Ing. Mădălina MACOVEI [311566]

UNIVERSITATEA TEHNICĂ ”GHEORGHE ASACHI” DIN IAȘI

FACULTATEA DE INGINERIE CHIMICĂ ȘI PROTECȚIA MEDIULUI ”Cristofor Simionescu”

SPECIALIZAREA: MANAGEMENTUL MEDIULUI

LUCRARE DE DISERTAȚIE

Coordonator:

Conf. Dr. Ing. Brîndușa Mihaela SLUSER

Candidat: [anonimizat]. Mădălina MACOVEI

IAȘI, 2018

Evoluția utilizării terenurilor în municipiul Botoșani și influența industrializării asupra calității mediului

rezumat

CUPRINS

Partea I: Studiu de literatură

CAPITOLUL I. UTILIZAREA DURABILĂ A TERENURILOR

1.1. Dezvoltarea durabilă la nivel global

În septembrie 2015, [anonimizat] a fost adoptată Agenda 2030 [anonimizat] – economic, social și de mediu. [anonimizat]. [anonimizat] a oferit o agendă universală cu obiective clare și cuantificabile. Aceasta include un set de 17 Obiective de Dezvoltare Durabilă (ODD) reunite informal și sub denumirea de Obiective Globale. [anonimizat] 15 ani, [anonimizat] 2020. Amploarea Agendei 2030 și natura aspectelor pe care le vizează presupune un grad ridicat de coerență și coordonare a politicilor sectoriale (www.dezvoltaredurabila.gov.ro).

Conceptul de ODD s-a născut la Conferința Națiunilor Unite pentru Dezvoltare Durabilă (Rio+20), în 2012. ODD înlocuiesc cele opt Obiective de Dezvoltare ale Mileniului (ODM) cuprinse în textul Declarației Mileniului adoptată în septembrie 2000 la ONU. În perioada 2000-2015, Declarația Mileniului constituia unica agendă globală în domeniul dezvoltării asupra căreia a existat un acord la cel mai înalt nivel și care includea ținte precise:

Reducerea sărăciei extreme și a foametei.

Realizarea accesului universal la educație primară.

Promovarea egalității de gen și emanciparea femeilor.

Reducerea mortalității infantile.

Îmbunătățirea sănătății materne.

Combaterea HIV/SIDA, a malariei și a altor boli.

Asigurarea sustenabilității mediului.

Crearea unui parteneriat global pentru dezvoltare.

Obiectivele de Dezvoltare ale Mileniului au adus o [anonimizat]. [anonimizat].

Cele 17 Obiective de Dezvoltare Durabilă (ODD) sunt:

[anonimizat].

Foamete „zero” – [anonimizat], îmbunătățirea nutriției și promovarea unei agriculturi durabile.

[anonimizat].

[anonimizat]-a lungul vieții pentru toți.

[anonimizat] a fetelor.

[anonimizat]rabil al apei și sanitație pentru toți.

Energie curată și la prețuri accesibile – Asigurarea accesului tuturor la energie la prețuri accesibile, într-un mod sigur, durabil și modern.

Muncă decentă și creștere economică – Promovarea unei creșteri economice susținute, deschise tuturor și durabile, a ocupării depline și productive a forței de muncă și a unei munci decente pentru toți.

Industrie, inovație și infrastructură – Construirea unor infrastructuri rezistente, promovarea industrializării durabile și încurajarea inovației.

Inegalități reduse – Reducerea inegalităților în interiorul țărilor și de la o țară la alta.

Orașe și comunități durabile – Dezvoltarea orașelor și a așezărilor umane pentru ca ele să fie deschise tuturor, sigure, reziliente și durabile.

Consum și producție responsabile – Asigurarea unor tipare de consum și producție durabile.

Acțiune climatică – Luarea unor măsuri urgente de combatere a schimbărilor climatice și a impactului lor.

Viața acvatică – Conservarea și utilizarea durabilă a oceanelor, mărilor și a resurselor marine pentru o dezvoltare durabilă.

Viața terestră – Protejarea, restaurarea și promovarea utilizării durabile a ecosistemelor terestre, gestionarea durabilă a pădurilor, combaterea deșertificării, stoparea și repararea degradării solului și stoparea pierderilor de biodiversitate.

Pace, justiție și instituții eficiente – Promovarea unor societăți pașnice și incluzive pentru o dezvoltare durabilă, a accesului la justiție pentru toți și crearea unor instituții eficiente, responsabile și incluzive la toate nivelurile.

Parteneriate pentru realizarea obiectivelor – Consolidarea mijloacelor de implementare și revitalizarea parteneriatului global pentru dezvoltare durabilă.

1.2. România și Obiectivele de Dezvoltare

În septembrie 2000, majoritatea statelor lumii, printre care și România, se adunau în jurul unui angajament de reducere a sărăciei globale și salvarea a milioane de vieți.

În momentul adoptării Agendei 2030 pentru dezvoltare durabilă România s-a alăturat liderilor celor 193 de state membre ale ONU la Summit. România susține pe deplin ideea că Agenda 2030 trebuie să fie implementată de către instituțiile locale, răspunzând direct nevoilor cetățenilor. Nevoile, interesele și grijile acestora trebuie să fie soluționate prin definirea unor strategii de dezvoltare locală și națională. Astfel, Guvernul României și-a asumat implementarea acesteia la celmai înalt nivel politic, întemeind, prin Hotărârea Guvernului nr. 313/2017, în cadrul aparatului de lucru al Guvernului, Departamentul pentru Dezvoltare Durabilă (https://www.mae.ro/node/35919).

Până spre sfârșitul anilor 1960 niciun stat european nu a avut definită o politică clară și coerentă a mediului. Pe parcursul ultimilor 30 de ani însă, s-au înregistrat progrese semnificative în stabilirea unui sistem complet de control a calității mediului în cadrul Uniunii Europene. Politica de mediu a UE acoperă o gamă variată de aspecte, de la poluare fonică la prevenirea deșeurilor, la produsele chimice, la rețeaua europeană destinată abrodării dezastrelor mediului, la scurgerile de petrol sau incendiile de pădure.

Conceptul de dezvoltare durabilă a luat naștere acum 30 de ani, ca răspuns la apariția problemelor de mediu și a crizei resurselor naturale, în special a celor legate de energie. Practic, Conferința privind Mediul de la Stockholm din 1972 este momentul în care se recunoaște că activitățile umane contribuie la deteriorarea mediului înconjurător, ceea ce pune în pericol viitorul Planetei.

