Dinamica funcției de producție și a fluxurilor de bunuri în Delta Interioară a Dunării [309830]

[anonimizat]

2018

[anonimizat] a fluxurilor de bunuri în Delta Interioară a Dunării

Conducător științific:

C.S.I dr. Sergiu CRISTOFOR

Comisie de îndrumare:

Adamescu Mihai

Georgia Cosor

Nicoleta Geamăna

Doctorand: [anonimizat]

2018

Listă figuri

Figura 1. Ierarhia sistemelor ecologice (după Vădineanu et al. 1998)

Figura 2. Nivelurile ierarhice (după Jørgensen, 2012).

Figura 3. Schema logică a abordării DPSIR

Figura 4. Modelul homomorf simplificat

Figura 5. Productivitatea relativă a ecosistemelor de zone umede comparată cu alte tipuri de (g m2/an) (după Tiner, 1984).

Figura 6. Legătura dintre serviciile ecosistemice și bunăstarea umană după MEA (2005)

Figura 7. „Modelul ierarhic” de analiză și evaluare a generării serviciilor ecosistemice

Figura 8. Relația dintre clasificarea CICES și serviciile ES conform clasificări MA (de refăcut) (după Staub et al., 2011)

Figura 9. Organizarea la scară temporală a programului individual de cercetare (diagrama Gantt)

Figura 10. [anonimizat] 11. [anonimizat].

Figura 12. [anonimizat] (referință 1900 (A), CLC 1990 (B), CLC 2000 (C), CLC 2006 (D), CLC 2012 (E), CLC 2018 (F)

Figura 13. Potențialul serviciilor ecologice înainte și după îndiguire

Figura 14. Dinamica potențialului serviciilor ecosistemice din zona de studiu LTSER Bălțile Brăilei pentru (A) perioada de referință 1900-1945, (B) regimul comunist 1946-1989, (C) [anonimizat]-aderare 1990-2006, (D) starea actuală ca stat membru al UE, 2007-2018.

Figura 15. Spatial distribution of provisioning services supply for the reference state 1900-1945, (A)communist period 1945-1989 (B), pre-EU 1990-2006 (C), and current ecosystem state 2012 (D)

Listă tabele

Tabel 1 – Indicatori ai capacității și ai fluxului de bunuri pentru serviciul de producție (după, Joachim Maes)

Tabel 2. Prezentare generală a metodelor de evaluare a serviciilor ecosistemice

Tabel 3. Motivele cheie pentru cartarea și evaluarea serviciilor ecosistemice (ES)

Tabelul 4. Indicatori pentru evaluarea serviciilor de producție

Tabel 5. Coeficienți conversie UVM (după: European Commission CE no. 1974/2006)

Tabel 6. Prezentarea surselor de date pentru perioadele de timp identificate

Tabel 7. Principalele categorii de servicii de producție pentru perioada de referință

Tabel 8. Evoluția în timp a suprafețelor și modului de utilizare a [anonimizat], Bălțile Brăilei

Tabel 9. [anonimizat] – MA, [anonimizat] – [anonimizat]

U.S. [anonimizat] – [anonimizat]ogie Sistemică – DES

Agenția Europeană de Mediu – EEA

Introducere

Atât viața cât și dezvoltarea societății umane pe Pământ sunt strict dependente de bunurile și serviciile oferite de către sistemele ecologice naturale. Serviciile ecosistemice sunt definite așadar ca „beneficiile” pe care societatea umana le derivă din natură, (alimentele, apa potabilă, combustibili, masă lemnoasă, protecție contra inundațiilor, reglarea micro-climatului local, retenția de nutrienți stocarea carbonului, activități de recreere) (MEA, 2003). Există dovezi științifice ce leagă serviciile ecosistemice de bunăstarea umană (TEEB, 2009), fapt ce subliniază necesitatea conservării sistemelor ecologice naturale și asigurării unei dezvoltări sustenabile pentru supraviețuirea societății umane (EPA, 2012; WRI, 2012).

Cu toate acestea, pe fondul creșterii presiunii exercitate de către sistemele socio-economice asupra biostructurii capitalului natural (CN), prin creșterea demografică rapidă și dezvoltarea economiei și a procesului de industrializare, presiunea exercitată asupra capitalului natural a înregistrat o curbă ascendentă în ultimul secol. Sistemele ecologice au fost deci supuse unei degradări tot mai accelerate având consecințe directe asupra modului acestora de funcționare și cu un impact negativ asupra fluxurilor de servicii oferite (MEA, 2003, Ehrlich și Ehrlich, 2012, Saehoon și Peter, 2012). Principala cauză a degradării sistemelor ecologice, ce afectează bunăstarea sistemelor socio-economice este reprezentată de modificările în structura capitalului natural și schimbările în modul de utilizare a terenurilor la nivel global (Lawler et al., 2014; Allan et al., 2015; Kubiszewski et al., 2017, Santos-Martin et al. 2018).

Două direcții au fost recunoscute ca stând la baza modificărilor serviciilor ecosistemice: i) intensificarea utilizării terenurilor, ce a avut drept consecință directă scăderea unor categorii de servicii ecosistemice (de reglare, de suport si culturale) și care s-a bazat în schimb pe creșterea serviciilor de producție furnizate de capitalul natural (Deguines et al., 2014 și Foley, 2005) și ii) conservarea capitalului natural, ce are loc prin crearea ariilor protejate (Butchart et al., 2010b, Ouyang et al., 2016).

Printre cele mai vulnerabile sisteme naturale, adesea privite ca terenuri neproductive (Asselen et al. 2013), ce au fost supuse transformării la nivel global se numără sistemele de zone umede. Acestea, sunt definite de către Convenția Ramsar (Ramsar, 2000) ca ”zone de mlaștină, turbării sau zone cu apă, fie naturale sau artificiale, permanente sau temporare, cu apă stătătoare sau curgătoare, zone cu apă dulce sau salmastră, și cu un nivel de adâncime care, la reflux nu depășește șase metri”. Aceasta definiție largă include: zone de coastă, estuare, delte, zone marine în apropierea țărmului, dar și lacuri, mlaștini, zone de luncă sau sisteme antropizate precum iazurile sau câmpurile de orez ca tipologii distincte de ecosisteme de zone umede.

Din punct de vedere ecologic, zonele umede sunt caracterizate ca fiind printre cele mai productive tipuri de sisteme și care susțin o diversitate biologică ridicată (Lieth, et al. 1975, Bassi et al. 2014, Ramsar 2018) numeroase specii de păsări, amfibieni, pești și nevertebrate depinzând de existența acestor ecosisteme. Cu toate acestea, multe dintre serviciile ecosistemice (SE) oferite de aceste tipuri de sisteme sunt dificil de evaluat și puțin înțelese de către comunitatea locală și cei care elaborează politici.

Din punctul de vedere al ecologiei sistemice (Botnariuc și Vădineanu, 1982) sistemele de zone umede îndeplinesc toate cele 4 funcții ecologice fundamentale: funcția de suport, funcția de producție, funcția de reglare și funcția informațională. Îndeplinirea acestora se traduce într-o gamă variată de servicii ecosistemice de producție (resurse de apă, hrană, masă lemnoasă, vânat, plante medicinale, fibre) și servicii de reglare (micro-climat local, stocarea carbonului, protecție la inundații) precum si servicii culturale (activități recreaționale, etc.) (Mitsch & Gosselink 2000).

Utilizarea conceptului de SE probleme ….

Lipsa unei baze științifice solide pentru înțelegerea rolului multifuncțional al zonelor umede împreună cu politicile și planurile de management adoptate în trecut, bazate doar pe creștere economică, au dus la degradarea și reducerea suprafețelor acestora la nivel global (Hu et al., 2017). În consecință, se estimează că 50% din zonele umede la nivel global au fost degradate și distruse (Davidson 2014). Cele mai frecvente cauze antropice responsabile pentru degradarea și reducerea zonelor umede citate în literatură sunt: desecarea și conversia în terenuri agricole, conversia către bazine piscicole, îndiguirea și conversia terenurilor pentru destinații comerciale sau industriale (Asselen et al. 2013, Moser et al. 1998, Dahl 1990, Vădineanu et al. 2001, 2003, MEA 2005, Pullanikkatil 2014).

Perspectivele menținerii suprafețelor actuale ale zonelor umede sunt sumbre în condițiile modificărilor configurației structurale a acestora și ținând cont de scenariile de creștere a temperaturilor, scăderea precipitațiilor, modificările sezoniere ale ciclului hidrologic, care pot afecta negativ prin evapo-transpirație și reducerea debitelor de apa în sistemele de zone umede accelerând ratele de distrugere (Mortsch, 1990, IPCC, 1990, 1995). Societatea umană a modificat sistemele naturale în sisteme dominate de om maximizând în principal serviciile ecologice de producție, facilitând utilizarea suprafețelor de teren la nivel global in special pentru agricultură (Power, 2010).

La nivel European, la finalul celui de-al doilea război mondial, zonele umede au fost considerate ca terenuri propice pentru agricultură, aceasta fiind, de altfel, o tendință la nivel mondial (citare). Si în cazul României, Sistemele de Zone Umede ale Dunării Inferioare (SZUDI) au fost privite ca terenuri „neproductive” și fără importanță economică și supuse lucrărilor de îndiguire, desecare și drenaj și convertite în sisteme agricole, plantații forestiere, zone industriale și așezări umane (Vădineanu, 1998).

În componența sistemului de zone umede al Dunării Inferioare se găsesc tipuri de sisteme naturale și seminaturale, sisteme ecologice transformate (sisteme agricole) dependente de inputuri auxiliare de energie precum și sisteme construite (așezări umane). Dacă în trecut sistemele de zone umede ale Dunări Inferioare produceau o serie de resurse regenerabile (masă lemnoasă, stuf, capturi de pește) și aveau rol de tampon în controlul nutrienților și ofereau suportul fizic necesar diversității de specii prezente aici, conversia acestor naturale către sisteme agricole intensive precum și supra-exploatarea resurselor furnizate de capitalul natural a avut în primul rând un impact negativ prin eutrofizarea sistemelor acvatice datorită aportului mare de nutrienți (N și P) utilizați în exploatările agricole, eroziunea structurii biofizice, modificări ale regimului hidrologic, reducerea diversității de specii.

Creșterea funcției de producție ca urmare a regimului de management adoptat a dus la diminuarea celorlalte funcții îndeplinite de ecosisteme și la modificări în structura rețelelor trofice (Vădineanu, 1998). Degradarea ecologică a sistemelor de zone umede este consecința efectelor directe și indirecte ale relațiilor din cadrul și dintre complexele socio-ecologice, marea lor majoritate proiectate, determinate și controlate de către oameni (Vădineanu, 2004).

Aflate sub presiunea exercitată de sistemul socio-economic, față de starea de referință, 1950, sistemele de zone umede din Bălțile Brăilei, considerate „neproductive” prin lucrări intensive de îndiguire și conversie, au înregistrat o reducere dramatică a suprafețelor naturale în favoarea sistemelor agricole ducând la formarea Insulei Mari a Brăilei. În prezent din întreaga suprafață de 2600 km2 a zonei de studiu abordat în prezenta lucrare doar 210 km2 păstrează încă caracteristicile funcționale ale sistemului aflat în regim hidrologic natural ducând la o scădere în ceea ce privește îndeplinirea funcțiilor ecologice.

Scopul lucrării este acela de a dezvolta o bază de date ce permit o analiză integrată a modificărilor structurale și a dinamicii în timp a fluxurilor de bunuri și servicii oferite de către sistemele ecologice din Insulele Brăilei raportându-se la starea de referință. Având în vedere faptul ca dezvoltarea sustenabilă este strict dependentă de echilibrul dintre nevoile sistemului socio-economic și presiunea exercitată asupra capitalului natural, prezenta lucrare își aduce aportul în dezvoltarea cunoașterii și transferul acesteia către factorii de decizie, oferind suport pentru dezvoltarea de politici și planuri de management integrat și adaptativ în vederea conservării și păstrării caracterului natural al ecosistemelor de zone umede și adaptarea la schimbările climatice în contextul unde dezvoltări sustenabile (Vădineanu, 2004, Wainger și Mazotta, 2011).

Analiza critică a stadiului actual de cunoaștere

Cadrul conceptual

Teoria ecosistemică (Odum 1960, Botnariuc și Vădineanu, 1982, Vădineanu 1998, Jørgensen, 2012), conform căreia „mediul” în sens larg este interpretat ca o ierarhie de sisteme ecologice, mari, complexe, organizate la scară spațială și temporală și care integrează în componența lor și factorul social/uman, altfel spus complexele socio-economice (Figura 1), a furnizat cadrul conceptual ce stă la baza acestei lucrări de cercetare. Pornind de la celula și ajungând la individ și populație, ierarhia biologică este ușor de observat. Populațiile interacționează într-o rețea și alcătuiesc, împreună cu componenta non-biologică a mediului, ecosistemul. Interacțiunile între rețele au un efect sinergic care poate crește eficiența utilizării materiei, a energiei și a informațiilor (Jørgensen, 2012). Complexele de ecosisteme sunt formate ca urmare a interacțiunii între mai multe ecosisteme.

Conform teoriei sistemice, sistemele ecologice sunt unități productive, ierarhizate și dinamice, dinamica acestora fiind însă de fiind un proces de lungă durată de ordinul deceniilor sau secolelor și în care productivitatea depinde de variabilitatea și stabilitatea ecosistemului. Nivelurile superioare ale ierarhiei sistemice se modifică mai lent decât nivelurile inferioare datorită diferenței dintre scara spațială și dinamică. Variația este, cu alte cuvinte, diminuată atunci când se urcă prin scara ierarhică, ceea ce reprezintă un avantaj clar al organizației ierarhice. Variațiile și tulburările la un nivel inferior au o dinamică care poate afecta nivelurile inferioare din ierarhie, dar datorită organizării ierarhice, nivelurile mai ridicate sunt mult mai puțin afectată deoarece variațiile cauzate de perturbații sunt egalizate.

Este așadar necesar ca dezvoltarea modelelor ecologice / modelelor ecosistemelor, să ia în considerare câteva nivele ierarhice. Identificarea nivelului de organizare și selecție a complexității necesare a modelului reprezintă probleme complexe. Este posibil să se identifice până la 19 niveluri ierarhice în sistemele vii, dar includerea acestora într-un singur model reprezintă, desigur, o sarcină imposibilă, în principal din cauza lipsei de date și a unei înțelegeri generale a modului de funcționare a interacțiunilor dintre acestea (Jørgensen, 2012). Doar nouă niveluri prezentate în Figura 2 sunt, în majoritatea cazurilor, luate în considerare în dezvoltarea modelelor ecologice. De regulă este ușor de identificat nivelul ierarhic de interes, locul unde se situează problema sau unde au loc interacțiunile între diferitele componente de interes.

Figura 1. Ierarhia sistemelor ecologice (după Vădineanu et al. 1998)

Figura 2. Nivelurile ierarhice (după Jørgensen, 2012). Se indică logaritmul aproximativ (scala liniară în metri), dar axa x nu este liniară

Nivelul imediat inferior celui de interes este adesea relevant pentru o bună descriere a proceselor ecologice care au loc. Spre exemplu, producția primară a unui ecosistem este determinată de procesele ce au loc la nivelul diferitelor specii de plante. Nivelul imediat superior celui de interes este relevant pentru identificarea factorilor limitanți sau a constrângerilor. Prin urmare, este adesea dificil să se înțeleagă un anumit comportament al unui ecosistem la un anumit nivel (vezi Allen și Starr, 1982), fără a examina, de asemenea, comportamentul nivelului inferior și superior. În consecință majoritatea modelelor ecologice au în componență 3 niveluri/compartimente ierarhice pentru a descrierea interacțiunilor și a proceselor ecologice care le condiționează.

Ecologia sistemică reprezintă așadar evoluția de la ecologia clasică, biologică caracterizată printr-un mod de abordare sectorial, ce era capabil să genereze planuri și acțiuni de „protecție a mediului” care în majoritatea cazurilor erau performante pe termen scurt, dar neviabile pe termen lung, la un mod de abordare integrator ca urmare a dezvoltării în plan teoretic și analitic din domeniul ecologiei, economiei neo-clasice moderne și științelor sociale (Botnariuc și Vădineanu 1982, Holling 1973, Vădineanu 1998, 2004, Jørgensen, 2012).

Un ecosistem este definit de Convenția privind diversitatea biologică din 1992, ca fiind: "un complex dinamic al comunităților de plante, animale și microorganisme și mediul lor abiotic, (Markandya et al., 2002) iar funcționarea acestuia rezultă din interacțiunea populațiilor care îl compun și din interacțiunea acestora cu factorii abiotici (Botnariuc și Vădineanu 1982). Un ecosistem reprezintă unitatea elementara de organizare având ca însușiri de baza capacitatea productiva și capacitatea de suport, conferite de procesul ecologic fundamental al productivității biologice. Acesta presupune desfășurarea a trei principale procese ecologice interdependente: fluxul de energie, circuitul de substanțe și autoreglarea (Botnariuc și Vădineanu 1982, Jørgensen, 2012). Sistemele ecologice naturale, seminaturale și antropizate (transformate sau controlate de om), împreuna cu gama de bunuri și servicii pe care acestea le generează constituie „capitalul natural” (CN), reprezentând astfel fundația sistemelor socio-economice (Vădineanu, 2004).

Conceptul de capital natural a evoluat în anii 90, datorită dezvoltărilor teoretice care au permis umplerea golurilor dintre științe precum ecologia și/sau științele economice (Voora și Venema, 2008). Cu toate acestea conceptul de capital natural și importanța acestuia în furnizarea de bunuri și servicii, a fost recunoscută de economiști încă de la jumătatea secolului XX (Voora și Venema, 2008).

Alfred Marshall, părintele economiei neoclasice, a fost conștient de contribuția naturii în producerea de bunuri și servicii și a privit distincțiile dintre termenii pământ și capital ca fiind triviale (El Serafy, 1991). John Hicks, laureat al premiului Nobel pentru Economie din 1972, descrie un factor de producție ca fiind "o contribuție la producție, în sensul că, dacă factorul ar fi eliminat, producția (sau produsul rezultat) ar fi diminuată" și ca factorii de producție nu trebuie să fie neapărat însușiți de către sistemele socio-economice, comercializați sau pentru care să existe o piață de schimb. Georgescu-Roegen a contribuit direct la dezvoltarea conceptului de capital natural, dezvoltând o nouă abordare a înțelegerii constrângerilor economice, sociale și biofizice pe care le-a numit "bioeconomie". El a subliniat necesitatea ca economiștii să înțeleagă aspectele interdependente dintre constrângerile resurselor, stabilitatea socială și organizarea și activitatea economică (Gowdy și Mesner, 1998). Kenneth Boulding a contribuit, de asemenea, la intercalarea disciplinelor ecologice și economice, subliniind limitele creșterii exponențiale într-un sistem finit (Boulding, 1966). Meadows a explorat în continuare aceste inter-relații dezvoltând modelul World 3 pentru a prognoza creșterea și ratele asociate de epuizare a resurselor (Costanza, 2003, Meadows, Meadows, & Randers, 1992).

Toate aceste evoluții în plan teoretic, au determinat la sfârșitul anilor 80 apariția unei noi discipline, „economia ecologică” (Costanza, 2003) care repoziționează mediul natural de la factor de producție la a fi fundamentul producției, al bunăstării și al existenței. Mai mult decât atât, afirmă că mediul natural nu poate fi înlocuit ci trebuie menținut și consolidat. La scurt timp, Pearce și Turner au popularizat termenul "capital natural" în cartea lor "Economia resurselor naturale și a mediului" publicată în 1990 (Smith & Smith, 2006).

