1、景觀規(guī)劃中的生態(tài)廊道寬度 2005年10月31日出版:生態(tài)學報2005(9):2406-2412作者:朱強 俞孔堅 李迪華瀏覽: 5376關(guān)鍵字:景觀規(guī)劃；景觀生態(tài)；生態(tài)廊道；寬度；河流廊道生態(tài)廊道具有保護生物多樣性、過濾污染物、防止水土流失、防風固沙、調(diào)控洪水等多種功能。建立生態(tài)廊道是景觀生態(tài)規(guī)劃的重要方法，是解決當前人類劇烈活動造成的景觀破碎化以及隨之而來的眾多環(huán)境問題的重要措施。按照生態(tài)廊道的主要結(jié)構(gòu)與功能，可將其分為線狀生態(tài)廊道、帶狀生態(tài)廊道和河流廊道三種類型。生態(tài)廊道設(shè)計包括的關(guān)鍵問題有廊道數(shù)目、本底、寬度、聯(lián)接度、構(gòu)成要素、關(guān)鍵點（區(qū)）等。由于生態(tài)廊道結(jié)構(gòu)與功能的復雜性，使得廊道的

2、寬度具有很大的不確定性。具體的講，生態(tài)廊道的寬度由保護目標、植被情況、廊道功能、周圍土地利用，廊道長度等多個因素決定。合適的廊道寬度應(yīng)該根據(jù)對廊道主要生態(tài)過程的研究來確定。從景觀的結(jié)構(gòu)與功能分析出發(fā)，分別從生物保護廊道和河流廊道兩方面對生態(tài)廊道的寬度及其影響因素進行分析，并對相關(guān)研究成果進行綜述，總結(jié)得出兩種類型生態(tài)廊道的適宜寬度值范圍。最后提出確定寬度時應(yīng)該注意的相關(guān)問題。景觀生態(tài)學中的廊道（corridor）是指不同于周圍景觀基質(zhì)的線狀或帶狀景觀要素1，而生態(tài)廊道（ecological corridor）是指具有保護生物多樣性、過濾污染物、防止水土流失、防風固沙、調(diào)控洪水等生態(tài)服務(wù)功能的廊

3、道類型。生態(tài)廊道主要由植被、水體等生態(tài)性結(jié)構(gòu)要素構(gòu)成，它和“綠色廊道”（green corridor）表示的是同一個概念。美國保護管理協(xié)會（Conservation Management Institute, USA）從生物保護的角度出發(fā)，將生態(tài)廊道定義為“供野生動物使用的狹帶狀植被，通常能促進兩地間生物因素的運動”。 人類活動造成的景觀破碎化已成為眾多環(huán)境問題的根源。通過建立生態(tài)廊道實現(xiàn)生物多樣性保護、河流污染控制等多種生態(tài)功能，同時滿足人類日益增長的親近自然的需要，已成為現(xiàn)代景觀及城市規(guī)劃領(lǐng)域的共識25。此外，綠色通道（greenway）、遺產(chǎn)廊道（heritage corridor）等概

4、念的出現(xiàn)，更為生態(tài)廊道設(shè)計注入了新鮮的思想。生態(tài)廊道的設(shè)計包含諸多關(guān)鍵要素，在具體實踐中，采用多寬的廊道通常是設(shè)計師面臨的主要問題。由于生態(tài)廊道結(jié)構(gòu)與功能的復雜性，通常使得廊道寬度具有很大的不確定性。本文擬在介紹生態(tài)廊道設(shè)計中涉及的關(guān)鍵性問題的基礎(chǔ)上，就廊道寬度問題展開詳細討論。 1 生態(tài)廊道設(shè)計中的關(guān)鍵問題 生態(tài)廊道包括三種基本類型：線狀生態(tài)廊道（linear corridor）、帶狀生態(tài)廊道（strip corridor）和河流廊道（stream corridor）1。線狀生態(tài)廊道是指全部由邊緣種占優(yōu)勢的狹長條帶；帶狀生態(tài)廊道是指有較豐富內(nèi)部種的較寬條帶；河流廊道是指河流兩側(cè)與環(huán)境基質(zhì)相區(qū)