Câțiva ani mai târziu, în 1983, își începea activitatea Comisia Mondială pentru Mediu și Dezvoltare (WCED), după o rezoluție adoptată de Adunarea Generală a Națiunilor Unite.

În 1985 era descoperită gaura din stratul de ozon de deasupra Antarcticii și, prin Convenția de la Viena a început căutarea unor soluții pentru reducerea consumului de substanțe care dăunează stratului protector de ozon care înconjoară Planeta.

În 1987, în cadrul Raportului WCED de la Brundtland a fost formulată cea mai citată definiție a dezvoltării durabile: “Dezvoltarea durabilă este cea care urmărește nevoile prezentului, fără a compromite posibilitatea generațiilor viitoare de a-și satisface nevoile lor”.

Termenul de dezvoltare durabilă a început să devină, însă, foarte cunoscut abia după Conferința privind mediul și dezvoltarea, organizată de Națiunile Unite la Rio de Janeiro în vara lui 1992, cunoscută sub numele de “Summit-ul Pământului”. Ea a avut ca rezultat elaborarea mai multor convenții referitoare la schimbările de climă (reducerea emisiilor de metan și dioxid de carbon), diversitatea biologică (conservarea speciilor) și stoparea defrișărilor masive. Tot atunci a fost elaborată și Agenda 21 – planul de susținere a dezvoltării durabile.

Dezvoltarea durabilă a devenit un obiectiv și al Uniunii Europeane, începând cu 1997, când a fost inclus în Tratatul de la Maastricht, iar în 2001, la summit-ul de la Goetheborg a fost adoptată Strategia de Dezvoltare Durabilă a UE, căreia i-a fost adăugată o dimensiune externă la Barcelona, în 2002.

În 2005, Comisia a demarat un proces de reviziure a Strategiei de Dezvoltare Durabilă, proces care a cuprins mai multe etape:

în februarie 2005, Comisia a publicat o evaluare inițială și critică la adresa progresului înregistrat din 2001 și a evidențiat o serie de viitoare direcții de urmat. Au fost evidențiate o serie de direcții de dezvoltare non-durabilă care au avut efecte negative: schimbarea climatică, amenințări la adresa sănătății publice, creșterea sărăciei și a excluziunii sociale, epuizarea resurselor naturale și afectarea biodiversității;

în iunie 2005, șefii de stat și de guverne din UE au adoptat o declarație privind liniile directoare ale dezvoltării durabile, care susținea că Agenda reînnoită de la Lisabona este o componentă esențială a obiectivului atotcuprinzător al dezvoltării durabile;

pe 13 decembrie 2005, după consultarea cu mai multe instituții și persoane implicate, Comisia a prezentat o propunere de reviziuire. Se punea accent pe 6 priorități: schimbarea climatică, sănătate, excluziune socială, transport, resurse naturale și sărăcie și erau identificate căile care trebuie urmate pentru a soluționa aceste probleme;

în iunie 2006, a fost adoptată Strategia de Dezvoltare Durabilă pentru o Uniune Europeană extinsă, bazată pe strategia de la Goetheborg și rezultat al procesului început încă din 200 (https://docslide.net/documents/strategia-pentru-o-dezvoltare-durabila-florin.html).

Europa este unul din continentele cele mai intensiv utilizate, cu cea mai mare proporție de terenuri (până la 80%) folosite pentru așezări, sisteme de producție (inclusiv agricultură și silvicultură) și infrastructură. Adesea apar cerințe contradictorii privind folosirea terenurilor, fiind necesare decizii care vor implica soluții de compromis dificile. Există câteva forțe motrice importante pentru folosirea terenurilor în Europa: cererea crescândă de spațiu de locuit pe persoană și legătura dintre activitatea economică, mobilitatea crescută și creșterea infrastructurii de transport duc de obicei la ocuparea de terenuri. Solurile sunt o resursă finită: modul în care este folosit reprezintă una din cauzele principale ale schimbările de mediu, cu impact semnificativ asupra calității vieții și a ecosistemelor, precum și asupra gestionării infrastructurii.

Europa este un mozaic de peisaje, ce reflectă modelul evolutiv al schimbărilor pe care le-a suferit în trecut folosirea terenurilor. Schimbările continuă să ne modifice în prezent peisajele și mediul, lăsând amprente mari și adesea ireversibile asupra folosirii terenurilor. Aproape peste tot apar tensiuni între nevoia societății de resurse și spațiu și capacitatea pământului de a susține și a prelua aceste nevoi. Această situație duce la utilizarea excesivă și la degradarea fără precedent a peisajelor, ecosistemelor și mediului. Prin urmare, este necesară o perspectivă de gestionare pe termen lung.

Planificarea și gestionarea folosirii terenurilor sunt esențiale pentru reconcilierea folosirii terenurilor cu preocupările de mediu. Aceasta este o provocare care implică diverse niveluri de politici și diverse sectoare. Monitorizarea și mediatizarea consecințelor negative ale folosirii terenurilor asupra mediului, concomitent cu susținerea producției de resurse esențiale este o prioritate majoră pentru factorii de decizie din întreaga lume.

Deciziile privind planificarea și gestionarea utilizării terenurilor se iau de obicei la nivel local sau regional. Cu toate acestea, Comisia Europeană are un rol important în asigurarea faptului că toate statele membre iau în considerare preocupările de mediu în cadrul planurilor lor de dezvoltare a utilizării terenurilor și că aplică practicile de management integrat al terenurilor.

Economiile europene depind de resursele naturale, inclusiv de materii prime și spațiu (resurse de teren). Foaia de parcurs pentru o Europă eficientă din punct de vedere al resurselor prezintă problema folosirii terenurilor și a gestionării resurselor de teren ca pe un element esențial în combaterea tendințelor nesustenabile privind resursele. Politicile Uniunii Europene privind adaptarea la schimbările climatice sunt direct relevante pentru actualele și viitoarele practici de folosire a terenurilor și pentru sectoarele economice care depind de acestea. Folosirea terenurilor este, de asemenea, un aspect important de luat în considerare în cadrul multor politici, cum ar fi coeziunea teritorială, urbanismul, agricultura, transportul și protecția naturii. Activitățile Agenției Europene de Mediu se concentrează în special pe evaluările privind schimbările la nivel spațial și de peisaj din Europa prin utilizarea de instrumente de evaluare a terenurilor și a ecosistemului și analize pe baza Sistemelor informatice geografice (GIS). Agenția Europeană de Mediu a fost de asemenea însărcinată să dezvolte un centru de date privind mediul pentru folosirea terenurilor ca o contribuție la Sistemul comun de informații despre mediu pentru Europa (SEIS).