Capitalul natural reprezintă fundația pentru gama variată de bunuri și servicii care susțin viața (Envisioning a Sustainable and Desirable America Network, 2001). Mai exact, este baza activității și bunăstării umane (Brown & Ulgiati, 1999; Carpenter și colab., 2006; Fenech, Foster, Hamilton și Hansell, 2003; Institutul Gund, 2006; Hawken, Lovins & Lovins , 1999; Markandya, Mason, Perelet, și Taylor, 2002; Naidoo, 2004). Prin urmare, activitatea umană și bunăstarea sunt strâns legate de starea CN și serviciile furnizate de acesta (Carpenter et al., 2006). CN poate fi descris în general ca fiind regenerabil sau neregenerabil (Costanza & Daly, 1992). CN regenerabil sau activ este auto-întreținut datorită capacității sale de a valorifica energia solară. CN neregenerabil sau inactiv se formează pe perioade geologice lungi și este pasiv. "CN include atât materii prime minerale și biologice, energie regenerabilă (energia solară și maree) și combustibili fosili; capacitatea de asimilare a deșeurilor și funcții vitale pentru susținerea vieții (cum ar fi reglarea climatică la nivel global) oferite de ecosisteme funcționale (Envisioning a America Sustainable and Desirable Network, 2001). Costanza și Daly (1992) compară CN regenerabil cu mașinile care sunt supuse degradării, în timp ce CN neregenerabil este analog cu stocurile care pot fi terminate.

Publicațiile recente privind serviciile ecosistemice pun bazele dezvoltării unor noi instrumente economice care atrag atenția asupra conservării CN (Banzhaf și Boyd, 2005, 2006; J. Boyd, 2006). Millenium Ecosystem Assessment (MA), un studiu de referință lansat în 2003, realizat de 1300 de experți din 95 de țări, a arătat că aproximativ 60% din serviciile ecosistemelor care susțin viața pe pământ sunt degradate sau utilizate ne-sustenabil (MA, 2005). Pentru a preveni astfel procesul de eroziune la nivelul sistemelor ecologice, MA a recomandat ca investițiile semnificative, să fie direcționate spre conservarea și refacerea CN. Tot mai mult, resursele ecologice sunt considerate ca fiind esențiale pentru capacitatea productivă actuală și viitoare a sistemelor economice de a fi sustenabile necesitând menținerea ecosistemelor în anumite stări de sănătate și funcționalitate (Straton, 2006).

Capacitatea funcțională și de suport a CN se referă la reziliența și stabilitatea în timp a sistemelor ecologice precum și la capacitatea acestora de a asigura suportul fizic, resursele naturale și serviciile pentru sistemele socio-economice (Costanza 1997, Ring 1997, Musters et al. 1998, Vădineanu A. 1998, 2001, 2004, Vădineanu R. 2004, 2008, Cosor 2012)

Teoria ecosistemică caracterizează sistemele ecologice naturale economice și sociale ca sisteme reziliente. Conceptul de reziliență a fost introdus în anii 1970 (Holling, 1973) și se referă la capacitatea sistemelor ecologice de a rezista la acțiunea factorilor de comandă (naturali sau antropici). Există două moduri de interpretare a rezilienței ecosistemice. Holling în 1995 interpreta reziliența ca rezistența unui sistem ecologic la presiunea factorilor de comandă și viteza cu care acesta revine la starea de echilibru după o perturbare sau o îndepărtare de la starea de echilibru. Acest mod de interpretare poarta numele de rezistenta manipulată sau tehnică.

Al doilea mod de interpretare – reziliența ecosistemică (Holling și Gunderson 2002) definește reziliența drept capacitatea sistemului de a absorbi presiunea factorilor de comandă și de a-și menține integritatea structurală și funcțională (Vădineanu 2004, Walker et al. 2004). Acest mod de interpretare exprima de fapt capacitatea de suport a unui sistem ecologic în raport cu presiunea exercitata din exterior asupra sa (Vădineanu 2004).

Una din direcțiile cel mai des abordate în evaluarea funcțională a CN o reprezintă caracterizarea dinamicii sistemelor socio-ecologice și a serviciilor oferite de către acestea, luând în considerare factorii de comandă (D), presiuni (P), stare (S), impact (I) și răspunsuri (R) (EEA 2007) putându-se astfel stabili impactul pe care îl are sistemul socio-economic asupra sistemelor ecologice.

Abordarea DPSIR, dezvoltată de OECD (1993), sub forma PSR (Presiune, Stare, Răspuns) (figura 2), a fost folosită pentru a evidenția relațiile dintre activitatea umană/antropică și degradarea CN. Ea se bazează pe un concept de cauzalitate: activitățile antropice exercită presiuni asupra CN provocând modificării ale stării sistemelor ecologice cu impact atât asupra cantității cât și asupra calității resurselor naturale și a serviciilor oferite. Răspunsul sistemului socio-economic la aceste schimbări se traduce prin politici de mediu, politici economice și sectoriale.

În cadrul conceptual al modelului DPSIR, factorii de comandă (Drivers) sunt reprezentați de dezvoltarea socială, economică sau demografică, și de modificările stilului de viață, creșterii nivelului de consum sau modificarea nivelului de producție. Aceste mecanisme de comandă de natură antropică pot proveni și acționa la nivel global, regional sau local. Factorii de comandă prin activitățile umane pot exercita presiune (Pressures) asupra componentelor capitalului natural. Presiunile pot fi caracterizate prin: modificări ale configurației terenurilor, creșterea exploatărilor de resurse, poluare cu nutrienți și pesticide provenite din exploatări agricole, degradarea fizică a capitalului natural, etc. Exercitarea presiunilor poate conduce la modificări intenționate sau neintenționate in starea (State) ecosistemelor. În general aceste modificări sunt considerate negative de către sistemul socio-economic (degradare, distrugere, conversie, etc). Starea ecosistemelor este condiționată de componenta biotică și abiotică a ecosistemelor în termeni de variabile fizice (temperatură, energie radiantă), variabile chimice (concentrații de azot sau fosfor), variabile biologice (habitat, specii, biodiversitate, etc).

Modificările în funcționarea ecosistemelor și a calității acestora poate avea un impact (Impact) asupra bunăstării sistemului socio-economic prin îndeplinirea serviciilor ecosistemice. Bunurile și serviciile ecosistemice sunt funcții și procese de care depinde direct sau indirect sistemul socio-economic (furnizarea de alimente, cherestea, apa potabilă, calitatea aerului, valori estetice sau culturale, procese indirecte care asigura funcționarea ecosistemului). Valoarea serviciilor ecosistemice este stabilită în funcție de nevoia sistemului socio-economic (ex: prețul pieței).

Sistemul socio-economic adoptă decizii ca răspuns (Response) la impactul asupra serviciilor ecosistemice. Acest răspuns este reprezentat de acțiuni pentru prevenirea, ameliorarea, compensarea sau adaptarea la schimbările survenite în funcționarea ecosistemică încercând să: controleze factorii de comandă și presiunile exercitate prin măsuri, mențină sau să restaureze starea mediului, etc. Acest proces de răspuns poate fi luat la nivel de individ, plan de management local, național, etc.

Utilizarea unei astfel de abordări permite caracterizarea interacțiunilor dintre componentele sociale și economice și componentele capitalului natural. Astfel alegerea unor indicatori potriviți poate permite prin programe de cercetare, identificarea și cuantificarea factorilor de comandă care stau la baza exercitării unui serviciu ecosistemic, si oferă un cadru pentru dezvoltarea de modele sau instrumente suport pentru procesele decizionale, care pot fi folosite pentru evaluarea și compararea rezultatelor.

Teoria sistemică permite abordarea unor modele dinamice ce permit delimitarea spațială a sistemelor ecologice, precum și explicarea și modelarea componentelor acestora în timp în funcție de factori de comandă și presiune externi, în vederea unei mai bune înțelegeri a stări sistemului. Atunci când un astfel de model cuprinde totalitatea componentelor ecosistemului precum și interacțiunile dintre acestea, avem de-a face un cu model izomorf. Datorită faptului ca este necesară o cantitate mare de informație pentru caracterizarea unui sistem ecologic pe de-a întregul, complex și dinamic la scări de timp și spațiu realizarea unui model simplificat, homomorf, concentrat doar asupra unui anumit compartiment sau asupra unor relații specifice din cadrul sistemului poate fi justificată.

Figura 3. Schema logică a abordării DPSIR

În prezenta lucrare identificarea poziției ocupate de către sistemele de zone umede din cadrul zonei de studiu, precum și modelarea interacțiunilor dintre componentele acesteia având ca rezultat o gamă de bunuri și servicii furnizate sistemelor socio-economice a fost realizată cu ajutorul unui model homomorf general/simplificat (figura 3). Teoria sistemică considera că pentru îndeplinirea oricărei funcții ecosistemice, sunt necesare o serie de procese. Procesele ecologice fundamentale conform ecologiei clasice sunt: ciclarea apei, circuitele biogeochimice, acumularea fluxului de energie/materie organică, dinamica comunității.

Procesele ecologice sunt definite de Tirri et al. (1998) ca o serie de evenimente, reacții sau operațiuni, care ating un anumit rezultat definit. Procesele ecosistemului sunt, prin urmare, definite aici ca interacțiuni complexe (evenimente, reacții sau operațiuni) între componenta biotică și componenta abiotică a unui ecosistem, care duc la un rezultat cert. În termeni generali, aceste procese implică transferul de energie și materie (Lyons et al., 2005).

Procesele cheie includ fluxuri de energie, nutrienți, oxigen și apă. Este important de remarcat faptul că aceste procese apar atât în interiorul cât și în afara organismelor, și implică procese bio-geo-chimice (cum ar fi vulcanism și mișcarea plăcilor tectonice) și procese cosmice (lumina soarelui), procese care au loc cel puțin parțial, în afara biosferei. De asemenea, această definiție a proceselor include și procesele social-culturale (Ken J. Wallace, 2007). În acest context cantitatea elementelor biotice și abiotice dintr-un ecosistem este descrisă în termeni de cantitate, iar procesele interpretate ca reacții sau operațiuni sunt în general descrise în termeni de rate (ex: valoarea producției/unitate de timp) (Ken J. Wallace, 2007).

Figura 4. Modelul homomorf simplificat pentru sisteme de zone umede ce cuprinde si SE

Sistemele de zone umede, rolul acestora în furnizarea de bunuri și servicii și impactul exercitat de către activitățile antropice asupra acestora

Zonele umede au reprezentat în decursul timpului: „suprafețe de teren saturat cu apă fie permanent fie sezonier, astfel încât să preia caracteristicile funcționale ale unui ecosistem” ("Department of Environmental Protection State of Florida Glossary". State of Florida. 2011-09-25.)”, „un ecosistem care apare atunci când se produce o inundație și produce procese anaerobe în sol care la rândul lor forțează biota și în special plantele înrădăcinate să se adapteze la regimul de inundare” (Keddy, 2010), „terenuri de tranziție între ecosistemele terestre și cele acvatice în care apa este la nivelul solului sau aproape de suprafața acestuia, sau unde terenul este acoperit de apă de mică adâncime” (Cowardin et al., 1979).

Cea mai acceptata definiție a zonelor umede este însă cea furnizată de către conferința RAMSAR asupra zonelor umede: „zone de mlaștini, turbării sau de apă, fie naturale sau artificiale, permanente sau temporare, cu apă, care este statică sau curgătoare, dulce, zone cu apă salmastră sau sărată, și cu un nivel de adâncime care, la reflux nu depășește șase metri și care includ lacuri și râuri, mlaștini, pajiști umede și turbării, oaze, estuare, delte și aluviuni, zone marine în apropierea țărmului, mangrovele si recifurile de corali, și situri antropizate precum iazurile, câmpurile de orez, etc” (articolul 1.1 din textul Convenției).

Aceste definiții încorporează în general 5 tipuri majore de zone umede naturale:

Zone umede marine – zone umede de coastă, lagune, maluri stâncoase, recifuri de corali.

Estuare – incluzând delte, mlaștini, zone de reflux, mangrove

Zone umede lacustre – asociate cu lacuri

Zone umede aflate în proximitatea râurilor

Zone umede palustre – mlaștinile.

Pe lângă aceste zone umede naturale enumerate anterior, există și zone umede transformate de către societatea umană cum ar fi iazurile de pești și creveți, poldere agricole (orezării), lacuri de baraj, rezervoare, cariere de exploatare precum și lacuri și canale pentru tratarea apelor reziduale.

Printre cele mai productive sisteme ecologice din lume oferind servicii multiple servicii economice, sociale și culturale ce includ furnizarea de apă potabilă și menținerea calității acesteia, furnizarea de hrană și masă lemnoasă, reglarea climatului, sechestrarea carbonului, protecție costieră, activități recreaționale și educaționale (Dise 2009, Ramsar 2018), zonele umede reprezintă „rezervoare” de biodiversitate oferit suportul fizic, resursă de apă și productivitate primară pentru un număr ridicat de specii de păsări, amfibieni și reptile, pești și specii de nevertebrate.

Figura 5. Productivitatea relativă a ecosistemelor de zone umede comparată cu alte tipuri de (g m2/an) (Tiner, 1984).

Deși acoperă numai 9% din suprafața terestra a Pământului, zonele umede asigură un procent de 40% din serviciile ecosistemice la nivel global (Zedler și Kercher 2005). Ele joacă un rol fundamental în circuitul apei la nivel local și global și se află în centrul legăturii dintre apă, furnizarea resurselor de hrană și energie; ceea ce reprezintă o provocare pentru societate în contextul dezvoltării durabile (Clarkson et al. 2014). Conform studiului efectuat de TEEB în 2013 valoarea economică totală a zonelor umede interioare, este de aproximativ 44 mii de dolari/ha/an în timp ce valoarea economică totală a serviciilor furnizate estimată de către Constanza (1997) se ridica în jurul valorii de aproximativ 18 mii de dolari/ha/an.

În ciuda legislației în vigoare, în statele lumii și/sau la nivelul Uniunii Europene de protecție a sistemelor de zone umede, acestea continuă să fie degradate presiunea antropică asupra componentelor biostructurii capitalului natural înregistrând o curbă ascendentă (Turner et al. 2000). Chiar și cu încercările actuale de a menține fluxurile minime de apă necesare pentru ecosistem, capacitatea zonelor umede de a continua să furnizeze servicii sistemelor socio-economice este în declin.

Documentarea și înțelegerea rolului multiplu al zonelor umede și valoarea acestora pentru bunăstarea societății umane a înregistrat o creștere în ultimii ani. Acest fapt a condus la creșterea investițiilor pentru conservarea și restaurarea funcțiilor hidrologice și ecologice îndeplinite de ecosisteme (Ramsar Handbooks 5th Edition). Studiile de specialitate au arătat faptul că în ciuda diversității ecologice bogate, rolul zonelor umede a fost greșit perceput de către factorii de decizie, conducând la politici și planuri de management slabe și neperformante (Adaya et al. 1997, Smit and Wiseman 2001, Terer et al. 2004, Lannas, K. S. M., and J. K. Turpie 2009).

Efectul activităților antropice, al dezvoltării industriale, creșterea gradului de urbanizare au consecințe asupra modului de utilizare a terenurilor având consecințe asupra furnizării de servicii ecosistemice la nivel global (Tianhong et al., 2010, Feng et al., 2012; Kreuter et al., 2001; Monavari et al., 2010). În cazul zonelor umede cele mai frecvente modificări ale configurației structurale a capitalului natural, includ desecarea și conversia către sisteme agricole intensive, creșterea zonelor urbane etc., toate bazate pe un tip de management orientat către maximizarea „câștigurilor” din punct de vedere economic.

La jumătatea secolului trecut, pe fondul unui management orientat către maximizarea serviciilor de producție și a beneficiilor economice ce pot fi obținute zonele umede din România au suferit modificările ale configurației structurale a capitalului natural și au fost îndiguite, desecate și convertite în sisteme agricole intensive fără a ține cont „beneficiile” oferite (Vădineanu, 2004). Concentrarea asupra creșterii funcției de producție rivalizează așadar cu furnizarea de habitate pentru specii (un serviciu de suport), calitatea și cantitatea apei (un serviciu de reglare) și cu diferite activități de agrement sau aprecierea valorilor estetice (un serviciu cultural) (Triviño et al. 2015, Garrido et al. 2017, Angelstam et al. 2018, Naumov et al. 2018). O provocare cheie este de a determina eficacitatea diferitelor ideologii pentru realizarea peisajelor multifuncționale. Există o dihotomie între utilizarea terenurilor, combinând suprafețe pentru producția de lemn / fibră / biomasă / produse alimentare cu suprafețe pentru conservarea biodiversității la nivel de landscape; și modul de abordare, în care utilizarea intensivă a terenurilor este strict separată de zonele cu rețele de arii zonele protejate ce funcționează ca infrastructură ecologică.

Zona de studiu din Delta Interioară a Dunării este de interes pentru aceste sisteme ecologice datorită faptului că are în componență Balta Mică a Brăilei aflată în regim natural de inundare și care oferă tipuri de ecosisteme naturale cu niveluri ridicate ale valorilor de producție ce este disponibilă pentru nivelurile trofice superioare, precum și ecosisteme în regim semi-natural și antropizate, și cu mare diversitate de specii de valoare pentru sistemele socio-economice.

În cazul sistemelor de zone umede ale Bălților Brăilei, analiza literaturii, a arătat ca acestea furnizau anual o gamă larga de bunuri și servicii asigurând servicii precum: aprovizionarea cu apă potabilă, circuitul nutrienților, protecția împotriva inundațiilor, habitat pentru specii, controlul eroziunii, reglarea climatului local, servicii educaționale și culturale (Vădineanu et al, 2004).

Funcțiile și serviciile oferite de sistemele de zone umede

Ecologia sistemică clasică utiliza termenul de funcții ecologice pentru a descrie rolul proceselor ecologice ce au loc în componența capitalului natural și transferul acestora în cadrul diferitelor compartimente ale ecosistemelor. Altfel spus procesele ecologice stau la baza transferului de bunuri și servicii atât către diferite niveluri trofice superioare cât și către sistemele socio-economice (Vădineanu A, 1998, 2004).

În prezent conform ecologiei sistemice sunt larg acceptate următoarele 4 funcții care reflecta fluxul de bunuri și servicii generate de componentele structurii capitalului natural:

i) funcția de producție și de furnizor de resurse pentru metabolismul sistemelor socio-economice – organismele autotrofe prin fotosinteză și preluarea nutrienților convertesc energia, dioxidul de carbon, apa și nutrienți într-o mare varietate de structuri de carbohidrați care sunt apoi utilizate de către producătorii secundari pentru producerea unei cantități și mai mari de biomasa. Aceasta diversitate in structurile de carbohidrați conferă o gamă variată de bunuri pentru complexele socio-ecologice variind de la alimente și materie prima până la resurse energetice.

ii) funcția de reglare și control – aceasta funcție se referă la capacitatea ecosistemelor naturale și semi-naturale de a regla procesele ecologice esențiale și sistemele suport ale vieții prin cicluri bio-geochimice. În plus față de menținerea „stării de sănătate” a ecosistemului aceasta funcție oferă servicii cu beneficii directe sau indirecte pentru societățile umane (calitatea aerului, apei, solului etc.) (de Groot et al. 2002).

iii) funcția informațională/culturală – deoarece evoluția societăților umane a avut loc in mare parte în ecosisteme urbane, ecosistemele naturale oferă funcția esențială de referință și contribuie la menținerea sănătății umane prin oferirea oportunităților de recreere, reflecție, îmbogățire spirituala, dezvoltare cognitivă si experiență estetica (de Groot et al. 2002).

iv) funcția de menținere și suport – înțelegând faptul ca sistemele ecologice, asigură refugiu și habitat pentru reproducere și conservare pentru plante și animale sălbatice contribuind astfel la conservarea (in situ) a diversității biologice și genetice precum și la diversitatea proceselor evolutive.