5、別的帶狀植被，又稱濱水植被帶或緩沖帶（buffer strip）。不同類型的生態(tài)廊道在設(shè)計中都會涉及到一些關(guān)鍵性問題，如數(shù)目、本底、寬度、連接度、構(gòu)成、關(guān)鍵點（區(qū)）等。 （1）數(shù)目 生態(tài)廊道是從各種生態(tài)流及過程的考慮出發(fā)的，通常認為增加廊道數(shù)目可以減少生態(tài)流被截留和分割的概率68。數(shù)目的多少沒有明確規(guī)定，往往根據(jù)現(xiàn)有景觀結(jié)構(gòu)及規(guī)劃的景觀功能來確定。在滿足基本功能要求的基礎(chǔ)上，生態(tài)廊道的數(shù)目通常被認為越多越好。 （2）本底 生態(tài)廊道是與周圍土地發(fā)生聯(lián)系的，因此考慮景觀中生態(tài)廊道所處的本底（context）也極其重要 9,10。對本底的研究應(yīng)從三個方面入手：第一，弄清動物利用廊道的方式；第二，調(diào)查

6、周圍的土地利用方式，或是判斷出從相鄰地區(qū)流向生態(tài)廊道的污染物的類型與強度；第三，判別由生態(tài)廊道聯(lián)接的大型生態(tài)斑塊，這些斑塊的位置將會影響到生態(tài)廊道的位置、內(nèi)部特征及長度，進而影響到遷移物種的類型。 （3）寬度 寬度對廊道生態(tài)功能的發(fā)揮有著重要的影響。太窄的廊道會對敏感物種不利，同時降低廊道過濾污染物等功能。此外，廊道寬度還會在很大程度上影響產(chǎn)生邊緣效應(yīng)（edge effect）的地區(qū)，進而影響廊道中物種的分布和遷移。邊緣針對于不同的生態(tài)過程有不同的響應(yīng)寬度，從數(shù)十米到數(shù)百米不等。邊緣效應(yīng)雖然不能被消除，但是卻可以通過增加廊道的寬度來減小。 （4）連接度 連接度（connectivity）是指生

7、態(tài)廊道上各點的聯(lián)接程度，它對于物種遷移及河流保護都十分重要。對于野生動物來說，功能連接度（functional connectivity）會根據(jù)不同物種的需要發(fā)生變化。道路通常是影響生態(tài)廊道連接度的重要因素，同時，廊道上退化或受到破壞的片段也是降低連接度的因素。規(guī)劃與設(shè)計中的一項重要工作就是通過各種手段增加連接度。 （5）構(gòu)成 構(gòu)成是指生態(tài)廊道的各組成要素及其配置。廊道的功能的發(fā)揮與其構(gòu)成要素有著重要關(guān)系。構(gòu)成可以分為物種、生境兩個層次。生態(tài)廊道不僅應(yīng)該由鄉(xiāng)土物種組成，而且通常應(yīng)該具有層次豐富的群落結(jié)構(gòu)。除此之外，廊道邊界范圍內(nèi)應(yīng)該包括盡可能多的環(huán)境梯度類型，并與其相鄰的生物棲息相連。 （6）

8、關(guān)鍵點（區(qū)） 關(guān)鍵點（key point）包括廊道中過去受到人類干擾以及將來的人類活動可能會對自然系統(tǒng)產(chǎn)生重大破壞的地點。當點的面積在所研究尺度上變得足夠大時，就成了關(guān)鍵區(qū)（Key area）。從某種意義上講 ，關(guān)鍵點（區(qū)）也是生態(tài)廊道構(gòu)成的一部分，只不過這些點（區(qū)）在廊道中占有更加重要的地位。 此外，生態(tài)廊道設(shè)計中還涉及其他一些結(jié)構(gòu)特征問題，如尺度、環(huán)境梯度、干擾線路、曲度、長度等，在此不作進一步討論。 2 生態(tài)廊道的寬度研究生態(tài)廊道寬度的確定應(yīng)該從對其功能的研究入手，即遵循景觀結(jié)構(gòu)與功能原理。Forman總結(jié)了廊道的五大功能：棲息地（habitat）、通道（conduit）、過濾（filt