Principala sursă de date a AEM este baza de date Corine land cover care a fost produsă pentru anii 1990, 2000 și 2006. Aceasta se bazează pe cooperarea stabilită cu țările membre AEM și pe Sistemul de monitorizare globală pentru mediu și securitate (GMES). Sunt în curs de dezvoltare seturi de date suplimentare GMES, cum ar fi straturile tematice de înaltă rezoluție selectate și Atlasul urban cu scopul completării seturilor de informații despre ocuparea terenurilor din baza de date Corine.

În colaborare cu Centrul tematic european privind informațiile și analiza spațială (ETC-SIA) AEM elaborează sisteme de referință paneuropene pentru analize spațiale: aplicațiile Sistemului rețelei europene de bazine hidrografice și râuri (ECRINS) și Aplicațiile de evaluare a terenurilor și ecosistemelor (LEAC) contribuie la analiza tematică (de exemplu fragmentarea peisajelor) și la indicatorii relevanți.

Mai multe politici de mediu și regionale ca de exemplu Strategia UE în domeniul biodiversității până în 2020 sau Strategia tematică a UE pentru protecția solului se bazează pe informații pertinente ca și strat fundamental de referință. Serviciul GMES de monitorizare a terenurilor face parte din operațiunile inițiale din 2011 până în 2013 care coordonează actualizarea și îmbunătățirea monitorizării ocupării terenurilor la nivel continental și examinează mai în detaliu procesele locale de ocupare a terenului. Pentru evaluări ale tendințelor viitoare a fost dezvoltată Analiza de mediu de perspectivă a dezvoltării folosirii terenurilor în Europa (PRELUDE): un instrument interactiv care prezintă un set de cinci scenarii diferite de folosire a terenurilor pentru Europa (https://www.eea.europa.eu/ro/themes/landuse/intro).

CAPITOLUL II. AGLOMERAREA URBANĂ ȘI EFECTELE INDUSTRIALIZĂRII

2.1. Aglomerarea urbană și dezvoltarea economică

Revizuirea de mai jos examinează peste 100 de ani de cercetări științifice și evoluția conceptului de aglomerare urbană.

Încă din 1898, savantul urban britanic, pionier al planificării urbane moderne și activistului social Ebenezer Howard, a propus conceptul de "cluster urban" în cartea sa Garden Cities of Tomorrow (Ebenezer, 1902). Acest concept s-a abătut de la focalizarea spațială populară a acelor orașe. Howard a încercat să studieze, ca entitate integrată, organizarea spațială și dinamica internă dintre orașe și mediul rural înconjurător. În viziunea sa asupra peisajului urbanizat, forma urbană nu este doar ariile ocupate de orașe, ci și o zonă care cuprinde mai multe orașe ”de grădină” periferice integrate cu un oraș central. Acest concept a evoluat în cele din urmă în formele timpurii ale modelului urbanistic "Garden City" de aglomerare urbană.

În 1915, sociologul britanic și planificatorul urbanistic umanist Patrick Geddes și-a publicat Cities in Evolution, pe baza cercetărilor sale asupra orașelor din Regatul Unit (Geddes, 1915). Geddes a fost printre primii savanți care au folosit o abordare cuprinzătoare de regionalizare pentru a explora dinamica internă a orașelor și procesul de urbanizare. El a observat coexistența extinderii urbane și supraconcentrarea ambelor orașe și a activităților industriale și economice. Geddes a susținut în continuare că extinderea urbană a fost rezultatul supra-separării dintre orașe și zonele suburbane, în timp ce supraconcentrarea a fost rezultatul localizărilor concentrate care au avantaje evidente în ceea ce privește resursele (precum cărbunele) și facilitățile de transport (cum ar fi intersecțiile între căile ferate , autostrăzi și căi navigabile). Geddes a considerat o astfel de concentrare de urbanizare și activități colective umane ca o nouă formă de dezvoltare a populației. El a prezis că această conurbație/cluster urban va fi tendința viitoare a dezvoltării urbanizării. În analizele sale, el a identificat, de asemenea, șapte zone urbane concentrate și un cluster urban din Londra în Regatul Unit. În aceeași perioadă, clustere urbane nou emergente ar putea fi identificate în regiunea Greater- Paris din Franța, regiunea Berlin-Ruhr din Germania, regiunea Pittsburg-Chicago din Statele Unite și regiunea New York din Statele Unite (Geddes, 1915).

În 1918, savantul urban finlandez E. Saarine a propus teoria descentralizării organice, care a privit orașele ca "entități organice", în lucrarea sa "The City – Its Growth, Its Decay, Its Future" (Lin & Chen, 2003). Saarine a sugerat că dezvoltarea orașelor trebuie să urmeze ordinea de la concentrarea haotică la descentralizarea ordonată. Planul ”The Greater Helsinki Master Plan” s-a bazat pe această teorie. Planuri similare au început să apară în diferite țări, sugerând că studiile asupra clusterelor urbane au atras o atenție sporită.

În 1920, cercetătorii din fosta Uniune Sovietică au propus, de asemenea, o varietate de concepte pentru a descrie gruparea de orașe asemănătoare cu aglomerările urbane. Aceste concepte au inclus zona economică urbană, orașul economic și zona planificată. Cercetătorii precum Bogelade au studiat, de asemenea, procesul de urbanizare și clustering din Ucraina. Acești cercetători au propus un set de indicatori, inclusiv numărul minim de populație din orașul central, numărul minim de locații rezidențiale periferice și distanța de la orașul central până la marginea clusterului, pentru a identifica extensiile spațiale și formele aglomerărilor urbane.

În 1931, Fawcett a susținut că o conurbație, așa cum a propus Geddes în 1915, este un loc al zonelor urbane continue care nu sunt separate de pământurile rurale. Biroul britanic al recensământului a inventat expresia "Agregatele din zona autorității locale", care a definit aglomerarea/conurbația urbană. Acest concept a fost foarte asemănător cu "regiunile metropolitane", la fel ca în recensământul american, "zona urbană", în Noua Zeelandă, și "populația aglomerată", în Franța. Toți acești termeni s-au referit la o concentrare a zonelor urbane care au avut o concentrație mai mare de populație, funcții urbane și peisaj urban.

În 1933, geograful german W. Christaller a propus ”Teoria locului central”, care pentru prima dată a definit sistematic organizarea și structura spațială a unei aglomerări urbane/conurbație (Lin & Chen, 2003). Această teorie nu numai că a pus bazele studiilor urbane, dar a evoluat și ea pentru a fi teoria fundamentală a dezvoltării și analizei regionale.

