami krajobrazu, stopień powiązania cech, bezpośredniość interakcji, lokalność interakcji, nieliniowość interakcji, otwartość na czynniki zewnętrzne, występowanie pętli wśród funkcjonujących powiązań, stopień niezrównoważenia systemu, charakter utrwalenia procesów występujących w przeszłości, które występowały w przeszłości i nadal mają wpływ na przebieg procesów i kształtowanie się funkcji krajobrazu. Ten sam autor zwraca uwagę na fakt, że różnorodność może być scharakteryzowana w dostatecznym stopniu już przy wykorzystaniu takich cech, jak liczba elementów strukturalnych w krajobrazie i siła powiązań pomiędzy nimi. Dla potrzeb analizy strukturalnych cech krajobrazu najczęściej wykorzystuje się wskaźniki wielkości powierzchni, wskaźniki wielkości płatów, wskaźniki powierzchni rdzenia (wnętrza) płatu, wskaźniki krawędzi (granic), wskaźniki kształtu, wskaźniki sąsiedztwa, wskaźniki różnorodności oraz wskaźniki skomplikowania struktury. Większość z wymienionych charakterystyk strukturalnych może być analizowana za pomocą powszechnie dostępnego programu komputerowego FRAGSTATS (McGarigal i Marks, 1995). Otrzymane wskaźniki służą nie tylko dla oceny stopnia złożoności struktury przestrzennej, ale – pośrednio – również dla oceny cech wizualnych, różnorodności biologicznej, stopnia odkształcenia (synantropizacji) środowiska, stabilności, dynamiki i kierunków przekształceń. Przykładem mogą tu służyć badania prowadzone przez Antropa et al. (2000), Dramstad’a et al. (2002), Gulinck’a et al. (2001), Herzog’a (2001), Lausch’a et al. (2002), Müller’a et al.(2000), Solona (2002, 2003, 2004), Van Eetvelde’a et al. 2004, Wu (2004) i wielu innych autorów. Indykacja stanu i dynamiki krajobrazu Niezależnie od znacznego postępu w dziedzinie teoretycznego opisu stanu i funkcjonowania krajobrazu nadal istnieją trudności w praktycznej interpretacji praw rządzących rozwojem środowiska przyrodniczego. Tymczasem rośnie znaczenie ocen ekologicznych dla potrzeb zagospodarowania środowiska oraz planowania przestrzennego i ochrony zasobów przyrody. Celem nadrzędnym tych działań jest przede wszystkim zapewnienie trwałego rozwoju. Temu zadaniu powinien być podporządkowany dobór cech charakteryzujących stan, dynamikę i potencjał krajobrazu. Aspekt ten jest dobrze widoczny w propozycji opublikowanej przez Piorr’a w 2003 roku (patrz Tabela 1). Jak wcześniej wykazano, cechy strukturalne i funkcjonalne krajobrazu mogą być rozpatrywane na gruncie przepływów materii i energii w powiązaniu z termodynamiką (geo)ekosystemów. Założenie to jest wykorzystywane do identyfikacji parametrów opisujących holistycznie pojmowany krajobraz. Przykładowo Muller et al. (2000) wyróżnia osiem grup parametrów i czynników dotyczących: •absorbcji energii użytecznej (LAI, poziom fotosyntezy, bilans radiacyjny), 20 A. Richling, J. Lechnio Tabela 1. Wymagania stawiane indykatorom (wg. Piorr’a 2003) Właściwości i zastosowania ������� Zakres ������ oceny Oczekiwane cechy i funkcje indykatorów ocena stanu i rozwoju złożonych systemów przyrodniczych zapewnienie odpowiedniej informacji o zrównoważeniu systemów użytkowania ziemi możliwość przedstawienia trendów czasowych Zastosowanie decyzyjne możliwość uwzględniania głębokich zmian powodowanych przez działalność człowieka pełnienie funkcji integrującej różne procesy i/lub różne formy wpływu na środowisko powinny zapewniać reprezentatywny wizerunek środowiska, warunków rolnictwa i życia na wsi oraz ujmować wpływ człowieka i reakcję środowiska powinny być proste i łatwe do interpretacji przez różnych użytkowników powinny stanowić podstawę do porównań w skali regionalnej, krajowej i międzynarodowej Własności analityczne Normatywność i mierzalność powinny być przydatne do rozwiązywania problemów regionalnych o szczególnym znaczeniu dla polityki państwa powinny być przydatne zarówno dla indywidualnych decydentów, jak i dla organizacji