9、er）、源（source）、匯（sink）1。生態(tài)廊道的功能研究應(yīng)該從上述五方面著手，分析主要的生態(tài)過程，在此基礎(chǔ)上確定實現(xiàn)上述功能的所需的廊道寬度與結(jié)構(gòu)。下文將從生物保護廊道（簡稱生物廊道）和河流廊道兩方面對生態(tài)廊道的寬度進行探討。 2.1 生物廊道生態(tài)廊道主要有生物棲息地、生物遷移通道、防風固沙、隔離（如控制城市擴張的綠帶）等功能。不同的功能對應(yīng)的廊道寬度不同，例如，防風林的寬度通常為幾米到幾十米不等，而綠帶（green belt）性質(zhì)的生態(tài)廊道卻可達數(shù)百米甚至幾十公里11。在生態(tài)廊道的諸多功能中，生物多樣性保護通常是首要考慮的功能。因此，本部分重點從生物多樣性保護功能出發(fā)，對生態(tài)廊道的寬

10、度進行探討。 生物廊道寬度的影響因素當設(shè)計師問到多寬的廊道對于保護生物多樣性合適時，保護生物學家的回答往往是越寬越好12,13。然而，也有學者反對這一說法5。他們認為，過寬的廊道會不可避免的促使生物在兩側(cè)間的運動，從而減慢了生物到達目的地的運動速度。但一般來講，廊道越寬越好。隨著寬度的增加，環(huán)境的異質(zhì)性增加，進而造成物種多樣性的增加。 具體的講，廊道很窄時，邊緣種和內(nèi)部種都很少。隨著寬度的增加，邊緣種和內(nèi)部種均增加，其中邊緣種是在寬度略增加時即迅速增加，而內(nèi)部種則當寬度增加到相當寬度時才會迅速增加。此外，邊緣種在增加到一定數(shù)量后會逐漸趨于穩(wěn)定，而內(nèi)部種會隨著廊道寬度的增加一直增加。寬度對物種數(shù)

11、量的影響效應(yīng)是不一致的。當寬度較小時，廊道寬度對物種數(shù)量影響較小，甚至可以說沒有影響。達到一定寬度閾值后，寬度效應(yīng)才會明顯的表現(xiàn)出來。相關(guān)研究表明這個閾值為712m1。 對許多物種來說，邊緣效應(yīng)是影響廊道質(zhì)量和寬度最主要的因素。然而，隨著植被類型和目標物種的改變，邊緣效應(yīng)的影響范圍變化很大，從幾米到幾百米不等，這就為確定廊道的寬度帶來了困難。狹窄的廊道如籬笆可能完全被邊緣生境（edge habitat）占據(jù)，因此對敏感物種來說將會有更高的死亡率13。然而，Robbins和Ambuel 14,15等人指出，狹窄的廊道可能會過濾掉進入森林的機會邊緣物種（opportunistic edge spe

12、cies），從而保護內(nèi)部物種。這些問題至今仍未得到科學研究的證明，在具體的規(guī)劃中，應(yīng)根據(jù)實際情況加以考慮。 邊緣效應(yīng)主要通過小氣候效應(yīng)（如邊緣光照、風、干燥等因素）的變化引起邊緣植被組成和機會邊緣種進入生境深度的變化。表1中的一些研究結(jié)果表明，不同的邊緣效應(yīng)對應(yīng)著不同的廊道寬度，但總的來看，廊道還是越寬越好。 生物廊道中植被的結(jié)構(gòu)（垂直結(jié)構(gòu)、水平結(jié)構(gòu)與年齡結(jié)構(gòu)）對廊道中物種數(shù)量也有較大的影響，例如喬、灌、草復合結(jié)構(gòu)的廊道比僅由喬木構(gòu)成的廊道含有更多的鳥類物種。此外，闊葉樹廊道中鳥的種類一般比針葉樹廊道的多。在某些情況下，沿著廊道種植一條緊密的緩沖帶（比如針葉樹）可能會改善小氣候效應(yīng)，同時也可以