Pentru cantitatea de energie concentrată și acumulată sub formă de resurse sau pentru serviciile furnizate, orice sistem ecologic natural sau seminatural din structura capitalului natural absoarbe de sute, mii sau chiar zeci de mii de ori mai multă energie diluată și poate să consume 50-100% din energia absorbită și concentrată de producătorii primari. Pentru maximizarea funcției de producție a componentelor transformate și controlate de către om (exemplu agrosisteme) este necesar un input ridicat de energie concentrată auxiliară, nutrienți, pesticide, etc. Se poate constata astfel o creștere a dependenței sistemelor ecologice naturale și seminaturale față de intervenția complexelor socio-economice cu inputuri auxiliare de energie (Vădineanu, 1998).

Acumularea de materie organică se desfășoară cu o anumită viteză/rată reprezentată de productivitatea primară.

Energia solară fixată în producția netă a plantelor reprezintă sursa de energie pentru consumatorii primari ai ecosistemului dat, fie direct, fie trecând prin faza de detritus. La rândul lor consumatorii primari reprezintă sursa de energie pentru nivelele trofice superioare. La fiecare transfer de energie de la un nivel trofic la altul se produc însă și pierderi de energie. Funcționarea ecosistemului devine astfel dependentă de intrări continue de energie solară determinând astfel fluxul de energie în ecosistem (Botnariuc și Vădineanu, 1982). Studiul fluxurilor de energie dintr-un ecosistem permit înțelegerea legilor productivității biologice, a factorilor de care aceasta depinde și poate permite studierea dinamicii resurselor biologice și amenajarea și protecția ecosistemelor (Botnariuc și Vădineanu, 1982).

Procesele ecologice influențează gradul, distribuția, precum și biodiversitatea sistemelor ecologice. În cazul în care scad valorile de producție primară, fluxul de energie la niveluri trofice superioare este diminuat și compromite potențial durabilitatea populațiilor de animale dependente de plante pentru hrană. Producția primară este influențată de disponibilitatea de elemente nutritive. Scăderi și creșteri ale nutrienților pot afecta valorile de producție primară, precum și tipurile de plante care cresc, cu efecte ulterioare asupra animalelor. Reproducerea cu succes a plantelor și animalelor depinde de regimurile fizice și chimice ale mediului lor.

Producția primară și ciclul carbonului asociat acesteia, ciclul azotului, ciclul nutrienților sunt procese fundamentale în cadrul sistemelor ecologice. Procesele legate de producție, de transfer, precum acumularea și pierderea de biomasă, reproducerea și ratele de deces ale indivizilor din cadrul diferitelor populații din structura unui sistem ecologic se reflecta în rezultatele proceselor ecologice.

Producția primară netă reprezintă valoarea netă de biomasă produsă în fiecare an de către plante, reprezentând un indicator important pentru fluxurile de energie din cadrul ecosistemelor (Haberl et al, 2007). Cu alte cuvinte, procesele ecosistemelor (fotosinteza, respirația, evapotranspirația, etc), utilizează și degradează energia solară, în scopul de a construi biomasă (Doka et al. 2002).

În oricare ecosistem având la baza structurii trofice plantele verzi, desfășurarea fluxului de energie începe prin captarea energiei solare cu ajutorul clorofilei. Energia radiațiilor este transformată în energia legăturilor chimice a substanțelor organice sintetizate de către plante și acumulate în procesul lor de creștere. Astfel energia acumulată în masa plantelor sub forma de substanță organica se numește producție primară (Botnariuc si Vădineanu 1982).

Producția primară brută reprezintă cantitatea totala de energie asimilată de către plante în procesul de fotosinteza. Din aceasta cantitate totala, o parte este utilizata de către plante în procesele metabolice proprii (respirație, sinteză, etc.). Diferența de energie rămasă este asimilată de către celulele și țesuturile plantelor și acumulată sub formă de substanță organică și reprezintă producția primară netă. Producția primară netă devine astfel substanța organică (energia) pentru nivelul trofic următor cel al fitofagilor (Botnariuc si Vădineanu, 1982). Cantitatea de substanță organică acumulată, producția primară netă, pentru o anumită perioadă de timp poarta numele de biomasă. Aceasta biomasă se acumulează cu o anumita viteză. Viteza cu care se acumulează biomasa ca urmare a procesului de fotosinteză se numește productivitate primară și reprezintă măsura fluxului de energie raportat la unitatea de timp și suprafață intrat în ecosistem (Botnariuc si Vădineanu, 1982). În acest context aceasta productivitate primară este procesul ce are ca rezultat producția primară netă. Biomasa acumulată de către plante nu are o valoare constantă în decursul unui an, ea diferă în decursul sezoanelor, sau chiar pentru perioade mai scurte. Unele părți ale plantelor mor și intră în componenta detritusului (ex: frunzele), iar biomasa concentrată în părțile rămase vii ale plantelor poarta numele recoltă pe picioare (Botnariuc si Vădineanu 1982). Valorile acestei biomase pot fi exprimate în greutate uscată raportată la o unitate de spațiu (ex: kg/ha) și timp în cazul productivității.

Valori ale producției primare pot varia în limite largi, de la un tip de ecosistem la altul, arătând dependenta de factori precum lumina, temperatura, umiditatea, precipitațiile, sau cantitatea de nutrienți din sol (N, K, P, etc), precum și de activitatea descompunătorilor.

Producția primară sub aspect calitativ și cantitativ arată starea unui ecosistem și gradul său de organizare și se modifică o dată cu schimbarea structurii biocenozei fără vreo schimbare semnificativa a condițiilor climaterice (Botnariuc si Vădineanu, 1982).

Producția primară netă realizată de plantele unui sistem ecologic reprezintă sursa de energie disponibilă pentru nivelele trofice următoare ale consumatorilor de diferite ordine: direct pentru fitofagi, indirect pentru consumatori de ordine mai înalte (Botnariuc si Vădineanu, 1982, Odum, 1971)

Energia consumata de către animale prin hrana, la fel ca și în cazul plantelor are destinații diferite. O parte din hrana este digerată și asimilată în timp ce alta parte este eliminată. Din hrana asimilată, o parte din energia ei este utilizată în desfășurarea proceselor metabolice, în timp ce restul este utilizată în procesul de creștere a greutății (producere de biomasă) într-o perioada de timp (Benke & Huryn 2006) și producere de noi indivizi. Producția secundara este deci energia acumulata în biomasa animalelor și care reprezintă o parte a energiei asimilate. Comparând cu plantele producția secundară este echivalentă cu producția primară netă a plantelor, folosindu-se astfel și termenul de producție secundara netă. Echivalentul producției primare brute la animale este energia asimilată care reprezintă energia producției secundare + energia risipita in respirație (Botnariuc si Vădineanu, 1982).

Producția animală, este aproape întotdeauna măsurată la nivelul populației, indiferent dacă se are în vedere o singură populație, un grup de populații, sau un întreg nivel trofic. Dacă cineva încearcă să măsoare producția unui întreg nivel trofic, producția tuturor populațiilor din acel nivel, sau cel puțin cele mai importante, trebuie însumate (Benke, A. 2012).

Funcțiile ecosistemului reprezintă așadar capacitatea componentelor capitalului natural prin îndeplinirea proceselor ecologice naturale de a furniza bunuri și servicii care satisfac nevoile umane fie direct, fie indirect (de Groot et al 2002). Acestea au capacitatea de a susține biodiversitatea, producția de bunuri: cherestea, furaje, combustibili, biomasă, pește, fibre naturale, produse farmaceutice, de a asigura capacitatea de retenție a apei, circuitul nutrienților, etc. reprezentând servicii pentru populația umană.. Prin urmare funcțiile ecosistemului sunt percepute ca un subset de procese ecologice îndeplinite de diferitele componente din structura ecosistemului. Mai mult decât atât termenul de „funcții” este în general utilizat în mod interschimbabil cu procesele ecologice și / sau serviciile ecosistemice. Potrivit lui Jax (2005), termenul "funcție" este adesea folosit prea ambiguu.

În termeni simpliști serviciile ecosistemice sunt entitățile și funcțiile naturale care permit existența (Millennium Ecosystem Assessment, 2003). Termenul de servicii se referă deci la procesele prin care ecosistemele naturale susțin și îndeplinesc nivelul de trai al populațiilor umane.

Serviciile ecosistemice au fost definite de Daily (1997) drept "condițiile și procesele prin care ecosistemele naturale și speciile care le compun susțin și îndeplinesc viața umană", în timp ce. Harrington și colab. (2010) le-au definit drept "beneficii pe care oamenii le recunosc ca fiind obținute din sistemele ecologice și care susțin, direct sau indirect, supraviețuirea și calitatea vieții". TEEB (2009) a definit serviciile ecosistemice drept "contribuțiile directe și indirecte ale ecosistemelor la bunăstarea umană". Jenkins și colab. (2010) le definește ca fiind "un termen colectiv pentru bunurile și serviciile produse de ecosistemele care sunt în beneficiul omenirii". De Groot și colab. (2002) le-au definit ca fiind "capacitatea proceselor și a componentelor naturale de a furniza bunuri și servicii care satisfac nevoile umane, direct sau indirect". Costanza și colab. (1997) le definește ca fiind "beneficiile pe care populațiile umane le derivă, direct sau indirect, din funcțiile ecosistemice". MEA (2005) le definește ca fiind "beneficiile pe care oamenii le obțin din ecosisteme". Boyd și Banzhaf (2007) au declarat că serviciile ecosistemice sunt "componente ale naturii, se bucură direct, se consumă sau se folosesc pentru a da bunăstare umană". Fisher și colab. (2009) le-au definit ca fiind "aspectele ecosistemelor utilizate (activ sau pasiv) pentru a produce bunăstarea umană". Nelson și colab. (2009) au declarat că serviciile ecosistemice reprezintă "o gamă de bunuri și servicii generate de ecosisteme importante pentru bunăstarea umană".

Astfel totalitatea acestor definiții din literatura de specialitate, fie leagă serviciile ecosistemice de beneficiile pe care sistemul socio-economic le derivă, fie afirmă că serviciile ecosistemice sunt egale cu beneficiile pe care oamenii le derivă din natură. Numitorul comun al acestor definiții îl reprezintă faptul ca populația umană beneficiază direct sau indirect de serviciile ecosistemice.

Urmărind istoricul studiilor asupra serviciilor ecosistemice, sa constatat că în anii 1970 funcțiile ecosistemului au fost legate de serviciile de care societatea umană a beneficiat și, prin urmare, care au generat interes pentru conservarea biodiversității (Westman, 1977, Ehrlich și Ehrlich, 1981, de Groot, 1987 ). În anii 1990, oamenii de știință au început să utilizeze termenul "servicii ecosistemice" în literatură (Costanza și Daily, 1992; Perrings et al., 1992; Daily, 1997), fapt care a condus la colaborarea dintre comunitatea științifică cu economiști pentru a estima economică a serviciilor ecosistemice (Costanza et al., 1997).

Numărul de studii de specialitate ce au abordat conceptul de servicii în detrimentul funcțiilor și proceselor ecologice, a luat amploare o data cu lansarea raportului Millennium Ecosystem Assessment (MEA, 2003), ce a oferit o evaluare cuprinzătoare a ecosistemelor la nivel mondial, pentru a atrage atenția la nivel de politici (Fisher et al., 2009; Power, 2010; Bateman et al., 2011; Garbach și colab., 2012; și Johnson și colab., 2012). Jurnalul Nature a afirmat că termenul servicii ecosistemice a luat atâta amploare încât a intrat acum în comunitatea științifică și gândirea politică (Nature Editorial Board, 2009).

Clasificările serviciilor ecosistemice au fost extrem de diverse datorită contextului biofizic și socio-cultural specific în care sunt definite sau disciplinei științifice a cercetătorului (Gómez-Baggethun et al., 2010). Conform lui de Groot et al. (2010) cele mai multe categorii de servicii ecosistemice s-au regăsit în mod constant în majoritatea clasificărilor: cum ar fi cele de la Daily et al. (1997), De Groot și colab. (2002), MA (2005) și TEEB (2010) și reflectă cele patru funcții ecosistemice fundamentale: de producție, de reglare, culturale și se suport.

Serviciile de producție se referă la resursele biotice care pot fi extrase (De Groot et al., 2002). Serviciile de reglare includ purificarea apei, sechestrarea carbonului, menținerea fertilității solului și polenizarea. MA (2005) a inclus, de asemenea, servicii de suport (ex: formarea solului, circuitul nutrienților) și le-a descris ca fiind suport pentru alte servicii ecosistemice. Cu toate acestea, mulți autori și-au exprimat îngrijorarea cu privire la riscurile de "dublă numărare" datorită faptului ca acestea ar putea fi luate în considerare în furnizarea de alte servicii (Fisher et al., 2009, Nahlik și colab., 2012). Barbier și colab. (2008) compară servicii de suport cu "infrastructura" necesară pentru a furniza alte servicii, indicând faptul că serviciile de suport sunt de o importanță crucială, însă această importanță ar trebui să fie luată în considerare la evaluarea serviciilor pe care le susțin. Din cauza ambiguității legate de serviciile de suport, TEEB (2010b) a reintrodus serviciile de habitat în clasificare. Serviciile de habitat includ întreținerea ciclului de viață (ex: loc pentru speciile migratoare) și protecția genelor (ex: menținerea diversității genetice) și sunt esențiale pentru conservarea biodiversității la nivel global și în consecință, pentru cele mai multe dintre serviciile ecosistemice. Serviciile culturale, în cele din urmă, sunt categoria cea mai "centrată pe om", deoarece se referă la ecosisteme ca surse vitale de inspirație pentru artă, cultură și spiritualitate și subiecte de interes pentru educație și știință.

Cea mai recentă clasificare a serviciilor ecosistemice Common International Classification of Ecosystem Services – CICES a fost elaborată de Agenția Europeană de Mediu (EEA) (Haines-Young, 2013) și a avut rolul de a oferi o standardizare serviciilor ecosistemice (Haines-Young & Potschin, 2013). CICES nu include "serviciile de suport" (MA, 2005), ci îmbină "serviciile de habitat" (TEEB 2010) cu serviciile de reglare, într-o singură categorie numită "servicii de reglementare și întreținere" și care includ toate mecanismele datorită cărora ecosistemele controlează sau modifică parametrii biotici sau abiotici care definesc mediul sistemului socio-economic (Maes et al., 2013). Acestea sunt ieșiri de ecosisteme care nu sunt consumate, dar care afectează performanța indivizilor, comunităților și populațiilor și activitatea acestora (Haines-Young & Potschin, 2013). Printre serviciile de producție se numără toate produsele materiale și ieșirile de energie din ecosisteme și sunt lucruri tangibile care pot fi schimbate sau tranzacționate, precum și consumate sau folosite direct de către complexele socio-economice. Serviciile culturale includ toate rezultatele nemateriale ale ecosistemelor care au semnificație simbolică, culturală sau intelectuală (Maes et al., 2013). Cadrul conceptual al CICES a ținut seama și de faptul că societatea umană lucrează la scări diferite, atât din punct de vedere geografic, cât și tematic și a folosit în consecință o structură ierarhică care a despărțit succesiv cele trei "Secțiuni" majore: producție, reglare și culturale, în "Diviziuni" care sunt compuse dintr-o serie de "Grupuri", "Clase" și "Tipuri de clase". Această structură oferă o abordare clară și ușor de urmărit, care se consideră că include într-un mod sistematic cele mai importante servicii furnizate de un anumit ecosistem. Aceasta a fost, de asemenea, o încercare de a face clasificarea CICES mai cuprinzătoare decât clasificările utilizate de MA sau TEEB și de a include categorii cum ar fi energia bazată pe biomasă care nu a fost inclusă explicit în aceste tipologii.

Pentru a construi o clasificare general aplicabilă, categoriile superioare din CICES au fost intenționate să fie exhaustive, în sensul că sunt suficient de generale pentru a acoperi toate lucrurile pe care oamenii le recunosc drept servicii ecosistemice. Potrivit lui Grizzetti et al., (2015), această ambiție a fost realizată, dar există, de asemenea, unele critici și propuneri de extindere a CICES, de ex. cu "servicii abiotice" (de ex. Van der Meulen et al., 2016; Van Ree et al., 2017) sau "servicii de peisaj" (Vallés-Planells et al., 2014). Cu toate acestea, în partea de jos a sistemului ierarhic, sistemul a fost proiectat să fie deschis, pentru a permite utilizatorilor să surprindă ceea ce era relevant pentru ei. Astfel, sub nivelul clasei nu s-au specificat alte subdiviziuni ierarhice; în schimb, intenția a fost că, având în vedere structura generală, utilizatorii ar putea plasa serviciile specifice pe care le-au evaluat în cadrul uneia dintre clasele existente ca "tipuri de clase".

Modelul ierarhic propus de Haines-Young și Potschin (2010) (fig x.)leagă sistemele naturale de elementele de bunăstare a oamenilor, urmând un model similar unui lanț de producție: de la structurile și procesele ecologice generate de ecosisteme la serviciile și beneficiile obținute în cele din urmă oameni. Avantajul acestui cadru este acela de a comunica eficient dependența societății de ecosisteme către un public țintă multidisciplinar. Modelul reduce complexitatea ecologică la "proprietățile ecosistemelor" care stau la baza "funcțiilor ecosistemice". Proprietățile ecosistemelor includ condițiile de stare, structurile și procesele ecosistemelor cum ar fi proprietățile solului, circuitul nutrienților și diversitatea biologică (Bastian et al., 2012). Acestea pot fi evaluate fără a se lua în considerare utilizarea potențială sau efectivă a serviciilor ecosistemice; acestea sunt "doar acolo" (Bastian et al., 2012, Spangenberg și colab., 2014). Cu toate acestea, proprietățile ecosistemelor conduc către existența oricărui tip de servicii care poate fi utilizat de societate. Conceptualizarea modului în care proprietățile ecosistemului sunt transformate în servicii reale au fost subiectul multor critici și dezbateri de-a lungul timpului (Kienast et al., 2009, Spangenberg et al., 2014). "Funcția ecosistemică" este definită drept capacitatea de a furniza un serviciu ecosistemic (De Groot et al., 2010), dar această capacitate a fost denumită și potențial de furnizare, potențial ecosistemic, stocuri de ecosisteme și chiar servicii ecosistemice (Villamagna et al., 2013). Majoritatea autorilor sunt de acord că, capacitatea de a furniza servicii diferă de serviciile actuale de care se bucură societatea, de exemplu datorită accesului scăzut, absenței beneficiarilor sau al alegerilor manageriale (Schröter et al., 2014a). Cu alte cuvinte: nu toate proprietățile ecosistemului constituie un serviciu ecosistemic (Schröter et al., 2014a, Spangenberg et al., 2014). Capacitatea unui serviciu și output-ul acelui serviciu sunt strâns legate de noțiunea valabilă a stocurilor și fluxurilor ce pot fi estimate utilizând diferiți indicatori (tabelul x). Layke (2009) definește stocurile de servicii ecosistemice, drept capacitatea unui ecosistem de a furniza un serviciu în timp ce fluxul corespunde cu beneficiile primite de complexele socio-economice. Stocurile pot fi exprimate în mărimea totală a zonei sau biomasa totală, întrucât fluxului de servicii ecosistemice asociat sau de ieșire trebuie să aibă unități pe perioada de timp.