În 1939, M. Jefferson și G.K. Zipf au studiat amploarea și distribuția spațială a aglomerărilor urbane. Zipf a fost, de asemenea, primul care a introdus modelul de gravitate pentru a analiza spațial interacțiunile între diferitele aglomerări urbane (Lin & Chen, 2003).

În 1957, geograful Gottmann și-a publicat studiul Megalopolis: The Urbanization of the Northeastern Seaboard of the United States, pe baza lucrărilor sale asupra zonelor urbane și a extinderilor lor spațiale în Statele Unite. Termenul "megalopolis" a fost inventat și clar articulat. Gottmann a susținut în continuare că direcția viitoare a urbanizării a fost dezvoltarea și formarea megalopolisurilor, care au fuzionat treptat cu regiunile urbane din apropiere. Gottmann a fost considerat principalul contributor la studiul aglomerărilor urbane. Mai exact, în cartea sa, Gottmann a arătat clar că orașele din nord-estul Statelor Unite erau convenabil dezvoltate de-a lungul principalelor autostrăzi, căi ferate și alte linii principale de transport. Aceste orașe erau adesea foarte conectate, cu o concentrație mult mai mare de lanțuri industriale complete. Gottmann a folosit termenul grecesc "megalopolis", care înseamnă o națiune urbană mare, pentru a descrie așa-numitul coridor BosWash (Kahn & Wiener, 1967), care include cele mai mari orașe din Boston, New York, Providence, Hartford, New Haven, Philadelphia, Baltimore și Washington.

Gottmann a propus ca un megalopolis să îndeplinească următoarele condiții:

1) un megalopolis ar trebui să aibă orașe dens distribuite care să mențină legături strânse socio-economice cu regiunile lor periferice;

2) un megalopolis ar trebui să aibă cel puțin 25 de milioane de oameni cu o densitate a populației de 250/km2 sau mai mult;

3) un megalopolis ar trebui să aibă o infrastructură urbană foarte dezvoltată și eficientă (în special sistemele de transport și comunicații) astfel încât orașele-cheie să fie interconectate în mod firesc;

4) un megalopolis ar trebui să fie una din regiunile centrale ale națiunii și să servească drept nod internațional.

Cu alte cuvinte, un megalopolis este o zonă urbană aglomerată enormă, cu o ierarhie clară centrat pe mai multe nuclee (orașe mari) care sunt apropiate geografic unul de celălalt și interconectate socio-economic.

În 1964, pe baza teoriei dezvoltării economice a lui Rostow, Friedman, în 1973, a dezvoltat un model care descrie dezvoltarea economică și manifestarea sa spațială corespunzătoare. Modelul a fost foarte potrivit pentru a investiga diferitele etape și procese ale dezvoltării aglomerărilor urbane.

În 1968, un savant suedez, Hagerstrand, a propus teoria expansiunii spațiale moderne, care a dat puterea înțelegerii procesului de expansiune spațială a aglomerărilor urbane. Doi ani mai târziu, savantul grec Doxiadis a prezis că toate zonele urbane ar evolua în cele din urmă într-un imens "ecumenopol".

În China, în 1980, Song a propus, de asemenea, conceptul de "oraș-regiune" în Metoda sa de cercetare privind Fundația Economico-Geografică Regională a Dezvoltării Orașelor. Conceptual, o regiune-oraș este o regiune economică cu mai multe centre economice. Ulterior, Zhou a propus conceptul MIR (Metropolitan Inter-locking Region), care era similar cu conceptul de megalopolis. Zhou a remarcat faptul că MIR a fost o regiune rurală mare, integrată, urbană, cu multiple orașe de bază, având o conectivitate socio-economică puternică între nuclee și zone periferice și era adesea localizată de-a lungul unuia sau mai multor coridoare de transport majore. McGee a propus un alt concept similar, desakota (desa înseamnă regiune rurală și kota – orașe), după studiul său asupra urbanizării națiunilor în curs de dezvoltare în Asia de Sud-Est. Lynch a construit conceptul metropolei dispersate. În 1983, Yu și Ning au introdus lucrarea lui Gottmann cu termenul "metropolă" în contextul chinezesc și au stabilit în mod oficial tema și contextul studiilor de aglomerare urbană din China. Toate aceste concepte au urmat îndeaproape designul megalopolis al lui Gottmann dintr-o perspectivă teoretică, deși au provenit dintr-o varietate de setări geografice/regionale diferite. Creșterea în diferite variante ale conceptului megalopolis evidențiază în mod clar o tendință în organizarea spațială și structurile urbanizării către forme urbane mai concentrate, mai bine conectate și mai mari.

Rondinelli a rezumat 7 tipuri de conexiuni în cadrul orașelor-regiuni. McLoughlin a subliniat importanța planificării raționale pentru dezvoltarea durabilă și echilibrată a megalopolisurilor. Centrul Organizației Națiunilor Unite pentru Clusterul uman a inventat termenul "aglomerație urbană" pentru a rezuma toate conceptele care au provenit din sau au fost similare cu megalopolisul lui Gottmann și a remarcat că dezvoltarea globalizării economice și a tehnologiei informației a promovat în mare măsură formarea diverselor aglomerări urbane.

J. Friedman a investigat în detaliu ierarhia și rețeaua în cadrul oricărui sistem urban. Corporațiile multinaționale deseori proiectează diviziunea lor longitudinală a zonelor de producție pe baza structurii ierarhice a sistemelor urbane. În 1989, McGee, Ginsburg și Koppel au explorat în continuare conceptul desakota bazat pe studiile lor despre țările din Asia de Sud-Est. Deși ambele desakota și megalopolis se referă la o formă de clustere urbane, desakota, potrivit studiului de către McGee și colab., se referă în mod specific la o regiune urban-rurală integrată, care conține două sau mai multe orașe de bază legate de sistemele de transport foarte dezvoltate și toate regiunile periferice care pot fi comutate în aceeași zi. Dong a aplicat concepte similare în ”Explorarea inițială a Urbanizării Chinei” și a definit termenul de aglomerare urbană după cum urmează: o "aglomerare urbană sau regiune cluster urbană este un sistem urban în grup, cu ierarhii și tipuri diferite de orașe care apar adesea în zone foarte dezvoltate, regiunile urbane ".

În 1991, Pyrgiotis, Kunzmann și Wegener au studiat sistemul urban în rețea în contextul globalizării economice și al integrării regionale. Ei au susținut că megalopolisul a fost un produs al integrării industriale spațiale și că va evolua pentru a fi nucleul economiei globale.