13、減少機會邊緣種的定居。 生物廊道的建議寬度 生物遷移廊道的寬度隨著物種、廊道結(jié)構(gòu)、連接度、廊道所處基質(zhì)的不同而不同。對于鳥類而言，十米或數(shù)十米的寬度即可滿足遷徙要求。對于較大型的哺乳動物而言，其正常遷徙所需要的廊道寬度則需要幾公里甚至是幾十公里。根據(jù)Meffe等16對北美地區(qū)的矮蠓、白尾鹿、短尾貓、美洲獅、黑熊和狼的行為研究表明，它們所需要的遷徙廊道寬度從0.6km到22km不等。有時即使對于同一物種，由于季節(jié)和環(huán)境的不同，所需要的廊道寬度也有較大的差別。Harris和Scheck4建議，當考慮所有物種的運動時，或者當對于目標物種的生物學屬性知之甚少時，又或者希望供動物遷移的廊道運行數(shù)十年之久

14、時，那么合適的廊道寬度應(yīng)該用公里來衡量。 對于生物保護而言，一個確定廊道寬度的途徑就是從河流系統(tǒng)中心線向河岸一側(cè)或兩側(cè)延伸，使得整個地形梯度（對應(yīng)著相應(yīng)的環(huán)境梯度）和相應(yīng)的植被都能夠包括在內(nèi)，這樣的一個范圍即為廊道的寬度。Forman建議：河流廊道應(yīng)該包括河漫灘、兩邊的堤岸和至少一邊一定面積的高地，而且這部分高地應(yīng)該比邊緣效應(yīng)所影響的寬度要寬7。當由于開發(fā)等原因不能建立足夠?qū)捇蛘呔哂凶銐騼?nèi)部多樣性的廊道時，也可以建立一個由多個較窄的廊道組成的網(wǎng)絡(luò)系統(tǒng)。這個網(wǎng)絡(luò)能提供多條遷移路徑，從而減少突發(fā)性事件對單一廊道的破壞。表1 不同學者提出的生物保護廊道的適宜寬度值 Table 1 Appropria

15、te values of width provided by different scholars for biodiversity conservation注：上述廊道寬度都是在構(gòu)成廊道的植物群落結(jié)構(gòu)完整、體現(xiàn)當?shù)氐貛灾脖惶卣鞯那闆r下提出的。 表1是不同學者對生物保護廊道寬度值的研究，其中每個結(jié)果都是針對不同的保護前提和研究目標得出的，反映的都是相應(yīng)條件下的寬度值。因此，要給出一個精確而又合乎所有條件的值是不可能的。在缺乏對場地進行詳細研究的情況下，只能結(jié)合場地實際情況并根據(jù)相似案例確定較適宜的寬度值。 上表各個寬度結(jié)果值雖然變化很大，但仍然具有一定的規(guī)律性，總結(jié)如下（表2）： 表2 根據(jù)

16、相關(guān)研究成果歸納的生物保護廊道適宜寬度 Table 2 Aproporiate values of width for biodiversity conservation concluded from some cases 確定生物廊道寬度時應(yīng)該注意的問題 確定生物保護廊道寬度時必須注意幾個關(guān)鍵問題：（1）應(yīng)使生態(tài)廊道足夠的寬以減少邊緣效應(yīng)的影響，同時應(yīng)該使內(nèi)部生境盡可能的寬；（2）根據(jù)可能使用生態(tài)廊道的最敏感物種的需求來設(shè)置廊道寬度；（3）盡量將最高質(zhì)量的生境包括在生態(tài)廊道的邊界內(nèi)；（4）對于較窄且缺少內(nèi)部生境的廊道來說，應(yīng)該促進和維持植被的復雜性以增加覆蓋度及廊道的質(zhì)量；（5）除非廊道足夠