Fluxul este definit ca utilizarea efectivă a unui serviciu ecosistemic (Schröter et al., 2012). Există un consens științific asupra modului în care poate fi evaluat fluxul serviciilor de producție, dar modul de evaluare al fluxului pentru serviciile ecosistemice culturale, de reglare și habitat, este încă dezbătut (Fisher și Turner 2008, Ringold et al., 2013).

Capacitatea unui ecosistem de a oferi un flux de bunuri nu este neapărat măsurată în hectare sau tone, deoarece capacitatea nu conține numai un aspect cantitativ, dar, de asemenea, un aspect de calitate. Pentru o cantitate dată, un ecosistem poate furniza un output mai mare în cazul în care este într-o stare bună de sănătate, sau cel puțin să fie în măsură să ofere un flux susținut de servicii. Ca urmare, capacitatea unui astfel de sistem pentru a produce servicii va fi mai mare. Ecosistemele într-o stare de sănătate sunt considerate sisteme elastice, care sunt în măsură să se refacă după perturbări și sunt caracterizate de o mare diversitate de specii și o comunitate trofic echilibrată.

Tabel 1 – Indicatori ai capacității și ai fluxului de bunuri pentru serviciul de producție (după, Joachim Maes, Maria Luisa Paracchini, Grazia Zulian, A European assessment of the provision of ecosystem services, 2011)

Indiferent de diferențele de opinie cu privire la modul de caracterizare a serviciilor ecosistemice, diferențierea dintre furnizarea de servicii potențiale și efective este crucială deoarece permite evaluarea capacității biofizice a unei zone de a furniza servicii ecosistemice și sustenabilitatea utilizării acestor servicii (UNEP-WCMC 2011, Villamagna și colab., 2013, Schröter și colab., 2014a).

În cea mai recentă versiune a modelului ierarhic, care stă la baza CICES (Potschin și Haines-Young, 2016), serviciile ecosistemice sunt explicit indicate ca servicii finale, în timp ce structura și funcția biofizică sunt indicate ca servicii suport sau intermediare. Serviciile ecosistemice finale reprezintă contribuțiile pe care ecosistemele le fac pentru bunăstarea umană ca fluxuri. Bunurile și serviciile ecosistemice sunt create sau derivate de către societatea umană din serviciile ecosistemice finale.

În acest fel, CICES oferă un cadru sistematic pentru dezvoltarea de indicatori și aplicarea acestora. Problema incompatibilității sistemelor de monitorizare a gradului de realizare a serviciilor ecosistemice, ar putea fi atinsă prin aceste practici, subliniind dezvoltarea unor indicatori care să poată fi repetați și aplicați la diferite scări (Feld et al., 2009). CICES este astfel utilizat în prezent la mai multe scale spațiale în diferite contexte științifice și politice. La nivel european, de exemplu, constituie baza lucrărilor de cartare și evaluare a serviciilor, care se desfășoară în sprijinul Acțiunii 5 a Strategiei UE pentru Biodiversitate până în 2020. Această activitate se desfășoară în cadrul MAES (Mapping and Assessment of Ecosystem Services/Cartarea și Evaluarea Serviciilor Ecosistemice) (Maes et al., 2014).

Figura. 6. Legătura dintre serviciile ecosistemice și bunăstarea umană după MEA (2005)

Figura. 7. „Modelul ierarhic” de analiză și evaluare a generării serviciilor ecosistemice

Figura 8. Relația dintre clasificarea CICES și serviciile ES conform clasificări MA (de refăcut) (după Staub et al., 2011)

Identificarea surselor bibliografice

Acest prim capitol, a vizat identificarea, analiza, integrarea și sinteza principalelor surse de informații și cunoștințe cu privire la modul de funcționare al sistemelor de zone umede, și a serviciilor furnizate de către acestea către sistemele socio-economice ținând cont de factorii de comandă și presiune ce condiționează îndeplinirea acestora. Fundamentarea stadiului actual de cunoaștere cu privire la acest tip de sisteme ecologice naturale precum și identificarea principalelor categorii de bunuri și servicii furnizate, reprezintă un prim pas în identificarea lacunelor în cercetare din prezent și oferă suport în dezvoltarea și alegerea celor mai bune practici pentru caracterizarea stării ecologice a zonelor umede în scopul accesului într-un mod sustenabil la întreaga gamă de resurse și servicii oferite, reducând semnificativ „compromisurile” între categorii de servicii sau intre servicii aparținând aceleași categorii (ex: producție ↔ reglare, producție piscicolă ↔ producție de cereale).

În ciuda numărului tot mai mare de publicații ce au vizat evaluarea fluxurilor de bunuri și servicii ecosistemice în diferite tipuri de sisteme ecologice, cu privire la sistemele naturale sau semi-naturale și transformate de zone umede, există încă nevoia de dezvoltare a cunoașterii. Multe dintre serviciile ecosistemice furnizate de zonele umede sunt adesea dificil de identificat și evaluat precum și de transferat în politicile de luare a deciziilor și de dezvoltare durabilă. Vedem că în ultimii ani există o preocupare comună pentru conservarea și restaurarea/refacerea sistemelor de zone umede, evidențiată de literatura științifică disponibilă (Chaikumbung et al., 2015), pentru a preveni degradarea ulterioară a acestora ca urmarea a presiunii antropice în continuă creștere.

În acest context obiectivele acestui capitol sunt următoarele:

Identificarea celor mai frecvente servicii evaluate în ecosistemele de zone umede.

Identificarea celor mai metodelor de evaluare a serviciilor ecosistemice furnizate.

Identificarea valorilor medii pentru principalele servicii ecosistemice furnizate de zonele umede la scară globală.

De a propune un model holist pentru evaluarea serviciilor ecosistemice ca bază pentru politicile și planurile de management durabile pe termen lung.

Realizarea obiectivelor mai sus menționate a reprezentat un proces în doi pași.

Pasul 1. în atingerea obiectivelor propuse, a constat în identificarea publicațiilor științifice, utilizând baza de date ScienceDirect, datorită faptului că reprezintă una dintre bazele de date științifice cele mai cuprinzătoare pentru domeniul științei mediului (Shoyama et al. 2017). O căutare avansată a fost efectuată utilizând următoarele cuvinte cheie: "wetlands (zone umede)" și "ecosystem services (servicii ecosistemice)" găsite numai în câmpurile: Rezumat, Titlu, Cuvinte cheie, pentru a obține cele mai relevante rezultate pentru această lucrare. Cu un accent sporit asupra serviciilor de producție, identificate ca fiind cele mai accesibile și ușor de evaluat servicii, de către factorii de decizie sau alte părți interesate, o a doua căutare a fost efectuată utilizând „wetlands” și „provisioning services (servicii de producție)”, urmând același protocol ". Intenția principală a fost de a evalua diferite studii de caz specifice, în scopul de a obține informații cu privire la specificitatea metodelor și a indicatorilor pentru evaluarea diferitelor servicii ecosistemice și de identifica valoarea acestor servicii la nivel global.

Pentru identificarea stadiului actual de cunoaștere privind abordările la nivel național a sistemelor de zone umede, la cuvintele cheie s-au adăugat: „Zone umede din România”, „Delta Dunării”, „Insulele Brăilei”, „Delta Interioară a Dunării”.

Pasul 2. Pe lângă publicațiile științifice identificate anterior, analiza de surselor bibliografice a cuprins de asemenea și articole conceptuale sau de sinteză (review-uri), precum și publicații din cadrul Departamentului reprezentate de cărți, rapoarte sau teze de doctorat ce au vizat studiul sistemelor de zone umede alea Dunării Inferioare, în vederea identificării cadrului conceptual în care prezenta lucrare se situează.

Strategia de analiză a publicațiilor științifice

Având în vedere primul pas descris anterior un număr de 297 de articole au identificate și introduse într-o bază de date pentru referințe ulterioare.

Trebuie precizat numarul și cate au ramas

Pentru atingerea obiectivelor propuse, în acest capitol, următorul pas a fost reprezentat de analiza critică studiilor de caz obținute, având în vedere următoarele întrebări:

Care sunt cele mai frecvent evaluate servicii ecosistemice?

Ce metode sunt cel mai frecvent utilizate în studiile de evaluare a serviciilor ecosistemice?

Există vreo metodă utilizată numai pentru evaluarea unui anumit serviciu ecosistemic sau sunt metodele de evaluare utilizate pentru întreaga gamă de servicii ecosistemice?

Care dintre serviciile de furnizate de către ecosisteme sunt cele mai des vizate în studiile luate în analiză

Care sunt metodele cele mai folosite pentru evaluarea serviciilor de producție

Care sunt valorile estimate pentru serviciile oferite de către ecosistemele de zone umede

Pentru a răspunde acestui set de întrebări au fost luate în calcul: localizarea studiului de caz, compartimentul studiat, tipul de acoperire al terenurilor, serviciile ecosistemice evaluate, scara spațio-temporală a studiului de caz, metoda de evaluare, valoarea estimată a serviciilor, date referitoare la autor și anul publicației pentru referințe ulterioare. Pentru a putea compara rezultatele din diferite studii, valorile monetare au fost convertite în dolari americani iar sistemul de măsură a suprafețelor a fost convertit în sistem metric.

De dezvoltat

Rezultate și concluzii ale analizei critice a stadiului actual de cunoaștere

Acest prim capitol al tezei încearcă să identifice achizițiile în plan teoretic cu privire la procesele ecologice care stau la baza exercitării funcțiilor ecosistemice care se concretizează în flux de bunuri și servicii oferite de către sistemele de zone umede. Analiza literaturii subliniază faptul că interpretarea funcțiilor ecosistemice și a proceselor care le condiționează, precum și concretizarea lor în bunuri este greu înțeleasă chiar și la nivel academic.

(Metzger et al., 2006) a subliniat faptul că nivelul ecosistemelor și capacitatea acestora actuală sau pe viitor de a produce servicii este determinată de schimbările în caracteristicile sistemelor socio-economice, modul de folosință al terenurilor, biodiversitate, climă. Aceste schimbări sunt în mare parte o consecință a activităților umane. Pe măsură ce populația urbană crește, ecosistemele naturale se deteriorează. Schimbările în modul de folosință al terenului pot reduce speciile locale și pot produce un declin al habitatului natural și al funcționării ecosistemelor, afectând astfel capacitatea acestora de a produce servicii.

De-a lungul secolului 20 activitățile umane și-au pus accentul pe creșterea cererii pentru anumite servicii ecosistemice, în special cele afectate de economia de piață. De exemplu, suprafețele de teren împădurite au fost reduse în mod semnificativ pentru a oferi resurse de masă lemnoasă, resursele de minereuri au fost exploatate atât pentru combustibil cât și pentru materia primă necesară în construcții, plantele și animalele au fost, crescute ca bunuri de larg consum pentru a oferi hrană.

Există numeroase studii care indică necesitatea unei înțelegeri aprofundate a serviciilor ecosistemice în vederea unui management sustenabil datorită dependenței societății umane față de acestea (Becker, 1999, Ricketts et al., 2004, Russ et al., 2004, Carpenter et al., 2006; Naidoo et al, 2008).

Deși conceptul de servicii ecosistemice se bucură de popularitate în rândul comunității academice, acesta rămâne în mare parte la un nivel teoretic, iar punerea în practică în planificarea modificărilor în utilizarea terenurilor și luarea deciziilor la nivel local a fost lentă (Naidoo et al., 2008, Daily et al., 2009 , Elmqvist et al., 2011). Mai mult decât atât, termenii, definițiile și clasificările incoerente împiedică progresul studiului și utilizării conceptului de servicii ecosistemice (Nahlik et al., 2012). O abordare integrantă implicând cercetători din domenii precum urbanism, inginerie, științele sociale, economie, ecologie, etc., împreună cu diferite părți interesate, în vederea identificării și validării serviciilor ecosistemice relevante pentru aceștia este crucială (Nahlik et al., 2012).

Există numeroase studii care subliniază faptul că zonele umede reprezintă o categorie de sisteme ecologice valoroase pentru societate umană (Costanza et al. 1997, 2014; Mitsch & Gosselink 2000; De Groot et al. 2012; McInnes 2013) acestea având o importanță deosebită în furnizarea de resurse pentru sistemele socio-economice, reprezintă habitat pentru diferite specii, reglează calitatea apei și a solului și sunt de interes în conservarea biodiversității și asigură servicii de recreere.

Pentru a lua decizii corecte în ceea ce privește un tip de management ecosistemic și adaptativ și pentru a putea analiza diferitele planuri de management existente în prezent este necesară o evaluare a costurilor și beneficiilor atât din perspectiva economică cât și ecologică și socio-culturală (De Groot et al. 2010). Majoritatea lucrărilor de specialitate analizate abordează funcțiile ecosistemice din perspectiva cadrului conceptual oferit de MA și TEEB care raportează funcțiile la bunăstarea sistemului socio-economic interpretându-le ca servicii și reușind astfel să atribuie valori monetare acestora facilitând astfel înțelegerea la nivelul diferitelor categorii de utilizatori. La nivel global, cercetările au arătat că datorită faptului că abordarea conceptului de servicii ecosistemice integrează atât elemente de mediu cât și componenta socială sunt necesare abordări transdisciplinare pentru evaluarea capitalului natural (Carpenter et al., 2009; Niu et al., 2012, Nahlik et al., 2012, Siew și Doll, 2012).

Se atrage atenția că transformarea zonelor naturale în sisteme controlate/antropizate și sub influența unor practici slabe de management, poate aduce numeroase deservicii, inclusiv pierderea habitatului faunei sălbatice, scurgerea de nutrienți, sedimentarea cursurilor de apă, emisiile de gaze cu efect de seră, și otrăvirii cu pesticide. Compromisurile care pot apărea între serviciile de producție și alte servicii ecosistemice și deservicii ar trebui să fie evaluate în ceea ce privește amploarea spațială, la scară temporală precum și din punct de vedere al reversibilității.

Din analiza literaturii se observă că există o diferență clară între studiile efectuate asupra unor zone umede la nivel local și transpunerea acestora la scări mai mari. Această diferență împiedică de multe ori implementarea unui management sustenabil, și dezvoltarea de politici și soluții fezabile necesare pentru limitarea deteriorării zonelor umede la nivel globale și pierderea asociată a serviciilor ecosistemice (Thorslund et al., 2017).

Documentarea schimbărilor în configurația structurală a sistemelor de zone umede ale Dunării Inferioare la scară spațială și de timp are rolul de a îmbunătății cunoașterea în ceea ce privește dinamica sistemului și abordarea conceptuală furnizează un cadru de referință pentru evaluarea funcțiilor: de suport, de producție, de reglare și culturale.

Această lucrare se axează doar asupra dinamicii în timp a serviciilor de producție furnizate de sistemele de zone umede ale Bălților Brăilei, în contextul transformărilor suferite în anii 60, ca urmare a unui tip de management orientate către maximizarea beneficiilor directe pentru societatea umană. De asemenea va analiza factorii de comandă și presiune care au stat la baza furnizării serviciilor de producție și va analiza modul în care lucrările de îndiguire și conversie au condiționat furnizarea acestora. O privire de ansamblu, ținând cont de faptul că maximizarea serviciilor de producție influențează negativ furnizarea celorlalte servicii, este necesară însă, pentru a oferi suport în dezvoltarea de politici pentru conservare și dezvoltare sustenabilă.

Programul individual de cercetare

Programul individual de cercetare derulat în cadrul Școlii Doctorale de Ecologie, este parte a programului inter- și transdisciplinar, desfășurat de către echipa Centrului de Cercetare în Ecologie Sistemică și Sustenabilitate (CCESS) și a Departamentului de Ecologie Sistemică (DES) din cadrul Universității din București. Programul de cercetare se desfășoară în cadrul rețelei de Cercetări Socio-Ecologice pe Termen Lung (Long-Term Socio-Ecological Research – LTSER) din care sit-ul Bălțile Brăilei face parte și își propune dezvoltarea unei baze de date pentru analiza dinamicii în timp a principalelor servicii de producție sub aspectul diferitelor tipuri de management ale zonei. Trebuie menționat că în România au fost identificate până în acest moment 6 zone de cercetare socio-ecologică de lungă durată (Delta Dunării, Bălțile Brăilei, Bazinul Neajlov, Bucegi/Piatra Craiului, Retezat/Hațeg și Rodnei/Călimani) având ca scop asigurarea cadrului necesar derulării programelor de cercetare inter- și transdiciplinară, cât și spațiul în care infrastructura operațională, politicile și planurile adaptative de management pentru asigurarea durabilității dezvoltării socio-economice pot fi proiectate, dezvoltate și testate.

Încă de la început trebuie menționat faptul că prezenta lucrare de cercetare, se concentrează doar asupra evaluării dinamicii serviciilor de producție și a impactului pe care modificările structurale ale capitalului natural ca urmare a măsurilor de management de la început anilor 50, le-au avut asupra restului de servicii limitându-se asupra caracterizării dinamicii potențialului de realizare al acestora din urmă. O evaluare integrată astfel a serviciilor de reglare și culturale împreuna cu capacitatea productivă a sistemului reprezentând arii tematice pentru cercetări și studii viitoare

Atât zona de studiu cât și programul de cercetare și monitorizare a complexelor de sisteme ecologice de zone umede și antropizate din cadrul sit-ului LTSER Bălțile Brăilei, a fost subiectul mai multor proiecte în care atât CCESS cât și DES au fost implicate în decursul timpului asigurându-se astfel suportul necesar realizării obiectivelor propuse:

OpenNESS (Operationalisation Of Natural Capital And Ecosystem Services), ce a avut ca scop traducerea conceptelor de Capital Natural (NC) și Servicii Ecosistemice (ES) în concepte operaționale care oferă soluții testate, și adaptate pentru integrarea ES în managementul terenurilor, apelor și management urban și suport pentru luarea deciziilor. Acesta examinează modul în care conceptele vizează și sprijină inițiativele economice, sociale și de mediu mai largi ale UE și analizează potențialul și limitele conceptelor ES și NC.

RISE (Integrated platform for land/water monitoring based on remote and in situ measurements), ce are ca scop dezvoltarea unei platforme integrate pentru studiile ecosistemelor acvatice și terestre. O astfel de platformă ar integra măsurătorile in situ (de la senzori automați și programe de monitorizare) cu analiza de imagini satelitare pentru a furniza servicii de datelor de calitate către multiple aplicații.

Organizarea programului de cercetare la scară spațio-temporală

Scopul programului individual de cercetare este de a dezvolta o bază de date și cunoștințe necesară unei evaluări integrate a dinamicii funcției de producție și a fluxurilor de bunuri oferite de ecosistemele din Sistemul de Zone Umede din Delta Interioară a Dunării (sit-ul LTSER Bălțile Brăilei) sub presiunea factorilor de comandă, în vederea fundamentării planurilor pentru o dezvoltare durabilă

În vederea atingerii scopului propus, au fost formulate un număr de trei obiective și nouă activității:

O1. Analiza, sinteza și integrarea cunoștințelor referitoare la procesele care conferă capacitatea de exercitare a funcției de producție și determină dinamica fluxurilor de bunuri asociate în sistemele de zone umede ripariene

A1.1. Identificarea și selectarea surselor de informații;

A1.2. Stabilirea criteriilor de grupare a informațiilor;

A1.3. Analiza si organizarea informațiilor și cunoștințelor cu evidențierea realizărilor, lipsurilor și incertitudinilor.