În 1992, Cui în studiile sale privind dezvoltarea urbană a Chinei, a sugerat că "o aglomerare urbană este esențial diferită de grupurile obișnuite de regiuni urbane dens populate. Aglomerările urbane sunt un sistem urban ordonat care a evoluat de-a lungul industrializării și al dezvoltării regionale centrate pe oraș. Orașele din cadrul unei aglomerări urbane sunt ordonate și au o ierarhie clară și o împărțire a funcțiilor. Clusterele regiunilor urbane dens populate nu sunt adesea legate de industrializare. Interacțiunile dintre diferitele orașe sunt adesea spontane, nu sunt ordonate și lipsite de conectivitate inerentă". Cui a propus în continuare cele trei etape ale dezvoltării aglomerării urbane, și anume, stadiul orașului-regiune, etapa cluster urban și stadiul megalopolis. Yao, Chen și Zhu, în cartea lor "Aglomerarea urbană a Chinei", au definit aglomerările urbane ca un "agregat" de orașe în anumite zone geografice. Aceste orașe variază adesea în funcție de mărime, funcție și caracteristici. Există una sau două mari orașe care acționează ca nucleu și se conectează la celelalte orașe periferice prin intermediul unor rețele de transport și de informare foarte dezvoltate pentru a forma o aglomerație integrată "agregată" sau urbană.

În 1995, Tomita a extins megalopolisul lui Gottmann și a propus în continuare ca raza de deservire a orașelor să definească granița unui megalopolis după o planificare extensivă și o activitate pe teren. Conform acestei definiții, nu numai orașele, ci și zonele rurale au făcut parte din megalopolis.

În 1997, Kipnis a avansat conceptul de megalopolis, afirmând că aglomerările urbane ar trebui să fie nucleele primare pentru post-industrializare, dezvoltarea post-modernizare și stilul de viață. Aglomerările urbane oferă, de asemenea, cel mai încurajator mediu regional pentru inovare și antreprenoriat. Qi și Duan au remarcat faptul că, în ultimele decenii, urbanizarea a arătat o tendință clară de clustering spațială. Prin urmare, înțelegerea adecvată a urbanizării și a dezvoltării urbane necesită o mai mare atenție acestei forme spațiale urbane emergente în loc de orașe individuale. Această formă spațială de urbanizare a regiunii urbane se concentrează mai mult pe fluxurile financiare, materiale și de informații din cadrul extinderii spațiale mai mari și impactul pe care astfel de fluxuri îl are asupra organizării spațiale și a structurilor ierarhice ale sistemelor urbane. Pe baza puterii interacțiunii, autorii au propus o structură tri-strat, semi-concentrică pentru aglomerarea urbană (folosind aglomerația urbană din Shanghai ca studiu de caz în cercetarea lor).

În 1999, Gu, Chai și Cai au oferit o definiție alternativă pentru aglomerările urbane. Ei au susținut în mod specific termenul de "aglomerare", în sensul că grupul de orașe dintr-o anumită zonă este adesea centrat pe unul sau două mari orașe superioare (populație de peste 5 milioane), dar este interconectat ierarhic printr-un transport modern și rețeaua de informații. O aglomerare urbană este adesea caracterizată de procesul său de dezvoltare dinamică, de structura spațială ierarhică asemănătoare rețelei, de continuitate și deschidere, precum și de o atracție, clusterizare, expansiune și radiații puternice între orașele din regiune. Wu a oferit o definiție similară și a afirmat în mod clar că o aglomerare urbană este o "organizare regională urbană completă (din punct de vedere al funcționalității, structurii spațiale, interconectivității etc.)".

În anul 2000, Hu, Zhou și Gu au distins clusterul urban și aglomerările urbane în studiul lor privind gruparea spațială și expansiunea zonelor urbane concentrate de coastă din China. Ei au susținut că un cluster urban subliniază interacțiunea și integrarea între regiunile urbane și rurale, în timp ce o aglomerare urbană este mai mult o uniune și o integrare a orașelor (Fang & Yu, 2017).

Portnov și Erell au sugerat de asemenea că o aglomerare urbană se referă la orașe interconectate care se află într-o distanță comutativă de la unul sau două orașe mari. Aceste orașe mari sau centrale sunt dens populate și extrem de urbanizate. Scott a propus conceptul de "oraș-regiune globală". El a discutat tendința de dezvoltare, teorii și politici ale orașelor-regiuni globale și a aplicat conceptul la studiul dinamicii dezvoltării economice a orașelor din America și Asia. El a constatat că astfel de regiuni urbane la nivel mondial erau similare cu aglomerările urbane, deși acestea vizează dinamica economică și de dezvoltare la nivel mondial.

Wang a investigat traiectoria dezvoltării diferitelor forme urbane și a sugerat că formele spațiale urbane urmează adesea o cale de la orașele individuale la zonele metropolitane, clustere urbane, aglomerări urbane, zone metropolitane mai mari, MIR și eventual un megalopolis. El a inventat termenul "metropolitanizare" pentru a descrie acest proces. Ulterior, Fang și colab. a oferit o altă definiție pentru aglomerarea urbană dintr-o perspectivă mai cantitativă. Cercetările lor au sugerat că o aglomerație urbană este centrat pe un oraș mare, cu trei sau mai multe zone metropolitane sau orașe mari ca fundație. Orașele și zonele intermediare sunt strâns interconectate printr-o infrastructură extrem de dezvoltată de transport și telecomunicații, care formează o entitate urbană compactă, compactă și integrată din punct de vedere regional. Într-o serie de lucrări, Fang și alții au susținut că aglomerările urbane sunt foarte diferite de gruparea simplă a unităților administrative similare. În schimb, aglomerarea urbană este o formă spațială urbană emergentă care este condusă de industriile și populațiile concentrate, o rețea de transport extrem de conectată, un oraș central consolidat și politici favorabile de stimulare regională. Aglomerările urbane sunt, evident, un produs al ultimelor etape ale dezvoltării metropolitane. În 2015, Fang și-a dezvoltat în continuare înțelegerea asupra aglomerării urbane și a susținut că aglomerația urbană permite integrarea distribuției industriale, construcția de infrastructuri, stabilirea pieței regionale, planificarea și construcția urbană și rurală, protecția mediului și construcția ecologică, dezvoltarea și sistemele de securitate socială. Prin urmare, o aglomerare urbană este o comunitate economică și de interes. De asemenea, se sincronizează planificarea master, lanțurile industriale, planificarea urbană și rurală, rețelele de transport, schimbul de informații, concentrarea financiară, marketingul, știința și dezvoltarea tehnologică, protecția mediului și remedierea și construcția ecologică între toate entitățile din spațiul aglomerării. În mod similar, Ni a definit, de asemenea, o aglomerare urbană ca zonă a populației concentrate și a activităților economice care sunt strâns legate printr-o rețea convenabilă de transport și alte infrastructuri.