17、的寬（比如超過1km），否則廊道應(yīng)該每隔一段距離都有一個節(jié)點性的生境斑塊出現(xiàn)；（6）廊道應(yīng)該聯(lián)系和覆蓋盡可能多的環(huán)境梯度類型，也即生境的多樣性。 2.2 河流廊道 河流廊道的主要功能 河流廊道作為一類重要的生態(tài)廊道，具有多種生態(tài)功能。滿足生物保護功能的河流廊道寬度可以參考上文關(guān)于生物廊道的討論。本部分主要討論河流廊道保護水資源和環(huán)境完整性的功能，它們是決定緩沖帶寬度的基本功能。其他還有一些功能如為河流生物提供食物、降低河面溫度等對緩沖帶寬度要求較低，在此不作討論。 磷和氮是構(gòu)成河流水體污染的主要元素。有機態(tài)和礦質(zhì)態(tài)的磷主要通過地表徑流進行運輸，而且通常依附于沉積物顆粒一起運動。有機態(tài)的氮的運動

18、方式與磷的運動方式類似，而無機態(tài)的氮（主要是硝酸鹽）通常是可溶的，主要通過地表或地表附近的土壤進行運輸。這一部分氮的運動方式受匯水區(qū)的水文地質(zhì)學特征影響。大量研究結(jié)果表明，河岸緩沖帶能夠通過吸附、滯留、分解等方式有效的過濾地表營養(yǎng)元素流入河流對水體造成污染。Lena B. M等人28從景觀結(jié)構(gòu)與功能流的角度分析了河岸植被緩沖帶對于改善水質(zhì)的重要意義。他們的研究表明，10m寬的草地緩沖帶可以減少95的依附于沉積物一起運動的磷元素。而且，濱河林地以及濕地能夠通過土壤微生物過程（如反硝化作用）去除約100的氮元素。 河岸緩沖帶過濾污染物的能力主要由植被結(jié)構(gòu)、土壤狀況、地形等因素決定。一般說來，底層土

19、壤疏松、有大量凋落物及草本地被、微地形復雜的緩沖帶具有更強的污染物過濾功能。 河岸緩沖帶同樣具有強大的水土保持功能。Lowrance等人32在對馬里蘭一個海岸平原流域的研究中發(fā)現(xiàn)，從周圍耕地侵蝕的大多數(shù)沉積物最后都被滯留在森林緩沖帶中，但很大一部分向林內(nèi)沉積的范圍都達到了80m。只有少量的沉積物滯留在了河流的附近。因此，在這個案例中，80m應(yīng)該是最小的緩沖區(qū)距離。在對北卡羅萊納海岸平原的一個相似的案例中，Copper等人31發(fā)現(xiàn)，50以上的沉積物滯留在森林內(nèi)100m范圍內(nèi)，另外有25的沉積物沉積在河道邊的河漫灘濕地內(nèi)。 以上兩個研究表明，在相似的河流系統(tǒng)中，至少80至100m的河岸植被緩沖帶寬

20、度對于減少5070的沉積物是有效的。如果想要更多的減少沉積物，可以根據(jù)實際情況增加植被帶的寬度。在侵蝕更嚴重，坡度更陡或者缺少有效的侵蝕控制措施的情況下，緩沖帶的寬度應(yīng)該更大。 河流廊道的建議寬度 在通常的河流保護或濱河地帶開發(fā)中，人們往往為河岸指定一定的寬度地帶作為河流的緩沖區(qū)，這實際上是不科學的。河流不同的位置對應(yīng)著不同的環(huán)境狀況，從而應(yīng)該對應(yīng)不同的廊道寬度值。 到目前為止，人們還是沒有得到一個比較統(tǒng)一的河岸防護林帶的有效寬度。在美國西北太平洋地區(qū)，人們普遍使用30m的河岸植被帶作為緩沖區(qū)的最小值13。華盛頓州海岸線管理法案（the Washington State Shoreline M

21、anagement Act）規(guī)定，位于河流60m范圍內(nèi)或100年一遇河漫灘范圍內(nèi)，以及與河流相聯(lián)系的濕地都應(yīng)該受到保護，而且保護范圍越大越好 29。Toth R. E.13建議，在河流兩岸150米范圍內(nèi)的任何人類活動都應(yīng)該得到相關(guān)機構(gòu)和公眾的評價。其它研究者研究的結(jié)果見表3。 河岸緩沖帶的最佳寬度應(yīng)該通過詳細的科學研究來獲取，但在實際中，人們很少有時間和精力來從事這項工作。Budd及其同事于1987年提出了通過對河流進行簡單的野外調(diào)查來得到合適的緩沖區(qū)寬度的方法23。調(diào)查的特性包括河流類型、河床的坡度、土壤類型、植被覆蓋、溫度控制、河流結(jié)構(gòu)、沉積物控制以及野生動物棲息地等。評價者利用這些因素來