În cadrul primului obiectiv se urmărește identificarea, selectarea, și gruparea surselor de informații necesare pentru realizarea cadrului conceptual pornind de la termenii cheie stabiliți. Analiza surselor de informații a fost realizată pornind de la următoarele criterii: cuvinte cheie, tipul de clasificare a serviciilor ecosistemice, tipul de sistem studiat și serviciile evaluate, metodologia de lucru, indicatorii utilizați, etc., pentru a permite integrarea informațiilor în vederea realizării unui capitol introductiv. Acest obiectiv va servi pentru justificarea importanței temei de cercetare propuse, argumentarea alegerii zonei de studiu, și definirea mijloacelor metodologice pentru caracterizarea dinamicii serviciilor de producție și a fluxurilor de bunuri accesibile sistemelor socio-economice.

O2. Identificarea factorilor de comandă și a cailor de exercitare a presiunii asupra serviciilor de producție în vederea identificării principalelor de bunuri oferite de către sistemele ecologice din zona de studiu

A2.1. Identificarea factorilor de comanda și a căilor de exercitare a presiunii asupra funcției de producție in DID;

A2.2. Caracterizarea căilor de exercitare a presiunii asupra funcției de producție și fluxurilor de bunuri asociate.

A2.3. Determinarea / evaluarea capacității de producție a principalelor tipuri de ecosisteme pentru principalele bunuri oferite sistemelor socio-economice;

Pornind de la faptul că structura biofizică a capitalului natural a sistemelor de zone umede din Bălțile Brăilei a suferit modificări structurale, Obiectivul 2 își propune analiza tranzițiilor utilizării terenurilor, cu identificarea unor perioade cheie. Modificările structurale ale CN din cadrul sistemelor socio-ecologice din zona de studiu a avut drept consecință modificarea principalelor categorii de bunuri și servicii oferite. În acest context, se va investiga dinamica capacității/potențialului în furnizarea principalelor categorii de bunuri și servicii pentru perioadele de timp identificate în cadrul studiului.

O3. Caracterizarea dinamicii în timp a funcției de producție a capitalului natural din Bălțile Brăilei și identificarea factorilor de comandă și căilor de exercitare a presiunii asupra realizării funcției de producție de către ecosistemele Deltei Interioare a Dunării

A3.1. Colectarea si organizarea datelor istorice / existente asupra structurii si nivelului de realizare a fluxurilor de bunuri pe principalele categorii de ecosisteme;

A3.2. Determinarea tendințelor în dinamica fluxurilor de bunuri în sistemele de zone umede;

A3.3. Analiza comparativa a dinamicii producției și realizării fluxurilor de bunuri cu potențialul dinamicii serviciilor ecosistemice.

Pe baza realizării obiectivului anterior, în obiectivul 3 se vor urmări politicile de management care au stat la baza modificărilor structurale ale zonei de studiu și modul în care acestea au afectat potențialul unor anumite servicii. Se va realiza o bază de date empirice pentru analiza dinamicii în timp a serviciilor de producție și se vor caracteriza factorii de comandă ce stau la baza acesteia. Integrând într-un sistem geografic informațional (GIS) date spațiale de acoperire a terenurilor cu date empirice de producție, se permite evaluarea stării ecosistemelor și gradul de furnizare al serviciilor ecosistemice. În acest context ES de producție poate fi evaluate la diferite scări spațiale și temporale. De asemenea se va urmări impactul dinamicii ES de producție asupra întregii game de servicii furnizate de către sit-ul LTSER Bălțile Brăilei.

Organizarea temporală a programului de cercetare a fost rezultatul, condițiilor specifice de desfășurare a programului de studii doctorale, fiind de asemenea influențat de condițiile de desfășurare a diverselor programe de cercetare derulate de către Centrul de Cercetare în Ecologie Sistemică și Sustenabilitate, al Universității din București ce au avut strânsă legătură cu programul individual de cercetare. Programul de studii doctorale s-a derulat în perioada octombrie 2012 – mai 2018, primul an fiind cel de pregătire universitară avansată în domeniul Științei Mediului – Ecologie, iar în perioada octombrie 2013 – mai 2018 s-a desfășurat programul individual de cercetare (figura 9).

Realizarea activităților enumerate mai sus a necesitat atât consultarea literaturii de specialitate relevantă pentru problematica abordată, cât și deplasări în teren în zona de studiu, pentru colectarea de date și discuții cu membrii ai comunității locale, factori de decizie, sau alțe părți interesate.

Figura 9 Organizarea la scară temporală a programului individual de cercetare (diagrama Gantt)

Caracterizare generală a zonei de studiu

Zonele umede au fost definite ca fiind întinderile de bălți, mlaștini, ape naturale sau artificiale, permanente sau temporare, unde apa este stătătoare sau curgătoare, dulce sau sărată, inclusiv întinderi de apă marină a căror adâncime la reflux nu depășește șase metri. Data de 2 februarie a fost stabilită ca Zi Mondială a Zonelor Umede prin semnarea la Ramsar, în Iran, în 1971, a Convenției asupra zonelor umede de importanță internațională, în special ca habitat al păsărilor acvatice. Convenția de la Ramsar stabilește un cadru de acțiune la nivel național și cooperare internațională în vederea conservării și utilizării rațională a zonelor umede și a resurselor furnizate de către acestea.

La nivelul anului 2008, România deține 5 situri Ramsar: Delta Dunării, Insula Mică a Brăilei, Lunca Mureșului, Complexul Piscicol Dumbrăvița, Lacul Techirghiol. Insula Mică a Brăilei este o rezervație complexă, situată în vestul și sud – vestul Bălții Brăilei, între Dunăre la vest și brațul Vâlciu la est, fiind parte integrantă a Sistemului Dunării Inferioare. Acest sit este un complex regional de sisteme ecologice ce include: două ecoregiuni, 16 tipuri majore de componente (complexe locale), cel puțin 67 tipuri de ecosisteme și 35 compartimente abiotice și module trofodinamice în structura ecosistemelor, ce asigură menținerea a peste 1.688 specii de plante și 3.735 specii de animale. Parcul integrează toate cele 10 ostroave situate între brațele Dunării: Vărsătura, Popa, Crăcănel (Chiciul), Orbul, Calia (Lupului), Fundu Mare, Arapu, precum și brațele adiacente ale Dunării. Se poate spune că este o deltă interioară pe traseul inferior al Dunării de Jos. Conform legislației în vigoare, această arie protejată (Insula Mică a Brăilei) este menționată cu o suprafață de 17.529 ha. Conform ultimelor evaluări realizate prin proiectul LIFE 99 NAT/RO/006400, suprafața Parcului Natural Balta Mică a Brăilei este de 21.074 ha (inclusiv brațele Dunării), în diverse forme de proprietate. În ciuda modificărilor survenite, atât în structura sistemelor ecologice integratoare, cât și la nivelul ei, Balta Mică a Brăilei conservă importante valori ecologice, fiind o importantă componentă a Sistemului Dunării Inferioare, situată în amonte de Rezervația Biosferei Delta Dunării.

Este singura zonă rămasă în regim hidrologic natural (zonă inundabilă), după îndiguirea, în proporție de circa 75%, a fostei Bălți a Brăilei și crearea incintei agricole Insula Mare a Brăilei. Datorită atributelor sale, de zonă umedă în regim hidrologic natural, complex de ecosisteme în diferite stadii succesionale și zona tampon, Balta Mică a Brăilei reprezintă un sistem de referință a fostei delte interioare și baza pentru reconstrucția ecologică în Sistemul Dunării Inferioare. Din suprafața totală, circa 53,6% o ocupă pădurile aluviale, 6% pășunile, 12,84% zonele umede și 27,5% lacurile (iezere, bălți). Această zonă este bine cunoscută pentru importanța ei ornitologică, deoarece se situează pe cel mai important culoar de migrație a păsărilor din bazinul inferior al Dunării de Jos, la jumătatea rutelor de migrație, între locurile de cuibărit din nordul Europei și refugiile de iernat din Africa. Au fost observate un mare număr de păsări, dintre care 169 specii protejate pe plan internațional, prin Convențiile de la Berna, Bonn și Ramsar, acestea reprezentând jumătate din speciile de păsări migratoare caracteristice României. Pentru că reprezintă o zonă umedă de importanță națională din punct de vedere al bogăției de, în anul 2001 Balta Mică a fost declarată sit Ramsar (poziția 1.074 pe lista Ramsar), al doilea după Delta Dunării și sit Natura 2000 în anul 2007.

Parcul Natural Balta Mică a Brăilei reprezintă astfel un ultim eșantion din fostele bălți Dunărene. Pe o suprafață de numai 241 km2, parcul conservă 10% din fosta Deltă Interioară, respectiv fostele Bălți ale Brăilei și Ialomiței, care ocupau până în deceniul 6 al secolului trecut 2.413 km2 de zonă umedă compactă pe Cursul Inferior al Dunării, între Silistra și Brăila. Parcul Natural Balta Mică a Brăilei ocupă un segment de 62 km din Cursul Inferior al Dunării, între podul Giurgeni – Vadu Oii, km 237 în amonte și municipiul Brăila, km 175 în aval, la cota maximă de inundație, adică la nivelul digului dinspre Câmpia Bărăganului, limita vestică și a digului ce protejează IMB, limita estică. (Plan de management Parcul Natural Balta Mică a Brăilei) (figura. 10.)

Figura 10. Localizarea zonei de studiu – LTSER Brăila

Metodologia abordată în rezolvarea problemei de cercetare

Metode de evaluare

Selectarea metodologiei abordate în lucrarea de cercetare este rezultatul analizei critice a literaturii de specialitate. Conceptul de servicii ecosistemice (ES) oferă cadrul conceptual pentru o imagine holistică a bunurilor accesibile și a beneficiilor oferite de către componentele capitalul natural sistemului socio-economic. Pentru evaluarea acestora au fost dezvoltate o gamă largă de metode și concepte (Bagstad et al., 2013, La Notte et al., 2017) (tabel 2) care pot fi clasificate în (vezi te rog in esmeralda):

metode biofizice pentru cartarea serviciilor ecosistemice, cum ar fi abordarea de tip matrice și/sau tabele de calcul (de exemplu Burkhard et al., 2012; Kopperoinen et al., 2014); modelarea serviciilor ecosistemice precum InVEST (Sharp et al., 2016); E- Tree (Baró și colab., 2015) sau ESTIMAP (Zulian și colab., În presă);

metode socio-culturale pentru înțelegerea preferințelor sau valorilor sociale pentru diferitele servicii ecosistemice cum ar fi: metodele de evaluare deliberativă (de ex., Kelemen et al., 2013, Pereira et al. , 2012), metode de analiză multicriterială (de exemplu, Proctor și Drechsler, 2006, Randhir și Shriver, 2009, Saarikoski et al., 2016) și analiză foto (Garcia-Llorente et al., 2012);

metode monetare pentru estimarea valorilor economice pentru servicii, cum ar fi: preferința pentru un anumit serviciu (Bateman et al., 2002) evaluarea contingentă (de exemplu Gürlük 2006) și modelarea alegerilor (García-Llorente et al. (Langemayer et al., 2016; Martín-López et al., 2009; McConnell, 1985) sau metodele hedonice de stabilire a prețurilor (de exemplu, Gibbons et al., 2014).

Alegerea unei metode specifice de aplicat într-un anumit caz poate depinde de mai mulți factori, inclusiv contextul decizional, serviciile ecosistemului în cauză, punctele forte și limitările diferitelor metode și motivele pragmatice, cum ar fi datele disponibile, resursele și expertiza disponibilă, etc.

Metodele de evaluare monetară, vizează estimarea și monetizarea beneficiilor pe care sistemele ecologice le furnizează ale societății. Cu toate acestea, metodele de evaluare monetară au primit adesea critici datorită faptului că analizele economice se concentrează foarte des pe un număr mic de servicii, și deseori valorile atribuite acestora rămân doar simple aproximări în funcție de diferitele concepte folosite (Didier, 2015).

Metodele de evaluare socio-culturală, cum ar fi cartografierea/cartarea, sondajele sociale etc., au o tradiție îndelungată în implicarea părților interesate/stakeholderi și vin în sprijinul elaborării politicilor (Kukkala & Moilanen 2013). De asemenea rolul acestora în evaluarea serviciilor ecosistemice a fost recunoscut și în diferite inițiative internaționale (Kelemen et al., 2013). Există deci studii care au indicat necesitatea vizualizării serviciilor ecosistemice la scară locală pentru a ajuta la luarea deciziilor și la planificare (Troy și Wilson, 2006; de Groot et al., 2010). Hărți ale serviciilor ecosistemice reprezintă un instrument puternic pentru a furniza informații spațiale cu privire la locurile în care există hotspot-uri în landscape, ajutând astfel la managementul resurselor și al mediului (Crossman et al., 2012). Aceste hărți contribuie la identificarea unor hotspot-uri importante ale serviciilor ecosistemice, contribuind astfel la conservare și contribuind astfel la contribuția la bunăstarea umană (Crossman et al., 2012). Cu toate acestea, există unele provocări în cartarea serviciilor ecosistemice, deoarece o hartă poate reprezenta doar o cantitate limitată de informații. Prin urmare majoritatea studiilor de cartare se concentrează asupra unui singur serviciu sau a unui număr limitat de servicii, de exemplu, stocarea de carbon (Milne și Brown, 1997), zone prioritare de biodiversitate (Chan et al., 2006) și servicii de recreere (Eigenbrod et al., 2010). Cartarea serviciilor ecosistemice poate fi făcută fie utilizând date primare fie diferiți indicatori/indici substituenți (proxy). Diferite lucrări de cercetare au arătat că există mai puține hărți produse utilizând date primare decât cele în care se utilizează diferiți proxy (Sutton și Costanza, 2002, Chan și alții, 2006, Troy și Wilson, 2006, Turner et al., 2007, Egoh et al. ). Conceptul de cartare este tot mai des folosit la nivel european pentru evaluarea și reprezentarea serviciilor ecosistemice (Müller 2005, de Groot 2006, Müller și Burkhard 2007, Burkhard 2009, Maes et al., 2011). Cartarea și modelarea funcțiilor ecosistemice oferă posibilitatea de a dezvălui heterogenitatea spațială în cantitatea și calitatea serviciilor ecosistemice furnizate. Analiza empirică privind funcțiile peisajului și proprietățile peisajului poate fi utilizată ca metodă de selecție și cuantificare a indicatorilor spațiali (de Groot, Alkemade, Braat, Hein, & Willemen, 2010). Selecția indicatorilor cantitativi și integrarea lor în procesul de cartografiere descoperă oferta reală de servicii ecosistemice și statutul biodiversității (Burkhard et al., 2013).

Există, de asemenea, câteva lucrări academice referitoare la orientările generale pentru alegerea metodelor privind evaluarea serviciilor ecosistemice (de exemplu, Gómez-Baggethun et al., 2016, Pascual et al., 2016, Seppelt et al., 2012) precum și documente care au fost dezvoltate prin inițiative internaționale importante, cum ar fi: The Economics of Ecosystems and Biodiversity (TEEB, 2011; 2013) și Comitetul interguvernamental pentru biodiversitate și servicii ecosistemice/The Intergovernmental Panel on Biodiversity and Ecosystem Services (IPBES) (IPBES, 2015). Clasificarea metodelor în categorii mari poate fi dificilă deoarece unele metode sunt integrative prin natura lor și pot fi clasificate în mai multe categorii. Unele metode pot fi clasificate relativ ușor, ca tehnică biofizică, cum ar fi modelele ecologice sau hidrologice, ca o tehnică socio-culturală, cum ar fi analiza narativă sau ca tehnică monetară, cum ar fi metodele bazate pe costuri. Cu toate acestea, pentru alte metode, această clasificare nu este simplă deoarece acestea utilizează diferite tipuri de valori pentru serviciile ecosistemice sau pot fi clasificate în mod diferit în funcție de scopul specific al evaluării.

Abordările de tip matrice, (Kopperoinen et al, 2014), implică mai multe seturi de date reprezentând diferite tipuri de valori care sunt legate de potențialul de furnizare al serviciilor ecosistemice prin intermediul unui proces de implicare al părților interesate. Mai mult, unele metode vizează integrarea diferitelor tipuri de date și valori pentru o evaluare mai cuprinzătoare, precum analiza multi-criterială și rețelele Bayesiene (BBN – Bayesian Belief Network).

Tabel 2. Prezentare generală a metodelor de evaluare a serviciilor ecosistemice

Este de precizat faptul că metodele prezentate anterior nu sunt independente una de cealaltă astfel încât pot exista avantaje prin combinând metode similare într-un studiu de caz pentru a evidenția mai bine incertitudinile specifice unei dintre acestea. Astfel în lucrarea de față metode precum modelarea Bayesiană, modelarea de tip matrice, evaluarea monetară și analiza socială au fost adoptate pentru evaluarea serviciilor de producție furnizate de către sistemele de zone umede din Bălțile Brăilei (figura 5) la diferite scări spațiale și de timp pornind de la trei principii: (i) evaluarea capacității potențiale sau a evaluării calitative (Nelson și colab., 2009, Raudsepp-Hearne, Peterson și Bennett 2010, Egoh și colab., 2001, Burkhard et al. 2007), (ii) măsurarea rezultatelor biofizice sau evaluarea cantitativă (Nelson et al. 2011, Burkhard și colab. 2014,) și (iii) evaluarea economică a acestora (Costanza et al., 1997; TEEB 2010, de Groot și alții 2012).

Figura 11. Metode comune pentru evaluarea bunurilor și serviciilor ecosistemice și cerințele legate de timp, tipul de date de intrare și costuri.

Cerințele privind timpul, costurile și tipul de date depind de numărul de servicii evaluate și de mărimea zonei doar ca indicator. O abordare alternativă a evaluării economice, cunoscută în mod obișnuit ca " transfer de beneficii ", se poate realiza rapid și ieftin, deși nu este o metodologie economică de evaluare în sine, ci o procedură care utilizează estimări de la studii existente ce sunt aplicate la studiul dat (vezi Jensen și Bourgeron 2001).

Lipsa datelor cantitative a fost menționată ca fiind una dintre barierele majore în managementul sistemelor ecologice (Grantham et al., 2009; Burkhard et al., 2012) astfel că ecosistemele și serviciile asociate acestora se vor deteriora pe măsură ce așteptăm o colectare îmbunătățită a datelor și se întârzie cu elaborarea planurilor de conservare (Grantham et al., 2009). Evaluarea calitativă, cum ar fi cartarea participativă, opinia experților sau raționamentul profesional, chestionarele și sondajele pot fi utilizate pentru a evalua starea și tendința serviciilor ecosistemice (MEA 2005, Burkhard și colaboratorii 2012b, Busch și colaboratorii 2012, Scolozzi și Geneletti 2012 ). Numeroși autori au utilizat aceste abordări utilizând indicatori calitativi, cum ar fi nivelul furnizării de servicii (ex: înalt, moderat sau scăzut) și tendințele în creștere, descreștere sau constanța. Astfel de clase de evaluare calitativă sau de valori sunt adesea transferate în GIS pentru a produce hărți de distribuție spațială a serviciilor (Burkhard et al., 2012, Haines-Young, Potschin și Kienast 2012, Vihervaara și colab., 2010). Totuși, aceste abordări sunt încă dezbătute între cercetători și practicieni (Krueger et al., 2012). Rezultatele unei astfel de analize sunt adesea subiective și predispuse la erori, iar nivelul de precizie a acestora depinde de cunoștințele și expertiza cercetătorului.