handlowych i przemysłowych powinny być dobrze sformułowane w kategoriach technicznych i naukowych powinny uwzględniać międzynarodowe standardy powinny być skorelowane z modelami ekonomicznymi oraz z systemami prognostycznymi i informacyjnymi muszą być możliwe do kontroli powinny być możliwe do zastosowania przy rozsądnych nakładach finansowych powinny być adekwatnie udokumentowane i odpowiedniej jakości powinny być aktualizowane w regularnych odstępach czasu przy zastosowaniu odpowiedniej procedury powinny stwarzać użytkownikom możliwość oceny wartości związanych z tymi wskaźnikami •dystrybucji energii i składników pokarmowych (użytkowanie, biomasa, substancja organiczna, zapas składników pokarmowych), •strat składników pokarmowych (wymywanie, straty materii, erozja), •procesów obiegu (dynamika faz obiegu, wskaźniki mineralizacji, aktywność mikroorganizmów), •efektywności funkcjonalnej (współczynniki sprawności systemu, struktura powiązań), •respiracji (m.in. efektywność fotosyntezy), Koncepcja krajobrazu - operatory... 21 •transpiracji (wielkość transpiracji i ewapotranspiracji), •różnorodności (indykatory odnoszące się do cech strukturalnych). Do głównych czynników powodujących zaburzenia integralności ekosystemów należy dostawa materii, a w szczególności dostawa substancji odżywczych i toksycznych. Jako indykatory tej dostawy powinny być wykorzystane (Zieschank et al. 1995) różne rodzaje wskaźników określające: •wielkość dostawy, •poziom emisji, •wpływ dostawy materii, •stan akumulacji, •efekty i ryzyko zmian warunków środowiskowych. Wskaźniki integralności i funkcjonowania systemów przyrodniczych powinny być wyróżniane na podstawie ich modeli przedstawiających organizację procesów zachodzących w ekosystemach i kompleksach ekosystemów (Müller, Wiggering 1999). Indykatory te dzielą się na następujące grupy: •określające bilans energetyczny ekosystemu, •określające bilans wodny, •określające relacje pomiędzy dostawą i wynoszeniem materii. Odpowiednie cechy powinny być rozpatrywane na tle struktury badanych systemów. Powszechnie znaną i stosowana koncepcją pozwalającą na właściwy dobór cech określających zachowanie się systemów przyrodniczych jest koncepcja czynników przewodnich opisana ostatnio przez Waschera (2000) jako metoda sił kierujących – DPSIR (Drivers - Pressures – State – Impact – Responses). Zakłada ona, że procesy kształtujące ekosystem przebiegają na zasadzie sprzężenia zwrotnego. Przy zastosowaniu tego podejścia indykatory krajobrazowe są rozumiane jako system parametrów charakteryzujących strukturę i sposób funkcjonowania, pozwalający na ocenę presji wywieranej na krajobraz oraz stanu krajobrazu i jego reakcji. Indykatory struktury są związane ze strukturą użytkowania ziemi, a funkcjonalne z funkcjami pełnionymi przez system. Ponieważ istnieje wiele klasyfikacji ujmujących funkcje pełnione przez krajobraz (Müller et al. 2000; Bastian et al. 1994), dobrym rozwiązaniem jest ich klasyfikacja na podstawie procesów określających produkcję (procesy ekonomiczne), warunki życia (czynniki psychologiczne, estetyczne, etyczne i historyczne) oraz regulację systemu (procesy ekologiczne) (Wascher, 2000; Tress and Tress, 2001). Większość strukturalnych indykatorów krajobrazu, wśród których dominują metryki krajobrazowe (Turner 1989, McGarigal, Marks 1995), służy do uchwycenia relacji przestrzennych, jednak niektórzy autorzy (Pickup et al., 1993; Aaviksoo, 1995; Fjellstad et al. 1999), stosując indykatory odnoszące się do różnych momentów czasu określali w ten sposób zmiany struktury krajobrazu lub wiek tworzących je ekosystemów. Indykatory odnoszące się do struktury mogą być również wykorzystywane do oceny zdolności krajobrazu do pełnienia różnych funkcji, jak chociażby indykatory bioróżnorodności (Bastin et al., 2002; Purtauf et al., 2005). Metryki krajobrazowe są też wykorzystywane do oceny przepływów nutrientów (Jones et al., 2001; Uuemaa et al., 2005), produktywności krajobrazu (Ares et al. 2001) i oceny walorów estetycznych (Bishop et al.1994). 