22、估計必要的廊道寬度。在不可能進行徹底的科學研究的情況下，由一些訓練有素的、有經(jīng)驗并且客觀的資源專家來應(yīng)用此類方法，也會得到比較合理答案。表3 不同學者提出的保護河流生態(tài)系統(tǒng)的適宜廊道寬度值 Table 3 Appropriate values of width provided by different scholars for protecting river ecosystem 注：寬度是指河岸植被帶寬度由上述數(shù)據(jù)可以看出：當河岸植被寬度大于30m時，能夠有效的降低溫度、增加河流生物食物供應(yīng)、有效過濾污染物。當寬度大于80100m時，能較好地控制沉積物及土壤元素流失。美國各級政府和組織規(guī)定

23、的河岸緩沖帶寬度值變化較大，從20m到200m不等。 在實際中，確定一個河流廊道寬度應(yīng)遵循三個步驟3：（1）弄清所研究河流廊道的關(guān)鍵生態(tài)過程及功能；（2）基于廊道的空間結(jié)構(gòu)，將河流從源頭到出口劃分為不同的類型；（3）將最敏感的生態(tài)過程與空間結(jié)構(gòu)相聯(lián)系，確定每種河流類型所需的廊道寬度。 確定河流廊道寬度時應(yīng)該注意的問題（1）應(yīng)該確定和理解周圍土地利用方式對河流生物群落和河流廊道完整性的影響。 （2）廊道至少應(yīng)該包括河漫灘、濱河林地、濕地以及河流的地下水系統(tǒng)。 （3）應(yīng)該包括其他一些關(guān)鍵性的地區(qū)如間歇性的支流、溝谷和沼澤、地下水補給和排放區(qū)，以及潛在的或?qū)嶋H的侵蝕區(qū)（如陡坡、不穩(wěn)定土壤區(qū)）。 （4

24、）根據(jù)周圍土地利用方式來確定廊道的寬度。如森林砍伐區(qū)、高強度農(nóng)業(yè)活動區(qū)和高密度的房地產(chǎn)開發(fā)都應(yīng)該對應(yīng)著更寬的廊道。 （5）濱水緩沖區(qū)寬度應(yīng)該與以下幾個因素成正比：對徑流、沉積物和營養(yǎng)物的產(chǎn)生有貢獻的地區(qū)的面積；河流兩岸相鄰的坡地以及濱河地帶的坡度；河邊高地上人類活動如農(nóng)業(yè)、林業(yè)、郊區(qū)或城市建設(shè)的強度。當廊道的植被和微地形越復雜，密度越大時，所需要的廊道寬度就越小。 3 結(jié)語 生態(tài)廊道的寬度由多個因素共同決定，它可以表示為函數(shù) 。其中，W是指廊道的寬度，a是保護目標（保護某個或某些關(guān)鍵種），v是廊道植被構(gòu)成情況（包括植被垂直、水平及年齡結(jié)構(gòu)、多樣性、密度、蓋度等），u是廊道其他功能（如游憩、文化

25、遺產(chǎn)保護、交通運輸、過濾等），c是廊道周圍的土地利用情況（對比度越高所需廊道越寬），l是廊道的長度。此外，廊道寬度還隨地形和氣候的變化而變化，對于每一地區(qū)，應(yīng)該根據(jù)經(jīng)驗數(shù)據(jù)及模型來估算。在實際中，設(shè)計師通常沒有足夠的信息和時間來進行詳細實驗研究，但如果能夠綜合考慮上述各個因子的影響，并參考相應(yīng)的研究結(jié)果及經(jīng)驗值，也可以確定出合適的廊道寬度。對于尺度較大的河流廊道而言，由于其所經(jīng)過地區(qū)的自然地理及人文地理背景的差異，使得不同段的基本類型及主要生態(tài)過程與功能都有很大差別，因此其寬度也應(yīng)該根據(jù)各段的具體情況來確定。 References： 1 Forman R T T, Godron M. Land