Mulți autori au încercat să cuantifice și să evalueze serviciile ecosistemice utilizând date de intrare exprimate în unități biofizice, obținute prin măsurători în teren, modelare, date din rapoarte și lucrări la nivel regional sau chiar global (Luck, Chan și Fay 2009, Nelson și colab., 2009, Egoh et al. 2011). Principalele motive pentru cuantificarea serviciilor ecosistemice utilizând unități biofizice sunt (i) ușurința în evaluarea dinamicii temporale a serviciilor (Burkhard et al., 2012), (ii) ușurința în conversia la valori monetare (Nelson et al., 2009 , (iii) alocarea resurselor între utilizările concurente (Nelson et al., 2009), iv) analiza compromisurilor între diferite servicii (Egoh et al., 2011) și v) identificarea sit-urilor prioritare pentru conservare (Chen et al 2006; Naidoo et al., 2008). Cu toate acestea, evaluarea cantitativă bazată pe proxy-uri și modele are propriile provocări precum corelația slabă între sursele primare de date unde proxy-urile sunt generate și aplicate (Eigenbrod et al., 2010).

Există o serie de motive și metodologii asociate pentru evaluarea economică a serviciilor ecosistemice. Mai multe metode de evaluare economică care se concentrează pe valorea de de utilizare, sunt deseori utilizate pentru a cuantifica beneficiile directe oferite de sistemele ecologice. În trecut, multe dintre aceste servicii erau văzute, în mod tradițional ca daruri gratuite oferite de către natură societății, "bunuri publice", (ex: frumusețea peisajelor, servicii de reglare și stocare de carbon), astfel încât acestea au fost deseori „neglijate” și nu au fost supuse măsurării și evaluării. În plus, din cauza lipsei unei valori monetare și a unei piețe oficiale, aceste servicii sunt adesea neglijate și sistemele suport de luare a de deciziilor și în managementul furnizării de resurse. Evoluțiile recente în evaluarea serviciilor, oferă o bază pentru estimarea beneficiilor economice (Kareiva et al., 2011). Multe astfel de servicii pot primi valoare monetară folosind o serie de abordări economice (Farber et al., 2006). Un aspect crucial al analizei monetare îl reprezintă ratele de actualizare utilizate pentru cuantificarea valorii prezente a serviciilor oferite în viitor și / sau a valorii în viitor a beneficiilor curente (Bullock et al., 2011), deoarece rate diferite pot produce rezultate economice foarte contradictorii (Currie, Milton și Steenkamp 2009). Principalele motive ecologice și economice pentru evaluarea serviciilor includ: (i) stimulente economice pentru conservare, (ii) îmbunătățiri în utilizarea și gestionarea serviciilor, (iii) justificarea alocării finanțării publice și (iv) un pas util către inovație instituțională cum ar fi Plata pentru Serviciile Ecosistemice (PES) (Farber 2002, Barbier și Heal 2006, Turner, Morse-Jones și Fisher 2010, Salles 2011).

Datele obținute au fost prelucrate spațial și au afișate hărți ale fluxurilor ES pentru a analiza compromisurile și sinergiile între multiple ES (vezi Nelson et al., 2009, Raudsepp-Hearne, Peterson și Bennett 2010; Egoh et al., 2011). Motivele cheie pentru alegerea acestei abordări de evaluarea a serviciilor sunt prezentate in tabelul 3.

Tabel 3. Motivele principale pentru cartarea și evaluarea serviciilor ecosistemice (ES)

Hărțile reprezintă deci un instrument puternic de prelucrare a datelor complexe temporale și spațiale pentru a sprijini managementul capitalului natural și al resurselor furnizate de acesta și oferă suport pentru planificarea terenurilor (Burkhard et al., 2012a, 2012b, Crossman, Burkhard și Nedkov 2012).

Prin urmare, preocuparea pentru identificarea zonelor cheie pentru furnizarea serviciilor ecosistemice și amplasarea acestora pe o hartă crește rapid în ultimii ani (Martinez-Harms și Balvanera 2012). Recent, Martinez-Harms și Balvanera (2012) au identificat 70 de publicații care au cartat ES între 1995 și 2011, prin căutarea pe ISI Web of Science, ScienceDirect și Google Scholar.

Ei au descoperit că depozitarea carbonului / sechestrarea, producția de alimente, recreația și calitatea / furnizarea apei sunt cele mai des cartate ES, în timp ce producția de lemn este cel puțin cartat. Majoritatea studiilor analizate au utilizat date secundare și s-au axat pe scara regională (Martinez-Harms și Balvanera 2012). În funcție de amploare și de rezoluție, ele oferă o mai bună înțelegere asupra tipurilor de ES oferite de un anumit tip de utilizare a terenlui, peisaj, regiune, stat, continent și/sau chiar la nivel global, astfel încât nivelul de furnizare al ES să poată fi monitorizat și gestionat eficient (Burkhard și alții 2012; Crossman, Burkhard și Nedkov 2012).

Indicatori relevanți pentru evaluarea serviciilor ecosistemice în sistemele de zone umede din Bălțile Brăilei

Indicatorii sunt esențiali pentru cuantificarea furnizării serviciilor ecosistemice. Un indicator este o măsură sau o valoare bazată pe date verificabile. Indicatorii pot furniza informații factorilor de decizie și managerilor de terenuri în baza cărora pot fi identificate, prioritizate și executate intervențiile (OECD 2001, Layke 2009a). Multe evaluări ale serviciilor ecosistemice nu conțin indicatori consecvenți ai serviciilor ecosistemice și metrici care măsoară direct acești indicatori, datorită disponibilității limitate a datelor (Layke et al., 2012, Tallis și colab., 2012). Selecția unor indicatori cantitativi care ar fi simpli și transparenți nu este încă disponibilă (Braat et al., 2015), dar sugestii pentru realizarea acestora se dezvoltă rapid (de exemplu, Albert et al., 2016). De asemenea, activitatea MAES sprijină utilizarea acelor indicatori disponibili pe scară largă și cu date suficiente (EC 2014).

Unii indicatori pot fi aplicați și în procesul de cartare sau pot folosi date spațiale sau rezultate ale analizelor spațiale ca intrări. Aceștia ar permite analizarea compromisurilor ES în zona de studiu în cazul evaluării mai multor ES (Rodríquez et al., 2006, Syrbe & Waltz 2012). În cartarea distribuțiilor ES, utilizarea proxy-urilor a fost observată fiind adecvată doar pentru detectarea tendințelor mari, dar sunt relativ slabe în examinarea distribuțiilor ES (Eigenbrod et al., 2010).

Cuantificarea serviciilor ecosistemice necesită deci multipli indicatori care corespund etapelor modelului ierarhic (De Groot et al., 2010b, Villamagna et al., 2013). Măsurarea capacității ecosistemului de a furniza servicii este necesară, dar nu suficientă pentru a determina cu precizie nivelul de furnizare a serviciilor (Tallis et al., 2012). De Groot și colab. (2010b) propune două tipuri principale de indicatori: (a) "indicatori de stare" care descriu capacitatea ecosistemului de a furniza serviciul și (b) "indicatori de performanță" care descriu cât de mult este utilizat serviciul.

Exemple pentru ambele tipuri de indicatori pentru evaluarea serviciilor de producție sunt prezentate în tabelul 4. Indicatorii de stare corespund etapei funcției (capacității) ecosistemului modelului de cascadă, iar indicatorii de performanță corespund serviciului actual. Informațiile cuantificate privind ambii indicatori pot oferi informații despre disponibilitatea unui serviciu ecosistemic, precum și despre durabilitatea utilizării serviciilor ecosistemice (raportul performanță / starea) (Villamagna et al., 2013).

Indicatorii pentru proprietățile ecosistemului (de exemplu, tipul solului, diversitatea biologică, NPP și vârsta vegetației) ar putea contribui la furnizarea de informații suplimentare în medii cu date limitate, deoarece pot acționa ca proxy pentru furnizarea de servicii potențiale și efective (UNEPWCMC 2011). Mai mult, deoarece proprietățile ecosistemului sunt direct afectate de activitățile de management, ele pot furniza informații despre modul în care managementul (indirect) afectează furnizarea de servicii. Având în vedere faptul că modelul ierarhic utilizat în metodologia CICES nu reprezintă neapărat o analiză cantitativă a ES se impune necesară și o analiză a tipului de management care a stat la baza modificărilor structurale ale CN. Prin definiție, activitățile de management afectează direct acoperirea terenurilor, influențând astfel capacitatea ecosistemului de a furniza servicii ecosistemice. Una din provocările asocierii managementului cu serviciile ecosistemice constă în selectarea unor indicatori cuprinzători ai stări de management care să poată indica furnizarea de servicii ecosistemice. Studiile privind acoperirea terenurilor din perspective socio-economice sugerează includerea de indicatori socio-economici în plus față de indicatorii de mediu și biofizici atunci când analizează regimurile de management (Erb 2012, Van Asselen and Verburg 2013).

Tabelul 4. Indicatori pentru evaluarea serviciilor de producție

Surse de date

Acoperirea terenurilor

Datele cu privire la acoperirea și modul de utilizare a terenului pentru starea de referință a sit-ului LTSER Bălțile Brăilei au fost extrase pe baza informațiilor din hărțile topografice istorice pentru anul 1910 la scara 1: 200000 (foile de hartă 43-44, 43-45, 44-44, 44-45 , 45-45, 45-46, Atlasul Europei Centrale, 1: 200000 (Cosor, 2012, date nepublicate). Aceste hărți au fost georeferențiate pe baza punctelor de control la sol care pot fi identificate astăzi pe teren și pe hartă (ex: biserici, monumente etc.) Nivelul scăzut al detaliilor hărților istorice nu a permis diferențierea spațială a două foarte asemănătoare clasele de acoperire a pământului: pădurile și pășunile. Prin urmare pentru diferențierea acestora au fost utilizate harți topografice militare (Linii directoare de tragere) la scara 1:100000.

În ceea ce privește configurația actuală a capitalului natural, datele au fost obținute utilizând informațiile furnizate de seturile de date Corine Land Cover Classification (CLC) pentru 1990, 2000, 2006, 2012 și 2018 cu privire la acoperirea terenurilor. Setul de date CORINE este organizat ierarhic în trei niveluri, diferențiind în total 44 clase de acoperire a terenurilor (EEA 1995). Datele digitalizate pentru starea de referință au fost armonizate pentru a fi comparabile cu clasele CLC în ceea ce privește unitatea minimă și nomenclatură.

Date de producție și socio-economice

Datele statistice oficiale, privind suprafața agricolă totală, suprafața culturilor cultivate, producția agricolă, producția de fructe, numărul animalelor, suprafața împădurită și extracția lemnului, capturile de pește, precum și date asupra valorilor monetare pentru principalele produse, au fost colectate de la biroul regional al Institutului Național de Statistică din județul Brăila pentru perioada 1960-2016 pentru fiecare municipalitate din zona de studiu în parte și salvate într-o bază de date în Excel pentru prelucrări ulterioare. Unde au existat goluri în setul de date, acestea nu au fost generate prin alte metode.

Datele colectate au fost analizate în vederea determinării dinamicii serviciilor oferite de zona de studiu. Pentru producția agricolă, începând cu anul 2004, datele statistice nu au mai fost colectate pentru fiecare municipalitate în parte și au fost raportate numai sub forma de producții medii/ha/județ. Pentru efectivele de animale, indicatorul nr. animale/100ha a fost colectat. Datele privind bovinele, ovinele și caprinele, porcinele și păsările de curte au fost agregate folosind coeficienți de conversie specifici (tabelul 5) într-o singură unitate de referință (UVM – Unitate Vită Mare) (http://ec.europa.eu/eurostat/statistics-explained/index. php / Glosar: Livestock_unit_ (LSU). Pentru producția de masă lemnoasă datele au fost colectate la nivel județean, începând cu prăbușirea comunismului din 1990 până în 2016. Pentru a calcula producția medie la hectar volumul total al extracției (metri cubi) a fost împărțit la suprafața totală împădurită. Pentru perioada de referință, volumul mediu de lemn extras la hectar a fost obținut din datele disponibile în literatură (Vădineanu 2004).

Tabel 5. Coeficienți conversie UVM (după: European Commission CE no. 1974/2006)

Producția de pește în tone/an pentru zona fluviului Dunărea a fost colectată de la agenția regională Brăila a Administrației Naționale pentru Pescuit și Acvacultură (ANPA), pentru tronsoanele de Dunăre: 2A – trecere bac Smârdan (km 155-169), 2B – trecere bac Gropeni (km 169-197), 2C – Stăncuța (km 197-227), 5A – pod Giurgeni (km 227-238) pentru perioada 2009-2014, în timp ce pentru perioada de referință datele referitoare la producția de piscicultură au fost obținute din literatura de specialitate (Vădineanu 2004, Luiza Florea, date nepublicate).

Aplicarea metodologiei

Evaluarea dinamicii structurale și funcționale a sistemelor de zone umede din cadrul sit-ului de cercetări LTSER, Bălțile Brăilei, a reprezentat un proces în mai multi pași. Sistemele ecologice/landscape-urile au interpretări biofizice, antropice și intangibile (Angelstam et al., 2013). Pentru a face față consecințelor unor tranziții ideologice drastice, este necesară înțelegerea traiectoriilor din trecut ale diferitelor tipuri de landscape și regiuni. Prin urmare, cercetătorii au subliniat necesitatea de a lua în considerare atât sistemele sociale, cât și cele ecologice atunci când evaluează punerea în aplicare a politicilor privind dezvoltarea durabilă și sustenabilitatea (Liu et al., 2007, Redman et al., 2004). Ca mijloc de analiză a faptelor istorice și pentru a face față provocărilor actuale cu privire la politicile și planurile de management ale capitalului natural, Marsh (1864) a subliniat necesitatea de a studia transformările interacțiunilor dintre sistemele socio-economice și mediul natural. Ca domeniu interdisciplinar de cercetare, istoria mediului este un cadru adecvat pentru studierea dinamicii acestora ca sisteme socio-ecologice. Conceptul de istorie a mediului Worster (2005) este foarte util atunci când începem cercetarea transdiciplinară cu părțile interesate într-o zonă geografică ca spațiu și loc: (1) medii naturale ale trecutului, (2) moduri de producție umane și (3) Ideologie, percepții și valori. În consecință primul pas a constat în analiza modificărilor structurale ale utilizării terenurilor corelată cu factorii de comandă și presiune care au stat la baza acestora, fapt ce a dus la identificarea a patru perioade de timp cheie ce au influențat oferta de servicii furnizate de LTSER Brăila: (1) tradițională (1900-1945), (2) comunistă (1946-1989) și (3) tranziție către Uniunea Europeană (1990-2006) și România ca stat membru al Uniunii Europene (2007-prezent).

Modul de clasificarea CICES v 5.1 (Haines-Young, R. și M.B. Potschin, 2018) a fost abordat în prezenta lucrare datorită faptului ca este un instrument util și adecvat în conformitate cu scopurile și obiectivele propuse în cadrul temei de cercetare abordate fiind utilizat și contextul european în abordări similare. Patru servicii ecosistemice de producție au fost identificate ca fiind cele mai relevante pentru zona de studiu. Prezenta lucrare de cercetare ia în considerare o atât potențialul de furnizare al serviciilor de producție cât și produsul efectiv al acestora. Modificările utilizării terenurilor și activitățile de conversie care au avut loc în anii 1970 s-au bazat pe maximizarea producției agricole, ceea ce a dus la o presiune antropică asupra ecosistemelor naturale prin recoltarea intensivă a culturilor ca forță motrice. Am estimat consecințele acestei situații pentru efectivele de animale, capturile de pește și extracția de lemn furnizate de ecosistemele naturale. O prezentare generală a surselor de date și a perioadei de timp este prezentată în (Tabelul 6).

Al doilea pas al procesului a fost reprezentat de utilizarea metodei BBN (Bayesian Belief Network) ca mod de evaluare transdisciplinar. (de completat aici – cum s-a realizat BBN)

Tabel 6. Prezentarea surselor de date pentru perioadele de timp identificate

Cartarea și modelarea funcțiilor ecosistemice oferă posibilitatea de a dezvălui heterogenitatea spațială în cantitatea și calitatea serviciilor ecosistemice furnizate. Analiza empirică privind funcțiile peisajului și proprietățile peisajului poate fi utilizată ca metodă de selecție și cuantificare a indicatorilor spațiali (de Groot, Alkemade, Braat, Hein, & Willemen, 2010). Selecția indicatorilor cantitativi și integrarea lor în procesul de cartare furnizează informații reale asupra ofertei de servicii ecosistemice și statutul biodiversității (Burkhard et al., 2013). În consecință următorul pas al modelării potențialului/capacității serviciilor ecosistemice a constat în corelarea datelor referitoare la utilizarea terenurilor (land-use/land-cover) cu serviciile ecosistemice identificare ca fiind relevante. Pentru aceasta a fost creată o matrice (fig xx) care integrează pe axa „y” informațiile spațiale de acoperire a terenului iar pe axa „x” serviciile ecosistemice. La intersecția punctelor, pe bază de expertiză, a fost atribuit un scor de la 0 la 5 (0 = fără capacitate, 1 = capacitate foarte scăzută, 2 = capacitate scăzută, 3 = capacitate medie, 4 = capacitate ridicată, 5 capacitate foarte ridicată).

Următorul pas în evaluare a constat în înlocuirea expertizei cu datele empirice obținute de producție obținute din sursele statistice și corelarea acestora cu informațiile spațiale în vederea cartării distribuției furnizării efective a serviciilor ecosistemice identificate în pașii anteriori (Maes et al., 2016)..

Ultimul pas a fost reprezentat de evaluarea în termeni monetari a SE selectate. Valoarea economică atât pentru starea de referință, cât și pentru starea actuală a ecosistemului pentru serviciile de producție evaluate în etapa anterioară a fost realizată prin înmulțirea producției obținute pe tip de acoperire a terenurilor, cu prețurile medii ale pieței utilizând valorile monetare la sfârșitul anului 2016. Contabilizarea costurilor de investiție necesare pentru realizarea serviciilor de producție analizate, a fost făcută prin corelarea costurilor medii de producție disponibile pentru anul 2015 cu variabilele relevante, pe baza ipotezei că pentru anul 2016 valorile vor rămâne aceleași.

Rezultate și discuții

Analiza modificărilor structurale ale configurației terenurilor și identificarea factorilor de comandă ce au stat la baza acestora

Analiza modului de utilizare a terenurilor pentru perioada de referință (1900-1945) pe baza informațiilor spațiale furnizate reflectă existența în acel moment a 6 clase distincte de acoperire a terenului cu o distribuție relativ omogenă, după cum urmează: zone urbane (1%), terenuri agricole (25%), păduri și pajiști (33%), mlaștini interioare (30%) și corpuri de apă (11%), (Figura 12 A). Se poate astfel observa că la acea vreme, cea mai mare parte a zonei de studiu era formată în principal de sisteme ecologice naturale capabile să furnizeze o gama foarte largă de bunuri și servicii de o calitate ridicată (biomasă, apă potabilă, capturi de pește, cherestea, vânat, resurse genetice etc.) și putea să asigure suportul fizic necesar pentru un număr mare de specii și habitate (Vădineanu, 2004).

În timpul perioade de referință, serviciile ecosistemice furnizate de către capitalul natural (tabel 7) din sit-ul de cercetări Bălțile erau accesibile direct către populația locală, reprezentând un acces descentralizat pentru alimente și resurse naturale. În 1921, România a pus în aplicare una dintre cele mai importante reforme agricole care vizează exproprierea terenurilor mari (> 500 ha) și distribuirea terenurilor agricole țăranilor fără pământ (Balazs, 1921). Cu toate acestea, măsurile luate nu au reușit să sporească productivitatea agricolă din cauza fragmentării terenurilor, a lipsei de investiții în mecanizare, a implementării măsurilor mai degrabă pe considerente sociale decât pe considerente monetare (van Meurs, 1989).