22 A. Richling, J. Lechnio Podstawowym problemem związanym z oceną krajobrazu i ogólną teorią ekosystemu jest właściwa skala przestrzenna (Whittaker et al. 2001). Aby możliwe było odniesienie procesów ekologicznych do mozaiki ekosystemów i układu krajobrazów niezbędne jest dobranie właściwej skali, pozwalającej na równoczesne uchwycenie struktury krajobrazu i dynamiki zjawisk ekologicznych. Zagadnienia te były rozważane w wielu pracach (porównaj Turner et al. 1989, Costanza et al. 1994, Cain et al., 1997, Griffith et al. 2000, Wu et al. 2002, Lausch et al. 2002, Wu 2004). Należy jednak zauważyć, że nie została do końca wyjaśniona sprawa roli wielu indykatorów krajobrazu rozpatrywanych w różnych skalach. Według Richlinga i Solona (1996) brak jest uniwersalnej miary różnorodności strukturalnej systemów przyrodniczych, uwzględniającej zarówno aspekty teoretyczne, jak i praktyczne. Pojedyncze indykatory analizowane oddzielnie dają często niejednoznaczne wyniki. Stąd należy dążyć do wypracowania uzupełniających się wzajemnie i wzajemnie powiązanych zestawów wskaźników. Solon (2002) uwypukla znaczenie związków między wskaźnikami, które zwłaszcza przy porównywaniu różnych krajobrazów, mają większe znaczenie niż bezwzględna wartość samych wskaźników. Podsumowanie Jak wynika z przedstawionych wywodów, krajobraz jest systemem złożonym, poznanie którego wymaga analizy zarówno pod względem strukturalnym, jak i dynamicznym. Podstawę tej analizy stanowi dobór odpowiednich cech – indykatorów. W badaniach krajobrazowych wykorzystywane są mierzalne cechy fizyczne i cechy jakościowe. W przypadku rozważań o charakterze strukturalnym indykatory te powinny być odnoszone do powierzchni naturalnych jednostek przestrzennych delimitowanych zgodnie z zasadami przyjmowanymi w geografii fizycznej i ekologii krajobrazu. Jednostki przestrzenne są tożsame z systemami niższego rzędu nazywanymi morfologicznymi elementami krajobrazu. Każdy z tych systemów stanowi całość o prawidłowych powiązaniach wewnętrznych i zewnętrznych oraz charakteryzuje się określonym sposobem reakcji na oddziaływanie bodźców inicjujących zmiany. Analiza struktury krajobrazu prowadzona może być z różną szczegółowością zależną od złożoności struktury i celu badań. Odnosić się może do systemów różnych poziomów taksonomicznych. Jest zrozumiałe, że zarówno dobór indykatorów, jak i sposób delimitacji naturalnych jednostek przestrzennych zależy od dokładności ujęcia. W przypadku analizy dynamiki zmian zachodzących w krajobrazie, uwaga badacza koncentrować się musi na wyselekcjonowanych procesach. Opis ich przebiegu i intensywności wymaga, podobnie jak poprzednio, wyboru odpowiednich cech – indykatorów. Wykorzystywane są zarówno cechy ilościowe, jak i jakościowe, a rzecz sprowadza się do identyfikacji dominujących przepływów materii, energii i informacji oraz określenia ich znaczenia dla zmian zachodzących wewnątrz systemu i powiązań danego systemu z otoczeniem. Koncepcja krajobrazu - operatory... 23 Literatura Aaviksoo, K., 1995: Simulating vegetation dynamics and land use in a mire landscape using a Markov model. Landscape and Urban Planning 31. Angermeier P. L., Karr, J. R., 1994: Biological integrity versus biological diversity as policy directives. Bioscience 44, pp. 690–697. Antrop M., 1998: Landscape change: plan or chaos? Landscape and Urban Planning 41. Antrop M., Van Eetvelde V., 2000: Holistic aspects of suburban landscapes: visual image interpretation and landscape metrics. Landscape and Urban Planning 50. Ares J., Bertiller M., del Valle H., 2001: Functional and structural landscape indicators of intensification, resilience and resistance in agroecosystems in southern Argentina based on remotely sensed data. Landscape Ecology 16 (3). pp. 221–234. Bastin, G.N., Ludwig, J.A., Eager, R.W., Chewings, V.H., Liedloff, A.C., 2002. Indicators of landscape function: comparing patchiness metrics using remotely-sensed data from rangelands. Ecological Indicators 1. Bastian, O. Schreiber, K.