Teaford a sugerat că interconectivitatea dintre diferite orașe a crescut dramatic datorită productivității sociale dezvoltate și a economiei de piață. O astfel de interconectivitate crescută a diminuat granițele dintre orașe și regiunile periferice. Această interconectivitate a făcut, de asemenea, limitele tradiționale ale orașelor, adesea impuse de nevoile administrative, să fie, în esență, depășite. În cadrul acestor regiuni, mijloacele tradiționale de descriere a diferențelor dintre orașe și zonele rurale sau concentrarea orașelor din regiune nu reușesc să aprecieze pe deplin forma spațială urbană recent dezvoltată. Noi teorii pentru studierea și înțelegerea mai bună a acestei noi forme spațiale urbane necesită o dezvoltare ulterioară (Fang, Yu, 2017).

2.2. Revoluția industrială și transformarea terenurilor

Pentru cea mai mare parte a istoriei omenirii, omul a fost un vânător și culegător; deși utilizarea focului și supra-popularea poate să fi modificat mediul, consecințele acțiunilor sale au fost mici în comparație cu cele ale fermierilor. Plantele și animalele au fost inițial domesticite cu aproximativ 12-10000 de ani în urmă, iar agricultura sedentară a devenit încet cunoscută în majoritatea părților lumii.

Agricultura transformă inevitabil terenul. Producția culturilor necesită îndepărtarea vegetației naturale sau modificarea drastică a acesteia. Astfel, chiar și schimbarea culturii la densități scăzute ale populației, cu perioade de degradare în care pădurea este lăsată să se regenereze, determină modificări în compoziția și structura speciilor vegetației secundare. Cele mai multe alte forme de producție vegetală necesită îndepărtarea aproape completă a vegetației naturale; în zonele de producție a cerealelor în estul Angliei, nu numai că vegetația naturală originală a fost îndepărtată de mult, dar chiar și gardurile vii și copacii izolați care au fost plantați în jurul câmpurilor arabile după incinte sunt acum distruse. Expansiunea lentă a cultivării a redus considerabil pădurile care au acoperit atât de mult Europa medievală (figurile 2.2.1 și 2.2.2), iar pădurea tuturor marilor civilizații agricole a fost mult redusă. Numai în acest secol zona de pădure din Afro-Asia și America de Nord a fost redusă la jumătate.

Figura 2.2.1 – Pădurile din Europa Centrală (anul 900)

Figura 2.2.2 – Pădurile din Europa Centrală (anul 1900)

Cultivarea arabă, în special în cazul în care plugul este principalul mijloc de cultivare, a modificat profund solul prin adăugarea și eliminarea nutrienților din plante, prin reducerea acidității cu var, prin scurgerea umezelii în exces cu ajutorul țevilor subterane, prin înlăturarea pietrelor și prin modificarea structurii solului. Modificări mai importante au fost determinate de eliminarea apei de suprafață. Programele de drenare lungi și minuțioase, în special în versanții englezi, polderii olandezi și lacurile interioare și în Valea Po din nordul Italiei, au transformat pajiștile de apă minerală în terenuri de primă clasă. La fel de profunde au fost schimbările aduse prin aducerea apei în regiunile aride și semi-aride; sistemele de irigare din Irak, Egipt, Pakistan și din alte părți au transformat toate terenurile și peisajele. Pârtiile abrupte și altitudinile mari reprezintă mari obstacole pentru fermier, însă terasarea a făcut posibilă agricultura arabilă în multe părți ale Asiei și Americii de Nord. Agricultura, pe scurt, transformă mediul înconjurător.

De-a lungul istoriei agriculturii, oamenii au modificat în mod constant mediul pentru a facilita producția de culturi și animale. Distrugerea vegetației, salinizarea zonelor irigate slab drenate, eroziunea vântului care rezultă atunci când suprafețele uscate sunt cultivate cu utilaje moderne, sunt toate dăunătoare mediului, precum și multe dintre consecințele utilizării pesticidelor modem și a îngrășămintelor chimice. Este totuși, poate, înțelept să insistăm că toate transformările terenurilor de către agricultori sunt în rău, pentru că multe dintre peisajele cele mai plăcute din punct de vedere estetic și ecologic satisfăcătoare sunt rezultatul interacțiunii lungi și lente a omului cu mediul. Este de asemenea posibil să ne amintim că o viziune pesimistă asupra avansării agriculturii ar fi putut fi adoptată în orice moment în ultimii 10000 de ani. Transformarea terenului nu este nouă, chiar dacă forțele modemului pentru schimbare sunt mult mai puternice.

În timp ce creșterea generală a populației a fost o cauză majoră atât a extinderii zonei arabile, cât și a intensificării agriculturii, schimbările în distribuția populației au fost, de asemenea, importante; în special creșterea urbană (creșterea populației orașelor) și urbanizarea (o creștere a procentului populației care trăiește în orașe).

Până în perioada modernă, randamentele pe hectar și producția pe om au fost scăzute în Europa și în alte părți – ceea ce înseamnă că puține societăți ar putea susține mulți oameni care nu erau ocupați cu agricultura. Astfel, orașele erau relativ puține în număr, orașe foarte mari erau rare (Tabelul 2.2.1) și doar o mică parte a populației erau implicate în alte activități decât agricultura, iar populația urbană reprezentau o mică parte din populația totală (Tabelul 2.2.2). Astfel, la sfârșitul secolului al XVIII-lea, patru cincimi din populația Franței s-au angajat în agricultură, iar această proporție a fost semnificativ mai mică în Marea Britanie și Țările de Jos.

Tabelul 2.2.1 – Numărul de orașe de dimensiuni specifice în Europa, anii 1500-1800 (J. de Vries, 1981)

Tabelul 2.2.2 – Proporția populației totale a Europei în orașe de 10 000 și peste (J. de Vries, 1981)

Numărul mic al populației urbane a Europei a fost o funcție nu numai a productivității scăzute în agricultură, ci și a costului ridicat al transportului de alimente; costurile supraterane au fost deosebit de ridicate, iar cerealele rar s-ar fi mutat la mai mult de 35 km; costurile de circulație pe apă au fost considerabil mai scăzute. Nu este surprinzător faptul că majoritatea orașelor europene se aflau pe râuri, iar marile orașe înainte de secolul al XIX-lea au fost invariabil porturi, deoarece costul transportului maritim al produselor alimentare pe mare era de aproximativ opt din cel al mersului pe uscat (Grigg, 1982b).