Tabel 7. Principalele categorii de servicii de producție pentru perioada de referință

Noua reformă agricolă din 1945, planificată de partidul politic comunist, a vizat exproprierea proprietarilor de terenuri și distribuirea acestora către țărani în scopuri de propagandă, pregătindu-se pe termen lung pentru colectivizarea terenurilor în masă. Din 1946, comunismul a apărut și România, ocupată, a căzut sub controlul economic al URSS până la sfârșitul anilor '50. În această perioadă, resursele naturale au fost exploatate de societăți mixte sovietico-române (SovRom-uri) create pentru scopuri de exploatare unilaterale. După perioada sovietică, caracterizată în cea mai mare parte prin exportul mărfurilor către URSS, a venit epoca comunistă cu un regim de management axat pe maximizarea producției agricole, precum și a întregii game de bunuri și beneficii accesibile sectorului socio-economic. În consecință, ecosistemele naturale umede ale Dunării Inferioare au suferit, în perioada anilor 1950-1970, pe baza considerentelor economice care au fost transpuse în acțiuni de management diferite, lucrări hidrotehnice intensive de desecare și conversie a terenurilor prin transformarea suprafețelor de zone umede privite până atunci ca terenuri neproductive în principal în terenuri agricole, plantații forestiere sau în ferme piscicole intensive (Vădineanu, 2001). Principala consecință a lucrărilor îndiguire, drenaj și conversie a sistemelor de zone umede naturale în exploatații agricole și industriale. O astfel de configurație structurală și un regim intensiv de utilizare a zonelor agricole modificate au fost însoțite de o gamă largă de externalități: eroziunea și supra-exploatarea resurselor de sol (20-30 tone de sol pierdere anuală pe hectar), poluarea cu nutrienți a apelor de suprafață și subterane, contribuție semnificativă la eutrofizarea Delta Dunării și a nord-vestului Mării Negre, modificări de ordin hidrologic, pierderea diversității de specii, scăderea capacităților de reglare a ecosistemelor și scăderea serviciilor culturale prin pierderea tradițiilor rurale la nivelul comunităților locale, etc.

Modificările de ordin structural ce au condus în acea perioadă la crearea unei suprafețe agricole de aproximativ 710 km2 (Iordache et al., 2005) și la apariția unor clase noi de acoperire a terenului față de perioada de referință (tabelul 8), fapt ce se reflectă în figura 12 B, bazată pe datele spațiale din Corine Land Cover 1990 ce prezintă modul de utilizare a terenurilor prezentă la sfârșitul perioadei comuniste. În consecință suprafețele de pădure aluvială și pajiștile semi-naturale și-au redus suprafețele la doar 13% în timp ce zonele umede și cursurile de apă s-au redus până la 8%. Până la sfârșitul anilor 1980 zonele rurale dominate de terenuri arabile, constau în zone agricole omogene, cu habitate semi-naturale puține si fragmentate și cu un metabolism intens, dependente într-o mare măsură de intrări mari de energie auxiliara și materiale (de exemplu, combustibil, îngrășăminte, pesticide, semințe selecționate).

După revoluția din 1989, și prăbușirea regimului comunist, România a început o tranziție către democrație și către o economie de piață bazată pe principii capitaliste fapt ce a condus la o restituire masivă a terenurilor colectivizate către foștii proprietari și transferul terenurilor deținute de stat către proprietari privați prin vânzare și privatizare (Jean, Mihai și Mirela, 2017). Măsurile legislative (tabel 9) adoptate prin reforma agrară din 1991, care viza redefinirea drepturilor de proprietatea privată a avut drept consecință directă a fost fragmentarea fermelor și terenului agricol de stat, în ferme individuale ferme mici (<5 ha), ceea ce a făcut aproape imposibile exploatările sustenabile.

După ce a devenit stat membru al Uniunii Europene, alinierea la politica agricolă comunitară (PAC), s-a fost observat o tendință ascendentă către transformarea și organizarea în ferme de mari dimensiuni (prin vânzare sau închiriere). Această nouă abordare a condus la crearea unor mari exploatații agricole care sunt strâns dependente de sistemul politic și măsurile prevăzute de politică agricolă comunitară (Andrei și Alecu, 2016).

Analiza modului de utilizare a terenurilor bazată pe datele Corine Land Cover, începând cu prăbușirea comunismului și până în perioada postcomunistă (anul 2000), aderarea înainte de aderarea la UE (2006) și România ca stat membru al UE (2012, 2018), nu au evidențiat schimbări semnificative în configurația capitalului natural luând dacă luam în calcul primul nivel de agregare al claselor suprafețelor de teren conform clasificării din Corine Land Cover (Figura 12 C-F). Zonele umede și-au redus suprafața cu 1% acesta fiind transferat către sistemele forestiere (figura 12 C).

Analiza comparativă a acoperirii terenului pentru perioada curentă față de perioada de referință 1900, arată că zonele urbane au crescut de la aprox. 4000 ha până la 10400 ha, suprafețele de teren agricol au crescut de la 64000 ha la 195000 ha (aprox. 80% din suprafața totala a zonei de studiu), fapt ce a condus la scăderea sistemelor naturale (zone umede și păduri) de la 193000 ha la 54000 ha (figura 12) ceea ce reprezintă aprox 72% față de perioada de referință.

Anul, sistemele de zone umede din sit-ul de cercetare Bălțile Brăilei produc conform clasificării CICES v 5.1 (Haines-Young et al. 2013) un număr de 16 servicii de producție, având diferite niveluri de realizare a acestora. Gradul de realizare al acestor servicii de producție, este strict dependent de bio-structura capitalului natural și de modul de funcționare al acestuia.

Modificările de ordin structural ale Bălților Brăilei, au avut la baza factori de comandă antropici precum dezvoltarea aglomerărilor urbane, dezvoltarea industrială, intensificarea agriculturii la nivel național, dezvoltarea economiei, ceea ce a condus la elaborarea planurilor de management ce au vizat transformarea și conversia întregii lunci a Dunării în din zone umede „neproductive” în sisteme agricole intensive prin supra-exploatarea resurselor oferite, introducerea de specii eficiente din punct de vedere economic, creșterea cantităților de pesticide și nutrienți, a mecanizării, crearea de sisteme de canale și sisteme de irigații etc. (Vădineanu, 19998, 2004) ceea ce a reprezentat principalul mecanism de creștere a presiunii exercitate asupra capitalului natural.

Pentru analiza privind consecințele modificărilor structurale a CN în cadrul sit-ului de cercetări Bălțile Brăilei, am identificat patru perioade cheie (1) referință (1900-1945), (2) tranziția comunistă (1946-1989), (3) prăbușirea regimului comunist și tranziția către Uniunea Europenă (1990-2006) și (4) România ca stat membru al Uniunii Europene (Tabelul 8).

Tabel 8. Evoluția în timp a suprafețelor și modului de utilizare a terenurilor în sit-ul LTSER, Bălțile Brăilei

Tabel 9. Măsuri legislative ce au stat la baza modificărilor structurale ale CN

Figura 12. Dinamica utilizării terenurilor în sit-ul LTSER Bălțile Brăilei (referință 1900 (A), CLC 1990 (B), CLC 2000 (C), CLC 2006 (D), CLC 2012 (E), CLC 2018 (F)

Estimarea potențialul serviciilor ecosistemice pentru zona de studiu LTSER, Bălțile Brăilei

Pe baza metodologiei propuse de Burkhard et al. 2008, a fost estimat potențialul de îndeplinire al serviciilor ecosistemice în cadrul zonei de studiu a Bălților Brăilei, prin atribuirea unui scor de la 0 la 5 pentru fiecare dintre cele patru momente de timp identificate anterior (anexa 1 si anexa 2). Consideram faptul că pentru perioada de referință potențialul de realizarea a serviciilor ecosistemice furnizate de LTSER Bălțile Brăilei atingea maximul. Astfel evaluarea serviciilor pentru perioadele ce urmează lucrărilor de îndiguire, a permis evidențierea descreșterii tuturor categorii de servicii (servicii de reglare, producție și servicii culturale) precum și a integrității ecologice fata de configurația structurală a capitatului natural din perioada de referință (figura 13).

Figura 13. Potențialul serviciilor ecologice înainte și după îndiguire

Comparativ cu starea de referință a sistemului cea mai mare scădere se înregistrează în cazul serviciilor de reglare cu 44% urmate de serviciile de producție cu 38% și cele culturale cu 33%.

Estimarea consecințelor conversiei terenurilor și a modificărilor apărute în structura capitalului natural asupra nivelului de furnizare a serviciilor ecosistemice a fost reprezentă spațial pentru cele patru momente de timp identificate (figura xx). Astfel structura landscape-ului înainte de lucrările de îndiguire din anii 60 sugerează valori ridicate ale serviciilor ecosistemice de reglare și culturale. Din punctul de vedere al serviciilor de producție, la acea vreme sistemele ecologice din LTSER Insulele Brăilei, erau capabile de valori ridicate prin captarea energiei sub forma radiației solare, fără aport de energie auxiliară din partea sistemului socio-economic și punerea acesteia la dispoziția întregului ecosistem pentru niveluri trofice superioare. Astfel în ciuda faptului că o dată cu conversia terenurilor și extinderea sistemelor agricole, serviciile de producție s-au modificat de la producție piscicolă și masă lemnoasă către culturi agricole și creșterea animalelor, se poate constata că valoarea totală a serviciilor de producție nu a înregistrat creșteri. Acest fapt se datorează tranziției sistemelor ecologice naturale, complexe, cu o structură relativ omogenă, către sisteme simplificate și controlate de către sistemele socio-economice cu o structură heterogenă, fragmentată. Se poate observa ca pentru perioada de referință fluxul de bunuri și servicii de producție accesibile sistemelor socio-economice erau concentrate în sistemele de zone umede naturale (lacuri, mlaștini, sisteme forestiere) și înregistrau valori ridicate, în timp ce atât pentru perioada comunistă cât și pentru perioada actuală valori ridicate ale producției se pot observa în sistemele agricole ce reprezintă principalul beneficiu furnizat de zona de studiu. Modificările de ordin structural a componentelor capitatului natural permit transferul de bunuri și servicii direct complexelor socio-economice, reducând transferul către niveluri trofice superioare în cadrul complexului de ecosisteme de zone umede din sit-ul de cercetare.

Cartarea potențialului serviciilor ecosistemice reprezintă o metodă calitativă de analiză și evaluare a serviciilor ecosistemice oferite de sistemele din zona Bălților Brăilei, în absența datelor statistice sau măsurătorilor directe. Astfel estimarea potențialului serviciilor, reprezintă o simulare a gradului de furnizare a serviciilor ecosistemice, bazată pe cunoștințe asupra zonei, sau pe opinia generală a experților cu privire la capacitatea unui tip de acoperire de terenului de a furniza diferite servicii. Cu toate acestea, reprezintă o metodă de modelare rapidă a serviciilor furnizate și permite evidențierea compromisurilor (trade-offs) ce apar între diferitele categorii de servicii sub aspectul modificărilor structurale ale capitalului natural și reprezintă un instrument accesibil în vederea comunicării rezultatelor obținute factorilor de decizie.

Figura 14. Dinamica potențialului serviciilor ecosistemice din zona de studiu LTSER Bălțile Brăilei pentru (A) perioada de referință 1900-1945, (B) regimul comunist 1946-1989, (C) perioada post-comunistă si pre-aderare 1990-2006, (D) starea actuală ca stat membru al UE, 2007-2018.

Evaluarea cantitativă și cartarea serviciilor ecosistemice de producție pentru zona de studiu LTSER, Bălțile Brăilei

Dacă estimarea potențialului furnizării serviciilor ecosistemice reprezintă doar primul pas utilizând evaluarea calitativă bazată pe opinia experților ca proxy pentru evaluarea serviciilor zonei de studiu, evaluarea serviciilor de producție utilizând date statistice relevante survine în mod firesc în analiză, reprezentând pasul al doilea în procesul de cartare și evaluare a serviciilor ecosistemice (Maes, 2016). Pe baza acestui mod de abordare capacitatea unui anumit serviciu este înlocuită utilizând date statistice relevante la nivel regional pentru estimarea și cartarea furnizării de servicii.

În cazul serviciilor de producție din LTSER Insulele Brăilei, au fost colectate datele statistice pentru principalele categorii de servicii de producție oferite de sistemul de zone umede din Insulele Brăilei: cereale pentru boabe, producție de orez, vii, extracție de masă lemnoasă, șeptel, capturi de pește (tabel x) la nivel de Unități Administrativ Teritoriale (UAT) pentru județele din cadrul sit-ului pentru care s-a calculat media și mediana pentru cele patru perioade identificate.

În perioada de referință când sistemul se afla încă în condiții naturale de inundație principale categorii de servicii ecosistemice au fost pescuitul (0,95 kg / ha), extracția de masă lemnoasă (2,66 metri cubi / ha) și creșterea animalelor (0,8 UVM / ha) datorită suprafețelor mari de teren natural, în timp ce furnizarea de produse agricole a avut loc secundar cu (2,05 tone / ha). Valoarea mediană calculată la hectar a fost reprezentată spațial în tipul de acoperire a terenului corespunzător (figura 15 A) pentru fiecare din cele 4 categorii de servicii identificate.

Perioada comunistă a fost marcată de o creștere raportată a suprafață pentru toate categoriile de servicii furnizate, fapt ce se explică prin politicile de la acea vreme ce au dus la intensificarea exploatării de resurse oferite Piscicultura a fost principalul sector de creștere înregistrând în acea perioadă o valoare de 27.58 kg / ha luciu de apă explicabil prin introducerea vapoarelor pentru pescuit intensiv pe Dunăre urmată de creșterea valorilor produselor agricole cu peste 50% până la 3.68 tone / ha, fapt ce s-a datorat în special dezvoltării și mecanizării agriculturii și utilizării îngrășămintelor. Volumul de masă lemnoasă aproape s-a dublat ajungând la 4.23 metrii cubi / ha în timp ce serviciul de creștere a animalelor pentru resurse de hrană a înregistrat cea mai mică creștere până la 1.3 UVM / ha de pășuni (figura 15 B).

După prăbușirea regimului comunist pentru produsele agricole se remarcă o ușoară scădere a valorilor medii la hectar ajungând astfel la producție agricolă de 3.18 tone / ha (figura 15 C), urmată de o creștere până la 4.46 în perioada actuală. Producția de pește înregistrează în schimb o scădere dramatică ajungând pentru perioada actuală la o valoare medie de 3.69 kg / ha (figura 15 D). Produsele animale au înregistrat de asemenea o scădere constantă până la 0.18 UVM /ha pentru perioada post-comunistă și 0.14 UVM / ha pentru perioada actuală, mult sub nivelul înregistrat înainte de îndiguire în timp ce pentru extracția de masă lemnoasă pentru perioada actuală, cifrele arată o scădere la 2.77 metrii cubi / ha ce se apropie de perioada de referință fapt ce se explică prin crearea ariei protejate Insula Mică a Brăilei ce reduce astfel volumul de lemn exploatat în zonă.

Tabel x. Valori medii utilizate în cartarea serviciilor de producție

Ținând cont de faptul ca nivelul serviciilor de producție este dependent de suprafață, estimarea totală și evaluarea dinamicii în timp a celor patru servicii de producție oferite de zona de studiu a fost realizată înmulțind valorile medii obținute cu suprafețele de teren relevante pentru realizarea acestora. Se poate observa o creștere evidentă de 5.7 ori pentru producția agricolă estimată de la 129527.53 tone pentru perioada de referință la 741368.42 tone pentru configurația actuală și o creștere a volumului de masa lemnoasă de 2.5 ori de la 32195.54 la 82761.7 metrii cubi pentru perioada actuală. Această creștere a serviciilor obținute din agricultură și din exploatarea masei lemnoase au consecințe directe asupra pescuitului si creșterii animalelor care au scăzut de până la aproximativ 3 ori, de la 96373.92 kg la 37134.62 kg pentru piscicultură respectiv de la 63083.21 la 1941.58 UVM în cazul creșterii animalelor.

Principala cauză a dinamicii suferite de serviciile de producție din LTSER Bălțile Brăilei o reprezintă modificările survenite în configurația structurală a capitalului natural ca urmare a lucrărilor de îndiguire din anii 60 și a dezvoltării și intensificării agriculturii. În perioada de referință tipul de acoperire a terenurilor a permis furnizarea de servicii, pescuit și creșterea animalelor, bazate în principal pe productivitatea naturală a sistemului „luate de bune" de către comunitățile locale reprezentând o sursă de venit pentru acestea, prin comercializarea recoltei lor (Antipa, 1916). În lipsa înțelegerii conceptului de funcționare și conservare ecologică, portofoliul de servicii de furnizare a ecosistemelor furnizat de configurația actuală a ecosistemului s-a schimbat către produse agricole, animalele extracție de masă lemnoasă și creșterea animalelor toate necesitând surse suplimentare de energie (pesticide, îngrășăminte, mecanizare) din partea sistemelor socio-economice.

Figura x. Dinamica serviciilor de producție pentru LTSER Bălțile Brăilei (logaritmată)

Tabel x. Indicatori statistici relevanți pentru evaluarea serviciilor de producție în LTSER Insulele Brăilei

Figura 15. Dinamica distribuției spațiale a serviciilor de producție din zona de studiu LTSER Bălțile Brăilei pentru (A) perioada de referință 1900-1945, (B) regimul comunist 1946-1989, (C) perioada post-comunistă si pre-aderare 1990-2006, (D) starea actuală ca stat membru al UE, 2007-2018.

HANPP

Calcularea indicelui HANPP a necesitat atât estimări ale producției nete potențiale (NPP0), derivate din literatura de specialitate, cât și valori ale producției primare nete (NPPact) care se produce în cadrul complexului de ecosisteme din LTSER Bălțile Brăilei. Valorile lui NPPact au crescut în cazul sistemelor urbane de la 430 gC/m2/an pentru perioada de referință din 1900 până la 631 gC/m2/an pentru perioada actuală. În cazul sistemelor agricole NPPact a înregistrat o creștere de la 458 la 625 gC/m2/an. Pentru sistemele naturale, zone umede, lacuri, păduri, valorile NPPact au rămas constante pentru perioadele de timp menționate.

Rezultatele HANPP pentru cele patru perioade menționate (figura x) arată o creștere constantă a producției primare asimilată de către sistemele socio-economice provenită din zonele urbane, de la 227 gC/m2/an pentru perioada de referință la 282 gC/m2/an în configurația actuală a ecosistemului. Acest lucru rămâne valabil și în cazul terenurilor agricole cu valori cuprinse între 242 gC/m2/an în starea de referință la 280 gC/m2/an în prezent.

Figura x. Dinamica HANPP per clasă de acoperire a terenului

Pentru ambele clase de acoperire a terenurilor, valorile HANPP cresc cu aproximativ 20 gC/m2/an per perioadă. Creșterea HANPP în acest caz este atribuită atât modificărilor în utilizarea terenurilor, cât și metodelor noi de exploatare agricolă și recoltare a produselor. În cazul sistemelor forestiere valorile HANPP au variat de la 75 gC/m2/an în starea de referință până la 109 gC/m2/an pentru perioada actuală. În cazul pășunilor valoarea indicelui HANPP a scăzut de la 180 gC/m2/an pentru perioada de referință până la aprox. 150 gC/m2/an pentru configurația actuală a sistemului, fapt ce poate fi explicat prin reducerea numărului de animale domestice și deci reducerea presiunii exercitate de pășunat în zonă. însă valorile pentru perioada de referință De asemenea strict pentru perioada 1945-2006 valorile HANPP în cazul acestor două clase de acoperire a terenului au rămas relativ constante. În cazul zonelor umede naturale, valorile calculate ale HANPP au înregistrat o reducere de peste 50% în perioadele menționate de la 300 g / m2 / an la 124 g / m2 / an în zonele de mlaștini naturale și de la 169 g / m2 / an la 60 g / m2 / an în corpurile de apă.