-F. (Hrsgb.), 1994: Analyse und o¨kologische Bewertung der Landschaft. Gustav Fischer Verlag, Jena, Stuttgart, p. 425. Bendoricchio G, Jørgensen S.E., 1997: Exergy as a goal function of ecosystem dynamic. Ecological Modelling 102. pp. 5-15. Berger A.R., Iams W.J., 1996: Geoindicators: Assessing rapid environmental changes in Earth Systems. A.A.Balkema. Rotterdam. Bishop I.D., Hulse D.W., 1994: Prediction of scenic beauty using mapped data and geographic information system. Landscape and Urban Planning 30 (1–2). pp. 59–70. Bock M., Rossner G., Wissen M., Remm K., Langanke T., Lang S., Klug H., Blaschke T., 2005: Spatial indicators for nature conservation from European to local scale. Ecolgical Indicators 5 (4). Cain D.H., Riitters K., Orvis K., 1997: A multi-scale analysis of landscape statistics. Landscape Ecology 12. Chapin, F. S., Torn M. S., Tateno M., 1996: Principles of ecosystem sustainability. American Naturalist 148. Costanza R., Maxwell T., 1994: Resolution and predictability: an approach to the scaling problem. Landscape Ecology 9 (1). Pp. 47–57. Dramstad W. E. et al., 2002: Development and implementation of the Norwegian monitoring programme for agricultural landscapes. Journal of Environmental Management 64. Fath B. D., Patten B. C., Choi J. S., 2001: Complementarity of Ecological Goal Functions. Journal of Theoretical Biology 208. Fjellstad W.J., Dramstad W.E., 1999: Patterns of change in two contrasting Norwegian agricultural landscapes. Landscape Urban Plan. 45 (4). pp. 177– 191. Friend A. M. and Rapport D. J., 1991: Evolution of macro-information systems for sustainable development. Ecological Economics 3. Griffith J.A., Martinko E.A., Price K.P., 2000: Landscape structure analysis 24 A. Richling, J. Lechnio of Kansas at three scales. Landscape and Urban Planning 52 (1). pp. 45–61. Gulinck H. et al., 2001: A framework for comparative landscape analysis and evaluation based on land cover data, with an application in the Madrid region (Spain). Landscape and Urban Planning 55. Haase G., 1978: Zur Ableitung und Kennzeichnung von Naturpotentialen, Pet. Geogr. Mitt. 2. Herzog, F., Lausch, A., Muller, E., Thulke, H.-H., Steinhardt, U., Lehmann, S., 2001: Landscape metrics for assessment of landscape destruction and rehabilitation. Environmental Management 27. Johnson N. M., 1971: Mineral equilibria in ecosystem geochemistry. Ecology 52. Jones, K.B., Neale, A.C., Nash, M.S., Van Remortel, R.D., Wickham,J.D., Riitters, K.H., O’Neill, R.V., 2001: Predicting nutrient and sediment loadings to streams from landscape metrics, a multiple watershed study from the United States mid-Atlantic region. Landscape Ecology 16. Jørgensen S.E., Nielsen S. N., Mejer H., 1995: Emergy, environ, exergy and ecological modeling. Ecological Modelling 77. Jørgensen S.E., Mejer H., Nielsen S.N., 1998: Ecosystem as self-organizing critical systems. Ecological Modelling 111. Klijn, H.A., de Haes N., 1994: A hierarchical approach to ecosystems and its implications for ecological land classification. Landscape Ecology 9. Kondracki J., 1976: Podstawy regionalizacji fizycznogeograficznej. PWN, Warszawa. Kondracki J., Richling A., 1983: Próba uporządkowania terminologii w zakresie geografii fizycznej kompleksowej. Przegląd Geograficzny 55, 1. Lausch A., Herzog F., 2002: Applicability of landscape metrics for the monitoring of landscape change: issues of scale, resolution and interpretability. Ecological Indicators 2. Leser H., Klink H-J., 1988: Handbuch und Kartieranleitung Geoőkologische Karte 1:25 000 (KA GŐK 25). Forschungen zur Deutschen Landeskunde, Band 228, Trier. Li X., Jongman R.H.G., Hu