Creșterea orașelor – și în special a fiecărui cluster de orașe, ca și în Țările de Jos sau în orașe foarte mari, cum ar fi Parisul, Londra, Napoli sau Roma – au avut o influență profundă asupra agriculturii din hinterlandul lor. Cererea de hrană în orașe a însemnat existența unei piețe gata, iar comercializarea agriculturii a avut loc pentru prima dată în aceste regiuni. Valoarea ridicată a terenurilor a dus la predominarea fermelor mici, iar terenul a fost în curând stins, pentru ca fertilitatea solului să poată fi menținută prin aducerea gunoiului de grajd și a altor deșeuri din oraș. Agricultura a fost intensă, iar produsele în general de bunuri de valoare înaltă. Aceste regiuni au fost printre primii care au adoptat inovații, au avut acces la capitalul din orașe și, în general, au fost paza avansată în îmbunătățirea agriculturii. Acest lucru sa întâmplat în special în nordul Italiei în secolele al XIV-lea și al XV-lea, în Țările de Jos în secolele XV, XVI și XVII, și în hinterlandul Londrei și Parisului în secolele XVIII și XIX. Wilhelm Abel a descris aceste regiuni mici. Și puțin influența lor a fost. În figurile 2.2.3 și 2.2.4, cercurile reprezintă nu numai mărimea relativă a populației în orașe de peste 10 000, ci și suprafața terenurilor agricole care era necesară pentru hrănirea orașelor. În anul 1500 (figura 2.2.3) doar o mică parte a Europei a fost influențată direct de orașe; chiar și în 1800, în ajunul revoluției industriale, zonele mari au rămas dincolo de influența inovatoare a orașelor (Figura 2.2.4).

Figura 2.2.3 – Dimensiunile populației relative ale orașelor cu mai mult de 10000 de persoane (anul 1500)

Figura 2.2.4 – Dimensiunile populației relative ale orașelor cu mai mult de 10 000 de persoane (anul 1800)

Din 1800, țările dezvoltate ale lumii au trecut prin procesul de industrializare (Wiley & Sons Ltd, 1987).

2.3. Industrializarea: noțiuni generale

"Industrializarea" este un nume generic pentru un set de procese economice și sociale legate de descoperirea unor modalități mai eficiente de creare a valorii. Aceste modalități mai eficiente se regăsesc împreună sub denumirea de "industrie" sau "sectorul secundar" (sectorul primar al activității economice care se referă la agricultură, vânătoare, pescuit și extracția resurselor și sectorul terțiar referitor la servicii). Începând cu sfârșitul secolului al șaptesprezecelea, activitatea industrială și-a extins dramatic amploarea și scara, pe măsură ce procesul de fabricare a început să înlocuiască producția. Din punct de vedere istoric, studiile de industrializare s-au ocupat în primul rând de perioada cunoscută ca Revoluția Industrială, deși în geografie acest domeniu de cercetare a fost punctul central al multor geografi economici interesați de logica contemporană a peisajului economic mondial.

Folosind criteriul abruptității schimbării, se pot distinge două tipuri de schimbări economice: evenimente (schimbări singulare rapide) și procese (modificări cumulative prelungite). Industrializarea este un proces, nu un eveniment. Un proces este o proprietate emergentă a unui sistem (țară sau regiune) care rezultă dintr-o colecție de evenimente care împărtășesc o serie de asemănări și care se desfășoară într-un timp mai lent decât cel al evenimentelor sale componente. Dacă un antreprenor deschide o instalație industrială într-o regiune agrară diferită, acel eveniment singular nu poate fi etichetat drept industrializare. Dacă o colecție de evenimente de același fel dobândește o semnificație suficientă pentru economia locală, cercetătorii și factorii de decizie politică au dreptul să se refere la acesta la un nivel superior de generalizare, adică pot vorbi despre un proces de industrializare care schimbă fața acestei economia regională.

În primul rând, trebuie să se facă distincția între creșterea economică cantitativă și schimbările economice calitative. Dacă o regiune deja industrială este martor la deschiderea unor noi fabrici industriale, este inadecvat să etichetați acel set de evenimente ca industrializare. În schimb, trebuie să ne referim la aceasta ca la o continuă creștere industrială sau la o creștere economică. Conceptul de "industrializare" ar trebui să se limiteze la schimbările economice calitative care apar atunci când o economie agrară devine într-o asemenea măsură afectată de deschiderea noilor instalații industriale încât devine înșelătoare să continuăm să ne referim la aceasta ca pe o economie agrară. Cu alte cuvinte, industrializarea este o proprietate emergentă a unui sistem economic, un salt calitativ rezultat din agregarea spațială a unei colecții de evenimente economice.

În al doilea rând, trebuie să se acorde atenție măsurării pragului peste care devine oportun să se vorbească despre un proces de industrializare care are loc. Dacă un singur eveniment industrial singular nu constituie, în sine, un proces de industrializare, când are sens să se refere la un astfel de proces? Geografii, economiștii, istoricii și sociologii industrializării au fost destul de nepăsători în abordarea lor față de această problemă de măsurare, bazându-se pe raționament la fel de mult ca și pe punctele cantitative limitate specifice. Există trei modalități majore de a decide dacă o economie națională sau regională efectuează industrializarea. Prima necesită o comparație a contribuției relative la produsul intern brut al sectorului secundar (industria prelucrătoare) față de cea a sectorului primar (agricultura, pescuitul, vânătoarea și extracția materiilor prime). Al doilea compară procentul forței de muncă angajate în industrie față de agricultură. Al treilea este mai subiectiv, dar și mai geografic, în măsura în care evaluează amploarea industrializării prin simpla observare a peisajului unei regiuni. Deoarece activitățile industriale necesită o schimbare drastică a peisajului fizic (de exemplu, capital fix sub formă de medii construite), acestea sunt mai ușor de observat decât mai multe procese sociale subtile, cum ar fi exploatarea, rasismul sau stratificarea socială (Simandan, 2009).

2.4. Urbanizarea: noțiuni generale

Cele mai intense interacțiuni dintre ființe umane și mediul înconjurător au loc în orașe și periferiile lor. Urbanizarea provoacă schimbări în utilizarea terenului, în același timp determinând creșterea încărcăturilor ecologice datorită extinderii utilizării energiei și a resurselor și impactului asupra sănătății umane și a ecosistemelor.