Figura x. Distribuția spațială a indicelui HANPP pentru starea de referință 1900-1945, (A) perioada comunistă 1945-1989 (B), perioada post-comunistă și de pre-aderare la UE 1989-2006 (C), și configurația actuală a sistemului 2007-20018 (D)

Evaluarea monetară serviciilor ecosistemice de producție și analiza cost-beneficiu

Structura complexului de ecosisteme din sit-ul de cercetare LTSER Bălțile Brăilei, în perioada de referință era dominată de zone umede (30%), corpuri de apă (11%), păduri și zone seminaturale (33%), terenuri agricole (25%) si zone urbane (1%). Procesul de îndiguire a condus la modificări considerabile în structura complexului de ecosisteme, terenurile agricole ocupând în prezent 75% din suprafață urmate de păduri și sisteme semi-naturale 14%, zone urbane 4%, zone umede 3% și corpuri de apă 4%.

Astfel caracteristice perioadei de referință 1900-1945 erau serviciile furnizate în mod „natural”: producție de pește, masă lemnoasă, resurse genetice, plante medicinale, fructe de pădure și ciuperci, miere de albine, stuf, vânat, produse de origine animală, produse agricole. Ca urmare a lucrărilor de conversie a terenurilor, structura capitatului natural pentru perioadă actuală este capabilă să furnizeze produse agricole (cereale și orezării), masă lemnoasă, produse de origine animală și într-o mică măsură pește. În prezentă lucrare de cercetare evaluarea economică a serviciilor de producție din sistemul studiat, ține cont de principalele categorii de servicii (culturi agricole, producție de masă lemnoasă, produse de origine animală, pescuit) furnizate de complexul de ecosisteme. Astfel metoda de evaluare monetară a serviciilor de producție utilizată în studiul de față ține cont de prețul pieței, valoarea de schimb pentru serviciile identificate. Trebuie deci specificat încă de la început faptul că evaluarea economică a serviciilor de furnizate de LTSER Bălțile Brăilei, nu ia în considerare întreaga gamă de bunuri și servicii oferite și că evaluarea este una parțială.

O altă metodă utilizată ce ține cont de intrările de energie auxiliară în sistem o reprezintă analiza cost-beneficiu ce permite practic realizarea bilanțului între costurile de producție ale unui anumit serviciu și profitul realizat. Astfel pentru analiza cost – beneficiu au fost utilizate date provenite de la ferma agricolă Edera din Insula Mare a Brăilei aparținând SC. Agricost SRL pentru anul 2017. Datele specifice costurilor de intrări de energie auxiliară: îngrășăminte, pesticide, motorină, etc. au fost împărțite la cantitatea totală de produse agricole rezultate pentru fermă în vederea stabilirii costurilor medii de producție specifice pentru zone de studiu (tabel x).

Pentru produsele de origine animală a fost utilizată valoarea de 1.65 USD / kg pentru indicatorul „Carne de bovine in greutate vie”, pentru anul 2017 (INSSE, Tempo-Online). Prețul pentru producția de masă lemnoasă a fost aproximat la 27,78 USD / m3 în timp ce pentru pește prețul mediu este în jur de 1.72 USD/kg (citare).

Evaluarea monetară survine analizei cantitative a serviciilor ecosistemice furnizate. Valorilor totale aproximate li s-a atribuit valoarea de piață de la finalul anului 2017 pentru cele două momente de timp perioada de referință și perioada actuala permițând evaluarea fluxului de servicii de producție înainte și după îndiguire.

Tabel x. Valori economice utilizate în analiza cost-beneficiu a serviciilor de producție din LTSER Bălțile Brăilei.

Creșterea valorilor producției agricole se traduce printr-o valoare economică de aprox 4.5 ori mai mare pentru perioada actuală față de configurația complexului de ecosisteme din perioada de referință ajungând astfel al aprox. 92 milioane USD în prezent față de aprox. 22 milioane. Valoarea monetară a producției de masă lemnoasă a înregistrat o creștere de peste 3 ori ajungând de la 895 mii USD la aprox. 2.9 milioane de USD. Cele două servicii după cum am mai arătat au înregistrat creșteri abrupte în detrimentul serviciilor de producție animalieră și producție obținută din pescuit. Astfel pentru perioada actuală produsele din carne au scăzut de la 52 milioane USD la numai 1,6 milioane în configurația actuală și economia resurselor piscicole de la 165 de mii de dolari la 46 de mii în prezent. În consecință valoarea economică totală a serviciilor de producție investigate se ridica la aproximativ 95 milioane USD pentru complexul de ecosisteme din LTSER Bălțile Brăilei, reprezentând o creștere de aproximativ 4 ori față de configurația a sistemelor rămase în regim natural de inundație. Cu toate acestea subliniem încă o dată faptul că dezvoltarea agriculturii și realizarea producției agricole necesită investiții anuale în pesticide, îngrășăminte, irigații, mecanizare, etc. Valoarea totală a acestora se ridică conform estimărilor la aprox. 67 milioane USD/an la o medie de 123.7 USD pentru producerea unei tone de cereale. Comparând deci valorile sistemului pentru ambele momente de timp ținând cont de faptul că pentru perioada de referință presupunem investițiile a fi 0 prin prisma faptului că înainte regimului comunist agricultură practicată în zona avea la bază principii tradiționale (utilizarea gunoi de grajd ca îngrășământ, tracțiunea animală pentru arat, etc.) valoarea finală estimată ținând cont de investițiile curent este cu numai 3 milioane USD mai mare pentru perioada actuală (tabel x).

Tabel x. Valoarea economică totală a serviciilor de producție în LTSER Insulele Brăilei.

La costurile totale de producție a serviciilor obținute din agricultură se adaugă costurile de mentenanță și reparații a digurilor pentru protecția la inundații a fermelor din Insula Mare a Brăilei. Conform datelor de la Apele Române, lungimea totală a digurilor luate în calcul pentru zona de studiu LTSER Insulele Brăilei însumează 175 km (tabel x) și au o valoarea de inventar de 6,154,454.39 milioane lei. Conform legii 10/1995 și ordinului 819/2007 al MMDD privind aprobarea normativului pentru lucrări de întreținere și reparații la mijloacele fixe din administrarea Administrației Naționale “Apele Române” lucrările de întreținere și reparații a digurilor sunt în cuantum de 3.5 respectiv 6.3% din valoarea de inventar (table x). În consecință se adaugă anual costuri pentru lucrări de întreținere în valoare de 54.810,66 USD și o dată la 3 ani conform legii lucrări de reparații de până la 98659.19 USD.

Tabel x. Lungime diguri apărare Insula Mare a Brăilei.

Tabel x. Valoare de inventar diguri apărare Insula Mare a Brăilei.

Rețele Bayesiene și analiza compromisurilor între diferitele categorii de servicii

Zonele umede sunt ecosisteme foarte complexe și printre cele mai productive sisteme din lume (CBD, 2015) prin captarea energiei sub forma radiației solare și punerea acesteia la dispoziția întregului ecosistem pentru niveluri trofice superioare. Acest tip de proces face ca doar o foarte mică parte din ES să fie disponibile pentru populația umană, dar oferă în schimb alte ES semnificative: retenția nutrienților, atenuarea inundațiilor, valorile estetice etc.

Modificările care apar în perioada comunistă au fost corelate cu dorința de maximizare a serviciilor ecosistemice cu beneficii directe, tranzacționabile pe piața economică, datorită unei lipse de înțelegere a funcționării ecologice și a conceptelor de conservare. Principalul rezultat al schimbărilor în utilizarea terenurilor care a avut loc în zona investigată, conduce la o schimbare a gamei de ES furnizate de complexele ecosistemice din Insulele Brăilei. Conversia către sisteme agricole are drept consecință creșterea dependenței ecosistemului de resursele auxiliare de energie (nutrienți, pesticide, sisteme de irigare etc.) și la o presiune antropică crescută asupra întregului complex de ecosisteme, având consecințe ecologice: inundații, eutrofizarea și înflorirea algală a lacurilor și râurilor, impact asupra speciilor de pești și păsări de apă datorită modificărilor frecvenței, duratei și extinderii fluxurilor de apă (Cazacu, teză de doctorat; Adamescu, teză de doctorat; Vădineanu 2004; Scotney & Wilby 1983, Commonwealth of Australia, 2016).

Lucrările intensive de conversie a terenurilor, realizate în zona de studiu și transformarea în terenuri agricole, conduc la o configurație simplificată a capitalului natural al zonei, cu mai puțini consumatori de energie (nivele trofice), rezultând în valori mai mari ale serviciilor de productie disponibile complexelor socio-economice. Modificările configurației peisajului și creșterea serviciilor de productie (în principal, producția agricolă) se face în detrimentul reglementării și culturii ES (Vallet et al., 2016, Adamescu et al., 2016).

Luând în considerare numai serviciile de furnizare selectate, se poate observa o creștere generală a valorii economice totale. Unul dintre principalele puncte este acela că, pentru configurația ecosistemului de referință, serviciile de furnizare s-au bazat în principal pe productivitatea naturală sau au fost considerate "de la sine înțeles", ceea ce înseamnă că atât proviziile de pește, cât și extracția lemnului nu necesită costuri suplimentare de intrare. În urma analizei economice s-au ignorat intrările energetice auxiliare (îngrășăminte, pesticide, costuri de irigare, mecanizare, întreținere a barajelor și barajelor, subvenții agricole) din cauza lipsei de date disponibile pentru ambele perioade de timp luate în considerare în această lucrare. Cu toate acestea, estimările monetare medii ale intrărilor de energie auxiliare disponibile la nivel regional prezintă o tendință ascendentă pentru serviciile de producție vegetală, spre deosebire de provizioanele pentru creșterea animalelor (figura 7) și pot furniza o estimare relevantă pentru studiul nostru de caz.

În ciuda faptului că datele de producție a plantelor au fost disponibile la nivel de municipalitate încă din anii 1960, datele privind utilizarea îngrășămintelor și a pesticidelor sunt disponibile numai începând cu anul 1990 la nivel județean, iar valorile medii / hectar au fost utilizate în studiul nostru (figura 5). În ceea ce privește dinamica, devine clar că utilizarea pesticidelor și a îngrășămintelor poate fi corelată cu diferite regimuri de gestionare: prăbușirea comunismului în 1989 și armonizarea cu PAC în perioada anterioară și post-aderare la UE.

Datele existente în literatura de specialitate (Vădineanu et al., 2003) estimează valoarea serviciilor de reglementare furnizate de Insulele Brăilei la aproximativ 1200 USD / hectar, în timp ce valorile culturale au fost estimate la 109 USD / hectar. Este bine cunoscut faptul că productivitatea culturilor este puternic dependentă de utilizarea îngrășămintelor și a altor intrări auxiliare. Valoarea economică totală estimată a Insulelor Brăilei, statul actual este semnificativ mai mică (tabelul 4). După prăbușirea regimului comunist și până în perioada de aderare la Uniunea Europeana în 2007, conservarea biodiversității a devenit de interes atât pentru comunitatea academică cât și pentru publicul larg și diferitele instituții politice.

În baza legii nr. 5/2000 privind amenajarea teritoriului național, Insula Mică a Brăilei, având o suprafață de 210 km pătrați a primit statutul de arie protejată (Geacu, Dumitrașcu și Maxim, 2012) ca parc natural, sit RAMSAR în 2001 (Vădineanu și Adamescu, 2003) și a devenit parte din rețeaua NATURA 2000 ca SCI (sit de interes comunitar) și SPA (arie de protecție specială avifaunistică) după intrarea României în Uniunea Europeană. În ciuda schimbărilor în configurația structurală a capitalului natural care au avut loc în cadrul sitului de cercetare, Insula mică a Brăilei, păstrează încă valori ecologice ridicate în ceea ce privește bogăția diversității de specii și serviciile ecosistemice pe care le furnizează (Roșu, 2013, Vădineanu 2001, Giucă et al. 2015), rămânând una dintre puținele zone sub regim semi-natural de inundare, după lucrările hidrotehnice efectuate în lunca Dunării.

Din suprafața totală a ariei protejate, 53,6% este acoperită de plantații forestiere, 6% de pășuni, 12,9% de zonele umede și 27,5% de lacuri (iazuri și mlaștini), menținând la o scară mai mică diversitatea biologică și funcțiile și serviciile ecosisteme specifice, fostei lunci inundabile a Dunării (Vădineanu și Adamescu, 2003).

Concluzii

Această lucrare prezintă date originale referitoare la serviciile ecosistemice furnizate de către sistemele de zone umede din Bălțile Brăilei. Cadrul conceptual care a stat la baza acestei lucrări a avut la bază teoria ecosistemică, utilizând concepte precum capitalul natural ce stă la baza serviciilor ecosistemice, abordarea DPSIR cu rolul de a evidenția relațiile dintre activitatea umană/antropică și degradarea CN, etc.

În rezolvarea problematicii abordate în cadrul acestei lucrări o serie de metode au fost utilizate precum: evaluarea modificărilor în utilizarea terenului în decursul perioadelor identificate, inventarierea și cartarea serviciilor de producție, evaluarea monetară, etc.

Recomandări

Pentru a avea un impact pozitiv, rezultatele cercetărilor științifice trebuie să fie accesibile și semnificative pentru factorii de decizie, fie ei factori politici, comunitate locală, comunitatea științifică sau alte categorii de părți interesate.

Direcții viitoare de cercetare

Acest studiu completează lacunele identificate în literatura de nivel mondial și la nivel de țară. La nivel global a fost identificata necesitatea de a desfășura activități de cercetare și înțeleagerea modului în care oamenii beneficiază de servicii ecosistemice și în ce măsură acestea sunt gestionate în diferite complexe de ecosisteme (MEA, 2003; Carpenter și colab, 2006;.. Carpenter et al, 2009) .

Limitări ale studiului

Studiul are o serie de limitări, iar domeniul său de aplicare este limitat de disponibilitatea resurselor si timpul necesar pentru realizarea studiului. Au fost identificate câteva limite cheie:

Bibliografie

Bibliografie

M. Moser‚ C. Prentice‚ S. Frazier (1998). A global overview of wetland loss and degradation. Wetlands International. Ede. URL: www.ramsar.org

Staub C., Ott W. et al. (2011): Indicators for Ecosystem Goods and Services: Framework, methodology and recommendations for a welfare-related environmental reporting. Federal Office for the Environment, Bern. Environmental studies no. 1102: 17 S.

Cazacu, C., Cosor, G., Adamescu, M., Datcu, Cristofor, S., Vadineanu, A.,, 2009, „Modificari pe termen lung ale structurii bio-fizice a capitalului natural din lunca inundabila a Dunării Inferioare”, Conferinta Nationala de Ecologie, 22-24 octombrie 2009, Galati.

Bibliografie

Ramsar. (2000). Wise Use of Wetlands. Handbook 1. Gland, Switzerland: Ramsar Convention Bureau.

Asselen, S. Van et al., 2013. Drivers of Wetland Conversion : a Global Meta-Analysis. , 8(11), pp.1–13.

Bassi, N. et al., 2014. Status of wetlands in India: A review of extent, ecosystem benefits, threats and management strategies. Journal of Hydrology: Regional Studies, 2, pp.1–19. Available at: http://dx.doi.org/10.1016/j.ejrh.2014.07.001.

Costanza, R. et al., 1997. The value of the world’s ecosystem services and natural capital. Nature, 387(6630), pp.253–260.

Didier, B., 2015. Ecosystem services. , (March).

Essrg, E.K. & Nmbu, E.G.N., 2013. Non-monetary techniques for the valuation of ecosystem services. , pp.1–5.

Kukkala, A.S. & Moilanen, A., 2013. Core concepts of spatial prioritisation in systematic conservation planning. Biological Reviews of the Cambridge Philosophical Society, 88(2), pp.443–464. Available at: http://www.ncbi.nlm.nih.gov/pmc/articles/PMC3654170/.

Lieth, H., 1975. Primary Productivity of the Biosphere. In H. Lieth & R. H. Whittaker, eds. Berlin, Heidelberg: Springer Berlin Heidelberg, pp. 203–215. Available at: http://dx.doi.org/10.1007/978-3-642-80913-2_10.

Mihai ADAMESCU, Constantin CAZACU, Georgia ARHIRE, Florian NIȚU, Sebastian ȚOC, Costel NEGREI, E.M., 2016. Ghid metodologic pentru evaluarea rapida a serviciilor ecosistemice in ariile protejate din Romania. , (January).

Mitsch, W.J. & Gosselink, J.G., 2000. Wetlands 5th Edition, Wiley.

Vallet, A. et al., 2016. Dynamics of ecosystem services during forest transitions in Reventazón, Costa Rica. PLoS ONE, 11(7), pp.1–18.

Xu, C. et al., 2011. Characterizing wetland change at landscape scale in Jiangsu Province, China. Environmental Monitoring and Assessment, 179(1–4), pp.279–292.

Asselen, S. Van et al., 2013. Drivers of Wetland Conversion : a Global Meta-Analysis. , 8(11), pp.1–13.

Bassi, N. et al., 2014. Status of wetlands in India: A review of extent, ecosystem benefits, threats and management strategies. Journal of Hydrology: Regional Studies, 2, pp.1–19. Available at: http://dx.doi.org/10.1016/j.ejrh.2014.07.001.

Clarkson, B.R. et al., 2014. Wetland ecosystem services. , (January 2017).

Davidson, N.C., 2014. How much wetland has the world lost? Long-term and recent trends in global wetland area. Marine and Freshwater Research, 65(10), pp.934–941. Available at: https://doi.org/10.1071/MF14173.

Hu, J., 2017. Global wetlands : Potential distribution , wetland loss , and status. Science of the Total Environment, (February). Available at: http://dx.doi.org/10.1016/j.scitotenv.2017.02.001.

Mitsch, W.J. & Gosselink, J.G., 2000. Wetlands 5th Edition, Wiley.

Santos-martin, F. et al., 2018. Protecting nature is necessary but not sufficient for conserving ecosystem services : A comprehensive assessment along a gradient of land-use intensity in Spain Protecting nature is necessary but not su ffi cient for conserving ecosystem services : A comprehensive assessment along a gradient of land-use intensity in Spain. Ecosystem Services, 35(November), pp.43–51. Available at: https://doi.org/10.1016/j.ecoser.2018.11.006.

Shoyama, K. et al., 2017. A review of modeling approaches for ecosystem services assessment in the Asian region. Ecosystem Services, 26, pp.316–328. Available at: http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S2212041617301833.

Anexe

Anexa 1. Matricea serviciilor ecosistemice furnizate de LTSER Bălțile Brăilei pentru perioada de referință

Anexa 2. Matricea serviciilor ecosistemice furnizate de LTSER Bălțile Brăilei pentru perioadele: comunistă, post-comunistă și pre-aderare la Uniunea Europeană, perioada actuală

Anexa 2. continuare

Anexa 3. Date statistice relevante pentru evaluarea serviciilor de producție din LTSER Bălțile Brăilei

Anexa 4. Date de producție primară utilizate în calculul indicelui HANPP, utilizarea societății umane a producției primare nete pentru perioada de de referință.

Anexa 5. Date de producție primară utilizate în calculul indicelui HANPP, utilizarea societății umane a producției primare nete pentru perioada de comunistă.

Table 4. Data used in HANPP valuation method for the current period (1990-2006)