Y., Bu R., Harms B., Bregt A.K., He H.S., 2005: Relationship between landscape structure metrics and wetland nutrient retention function: a case study of Liaohe delta, China. Ecological Indicators 5. McGarigal, K., Marks, B.J. 1995. FRAGSTATS: Spatial Pattern Analysis Program for Quantifying Landscape Structure. Gen. Tech. Rep. PNW-GTR-351. Portland, OR: U.S. Department of Agriculture, Forest Service, Pacific Northwest Research Station. p. 122. Macias A., 2001: Antropogeniczny przepływ materii i energii w wybranych miastach Wielkopolski. (w:) German K., Balon J., (red), Przemiany środowiska przyrodniczego Polski a jego funkcjonowanie. Problemy Ekologii Krajobrazu, Kraków. Mander U., Müller F., Wrbka T., 2005: Editorial: Functional and structural landscape indicators: Upscaling and downscaling problems. Ecological Indicators 5. Mander U., Kull A., Tammb V., Kuusemets V., Karjus R., 1998: Impact of climatic fluctuations and land use change on runoff and nutrient losses in rural landscapes. Landscape and Urban Planning 41 Koncepcja krajobrazu - operatory... 25 Marks R., Müller M.J., Leser H., Klink H-J., 1989: Anleitung zur Bewertung des Leistungsvermőgens des Landschaftshaushaltes (BA LVL). Forschungen zur Deutschen Landeskunde, Band 229, Trier. Merkle A., Kaupenjohann M., 2000: Derivation of ecosystemic effect indicators — method. Ecological Modelling 130. Mizgajski A., 1987: Znaczenie form energii wprowadzanej do agrokompleksów dla rozwoju krajobrazu, Sprawozd. Pozn. Tow. Przyj. Nauk, Wydz. Mat.-Przyrodn. Nr 104. Moldan B., Cerny J., 1994: Biogeochemistry of Small Catchments. SCOPE 51. Scientific Committee On Problems of the Environment (SCOPE). Müller F., 2005: Indicating ecosystem and landscape organization. Ecological Indicators 5. Elsevier. Müller F., Hoffmann-Kroll R., Wiggering H., 2000: Indicating ecosystem integrity — theoretical concepts and environmental requirements. Ecological Modelling 130 Naveh Z., 2000: What is holistic landscape ecology? A conceptual introduction. Landscape and Urban Planning 50. Elsevier. Naveh Z., 2001: Ten major permises for a holistic conception of multifunctional landscapes. Landscape and Urban Planning 57. Elsevier. Naveh Z., Fröhlich J., 1996: Die Anforderungen der postindustrellen Gesellschaft an die Landschaftsökologie als eine transdisciplinäre, problemorientierte Wissenschaft. Die Erde 127. Naveh Z., Lieberman A.S., 1994: Landscape Ecology: Theory and Application. 2nd Edition. Springer, Berlin. Neef E., 1984: Applied Landscape Research. Applied Geography and Development, vol. 24, Tübingen. Niemann E., 1986: Polyfunctional landscape evaluation — aims and methods. Landscape and Urban Planning 13. Okey B. W., 1996: Systems Approaches and Properties, and Agroecosystem Health. Journal of Environmental Management 48. Otahel J., 1980: Studium percepcje krajinnej scenerie a jeho prinos k lokalizacji zariadeni cestovneho ruchu, Geograficky Casopis R. 32, c.4. Otahel J., Polacik S., 1987: Krajinna synteza Liptowskiej Kotliny. VEDA, Bratislava. Papadimitriou F., 2002: Modelling indicators and indices of landscape complexity: an approach using G.I.S. Ecological Indicators 2. pp. 17–25 Pietrzak M., 1998: Syntezy krajobrazowe – założenia, problemy, zastosowania. Bogucki Wyd. Naukowe, Poznań. Pickup G., Chewings V.H., Nelson D.J., 1993. Estimating changes in vegetation cover over time in arid rangelands using Landsat MSS data. Remote Sens. Environ. 43. pp. 243–263. Piorr H.-P., 2003: Environmental policy, agri-environmental indicators and landscape indicators. Agriculture, Ecosystems and Environment 98. Przewoźniak M., 1991 Krajobrazowy system interakcyjny strefy nadmorskiej w Polsce, Uniwersytet Gdański, Rozprawy i monografie 172, Gdańsk. Purtauf T., Thies C., Ekschmitt K., Wolters V., Dauber J., 2005: Scaling properties of multivariate landscape structure. Ecological Indicators 5 (4). pp. 295–304. 