26、scpae ecology. New York: Wiley, 1986. 121155. 2 Hunter M L. Wildlife, forests, and forestry. N J: Prentice Hall, Englewood Cliffs, 1990. 1124. 3 Forman R T T. Land mosaics: the ecology of landscape and regions. New York: Cambridge University Press, 1995b. 246. 4 Harris L D, and Scheck J. From implic

27、ations to applications: the dispersal corridor principle applied to the conservation of biological diversity. In: Saunders D A and Hobbs R J ed. Nature conservation: the role of corridors. Surrey Beatty and Sons. Australia: Chipping Norton, NSW, 1991. 189-200. 5 Soulè M E, Gilpin M E. The theor

28、y of wildlife corridor capability. In: Saunders D A and Hobbs R J ed. Nature conservation: the role of corridors. Surrey Beatty and Sons. Australia: Chipping Norton, NSW, 1991. 3-8. 6 Yu K J, Li D H. Landscape ecological model in rural and urban regional planning. Overseas Urban Planning, 1997, (3):

29、 2731. 7 Forman R T T. Corridors in landscape: their structure and function. Ekologia. 1983, (2): 375380. 8 Forman R T T. Land mosaics: the ecology of landscape and regions. New York: Cambridge University Press, 1995a. 145157. 9 Forman R T T, Baudry J. Hedgerows and hedgerow networks in landscape ec

30、ology. Enviroment management, 1984, (8): 495510. 10 Smith D S, Hellmund P C. Ecology of greenways: design and function of linear conservation areas. Mineapolis: University of Minnesota Press, 1993a. 1718. 11 Che S Q. Study on the green corridor in urbanized areas. Urban Ecological Study, 2001, 25(11

31、): 4448. 12 Noss R F. Corridors in real landscape: a reply to Simberloff and Cox. Conservation Biology, 1987a, (1): 159164. 13 Smith D S, Hellmund P C. Ecology of greenways: design and function of linear conservation areas. Mineapolis: University of Minnesota Press, 1993b, 5864. 14 Robbin C S. Effec

32、t of forest fragmentation on bird populations. In: DeGraaf R M and Evans K E ed. management of north central and northeastern forests for nongame birds. Washington D C: USDA Forest Service General Technical Report NC-51, 1979. 198212. 15 Ambuel B, and S A Temple. Area-dependent changes in the bird c

33、ommunities and vegetation of southern Wisconsin forests. Ecology, 1983, 64: 10571068. 16 Liu L M ed. Rural landscape planning. Beijing: Chinese Agricultural University Press, 2003. 287. 17 Corbett E S, Lynch J A, Sopper W E. Timber harvesting practices and water quality in the eastern Untied States.

34、 Journal of Forestry, 1978, 76: 484488. 18 Stauffer D F, Best L B. Habitat selection by birds of riparian ommunities: evaluating effects of habitat alterations. Journal of Wildlife Management, 1980, 44(1):115. 19 Newbold J D, Erman D C, Roby K B. Effects of logging on macroinvertebrates in streams w

35、ith and without buffer strips. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Science, 1980, 37: 10761085. 20 Ranney J W, Bruner M C, Levenson J B. The importance of edge in the structure and dynamics of forest islands. In: burgess R L, Sharpe D M ed. forest island dynamics in man-dominated landscape. Ne

36、w York: Springer-Verlag, 1981. 6795. 21 Peterjohn W T, Correl D L. Nutrient dynamics in an agricultural watershed: Observations of the role of a riparian forest. Ecology, 1984, 65(5): 14661475. 22 Harris L D. The Fragmented Forest. Chicago: University of Chicago Press, 1984. 1012. 23 Budd W W, Cohen

37、 P L, Saunders P R, etc. Stream corridor management in the Pacific Northwest: determination of stream-corridor widths. Environmental Management, 1987, 11(5): 587597. 24 Csuti C, Canty D, Steiner F, etc. A path for the Palouse: an example of conservation and recreation planning. Landscape and Urban Planning, 1989, (17): 19. 25 Juan A, Vassilias A T, Leonardo A. South Forida greenways: a conceptual framework for the eco