26 A. Richling, J. Lechnio Rapport D.J., Gaudet C., Karr J.R., Baron J.S., Bohlen C., Jackson W., Jones B.,. Naiman R.J,Norton B., Pollock M.M., 1998: Evaluating landscape health: integrating societal goals and biophysical process. Journal of Environmental Management 53 Richling A. (red.), 1993: Metody szczegółowych badań geografii fizycznej. PWN. Warszawa. Richling A., Solon J. 1996: Ekologia krajobrazu. Wyd. Nauk. PWN, Warszawa. Schneider ED, Kay JJ., 1994: Life as a manifestation of the second law of thermodynamics. Math. Comput. Model 19. pp. 25–48. Solon J., 2002: Ocena różnorodności krajobrazu na podstawie analizy struktury przestrzennej roślinności. Prace Geograficzne IG i PZ PAN, 185, Warszawa. Solon J., 2003: Landscape diversity evaluation: land cover approach versus ecosystem approach. (in:) Brandt J. and Vejre H. (eds.) Multifunctional Landscapes Vol. II Monitoring, Diversity and Management, pp. 141-153. WITPress, Southampton, Boston. Solon J., 2004: The comparison of landscape metrics in different scales The raster and vector approaches. Ekologia-Bratislava 23: 320-332 Suppl. 1. Sołncew N.A., 1948: Osnownyje etapy razwitija łandszaftowiedienija w naszej stranie, Woprosy Geografii 9. Steinhardt U., 1998: Applying the fuzzy set theory for medium and small scale landscape assessment. Landscape and Urban Planning 41, Elsevier. Thomas M.F., 2001: Landscape Sensitivity in time and space – An Introduction. Catena 42. Tress B., Tress G., 2001: Capitalising of multiplicity: a transdyscyplinary systems approach to landscape research. Landscape and Urban Planning 57. pp. 143–157 Turner M. G., 1989: Landscape ecology: The effect of pattern on process. Ann. Rev. Ecol. Syst. 20. Turner M.G., O’Neil, R.V., Gardner R.H., Milne B.T., 1989: Effects of changing spatial scale on the analysis of landscape pattern. Landscape Ecology 3 (3). pp. 153–162. Turner M. G., Romme W. H., Gardner R. H., O’Neill R. V., Kratz T. K., 1993: A revised concept of landscape equilibrium: Disturbance and stability on scaled landscapes. Landscape Ecology 8. Uuemaa E., Roosaare J., Mander Ü., 2005: Scale dependence of landscape metrics and their indicatory value for nutrient and organic matter losses from catchments. Ecological Indicators 5. Elsevier. Usher M. B., 2001: Landscape sensitivity: from theory to practice. Catena 42. Van Eetvelde V., Antrop M., 2004: Analyzing structural and functional changes of traditional landscapes—two examples from Southern France. Landscape and Urban Planning 67 Wagendorp T., Gulinck H., Coppin P., Muys B., 2006: Land use impact evaluation in life cycle assessment based on ecosystem thermodynamics. Energy 31, Elsevier. (wersja elektroniczna). Wascher D.M. (red.), 2000: Agri-environmental Indicators for Sustainable Koncepcja krajobrazu - operatory... 27 Agriculture in Europe. ECNC Technical Report Series. European Centre for Nature Conservation, Tilburg. Whittaker R.J., Willis K.J., Field R., 2001: Scale and species richness: towards a general, hierarchical theory of species diversity. Journal of Biogeography 28 (4). pp. 453–470. Wilhelm T. , Brüggemann R., 2000: Goal functions for the development of natural systems. Ecological Modelling 132 Wills, K.G., Garrod, G.D., 1993: Valuing landscape: a contingent valuation approach. Journal of Environmental Management 37. World Commission on Environment and Development, 1987: Our Common Future. Oxford University Press. Wu J., 2004: Effects of changing scale on landscape pattern analysis: scaling relations. Landscape Ecology 19. Wu J., Marceau D., 2002: Modeling complex ecological systems: an introduction. Ecological Modelling 153. Xiuzhen L., Jongman R. H.G., Hu Y., Bu R., Harms B., Bregt A. K., He H. S., 2005: Relationship between landscape structure metrics and wetland nutrient retention function: A case study of Liaohe Delta, China. Ecological Indicators 5.