Interacțiunile umane cu mediul sunt cele mai intense în orașe. Efectele umane asupra mediului global vor fi în mare parte efecte urbane. Efectele asupra mediului ale orașelor se vor întinde pe glob, deoarece cererile lor de hrană, apă și energie le leagă de periferie atât în zonele apropiate, cât și în cele îndepărtate. Datorită concentrării dense și a amplorii activităților umane din orașe, efectele chiar și a unei mici modificări a impactului negativ asupra mediului pe cap de locuitor pot avea efecte cumulative la nivel global la nivel global. Schimbarea utilizării terenurilor este rezultatul urbanizării și, în același timp, este cauza numărului de probleme de mediu urbane, reflectând interacțiunile directe și indirecte dintre activitățile umane și mediul natural (Imura și alții).

Urbanizarea a fost susținută de creșterea rapidă a economiei mondiale, a proporției de produs mondial brut, a lucrătorilor din întreprinderile industriale și de servicii. La nivel global, agricultura a îndeplinit cerințele acestei populații urbane în creștere rapidă, inclusiv alimentele care consumă mai multă energie, teren, apă și emisii de gaze cu efect de seră. Prin urmare, chestiunile esențiale în ceea ce privește agricultura și urbanizarea sunt dacă cererile în creștere și în schimbare pentru produsele agricole din populațiile urbane în creștere pot fi susținute, asigurând în același timp prosperitatea agricolă și reducerea sărăciei rurale și urbane. La acestea se adaugă necesitatea de a reduce emisiile de gaze cu efect de seră și de a consolida rezistența agriculturii și dezvoltării urbane la impactul schimbărilor climatice (Satterthwaite și alții, 2010).

Odată cu creșterea activităților antropice, emisia de poluanți atmosferici a crescut substanțial, afectând direct și indirect oamenii, animalele și plantele, deoarece acestea sunt încorporate în corpurile de apă, în sol și în culturile alimentare. Traficul și activitățile industriale din economiile emergente afectează calitatea aerului în zone largi în care nu există deloc măsurători de poluare. Principalele probleme de poluare a aerului apar în centrele urbane și industriale, dar pot fi observate și în locații îndepărtate datorită activităților agricole, mineritului și transportului pe distanțe lungi a contaminanților. Poluarea cu poluanți toxici persistenți, cum ar fi metalele grele, este o preocupare deosebită în întreaga lume datorită creșterii continue a emisiilor (J.H. Rodriguez și alții, 2011).

Urbanizarea rapidă în multe țări din întreaga lume a devenit o preocupare majoră datorită efectelor sale dăunătoare asupra mediului. Cu toate acestea, variabilitatea considerabilă înconjoară integritatea ecologică generală a mediului cu urbanizarea, astfel încât nivelurile echivalente de urbanizare să poată fi asociate cu o gamă largă de scoruri de indicatori ecologici. De exemplu, pantele și pragurile efectelor de urbanizare diferă în mediul urban și rural. Dezvoltarea antropogenă datorată urbanizării este, de asemenea, un alt impact regional asupra structurii și funcției ecosistemului. Utilizarea terenului și acoperirea terenului (LULC), asociată dezvoltării urbane, este considerată unul dintre cele mai deranjante procese deoarece provoacă schimbări dramatice în ciclul natural al energiei și material al ecosistemelor și influențează modelele climatice mezoscale, condițiile climatice locale, biodiversitatea și resursele de apă. Mai multe studii au descris schimbări în compoziția și structura comunităților ecologice asociate utilizării terenurilor. Studiile recente indică faptul că indicatorii ecologici pot include creșterea concentrației de gaze cu efect de seră în atmosferă, degradarea aerului și pierderea terenurilor agricole, pădurile și biota distinctă. Cu toate acestea, o înțelegere mai exactă a efectelor ecologice asupra mediului din urbanizare este o sarcină dificilă, măsurarea acesteia fiind destul de complexă fără un set de indicatori adecvați. Această complexitate este puțin probabil să fie capturată de un singur model. În anii trecuți, studiile privind efectele ecologice asupra mediului induse de urbanizare au fost efectuate în principal în bazine hidrografice și zone fragile ecologice, concentrându-se asupra zonelor urbane și a zonelor metropolitane. O serie de abordări au fost aplicate într-un management regional al mediului, evaluarea adecvării urbane, prognozarea schimbărilor de mediu cu extinderea urbană, inclusiv modelarea dinamică a sistemelor, analiza scenariilor, proiectarea input-output, simularea transformării terestre, modelul CA și predicția rețelelor neuronale și unele evaluări ecologice inclusiv NPP, amprente ecologice, modelul energetic. Cu toate acestea, ecologia urbană s-a concentrat în principal asupra studiilor biologice ale tipologiilor de habitate și asupra studiilor multi-ecologice din centrul orașului (Liu et al., 2011).

Locuitorii urbani se bazează pe spații verzi, inclusiv parcuri, păduri urbane, grădini rezidențiale și alte spații deschise pentru nevoile zilnice de recreere și pentru mai multe alte servicii ecosistemice. Astăzi, se înțelege că spațiile verzi din mediul urban (UGS) sunt esențiale pentru orașele bine funcționale și viabile. Acestea: (1) joacă un rol în recreere și sănătate, susținând viața de zi cu zi; (2) contribuie la conservarea biodiversității; (3) contribuie la identitatea culturală a orașului; (4) oferă locuri pentru experiențe naturale; (5) să contribuie la menținerea și îmbunătățirea calității mediului înconjurător al orașului; (6) aduc soluții naturale la problemele tehnice din orașe (de exemplu, tratarea apelor reziduale, reglementarea inundațiilor).

Deși se știu foarte multe despre avantajele spațiilor verzi din mediul urban pentru orașe, dezvoltarea, gestionarea și întreținerea acestora rămâne o provocare. Această provocare se datorează mai multor motive: (1) UGS sunt, în general, o prioritate scăzută în multe țări, atât la nivel național, cât și la nivel local și există bugete financiare limitate pentru acestea; (2) se accentuează tot mai mult nevoia unei dezvoltări mai intense în zonele urbane, concentrată în jurul conceptului de "oraș compact" de înaltă densitate, ca model pentru viitoarele orașe din Europa, ceea ce ridică întrebări cu privire la modul și locul în care să se încadreze verde spații în acest model; și (3) se pune accentul pe dezvoltarea siturilor industriale dezafectate care rezultă din tendința generală de a dispărea industria și transportul feroviar în zonele centrale ale orașelor și recunoașterea faptului că dezvoltarea urbană mai intensă poate uneori să implice sacrificarea UGS existente.

Perspectiva asupra zonelor urbane este adesea mutată spre impactul negativ pe care acestea îl au asupra ecosistemelor, de la scară locală la cea mondială, și de fapt multe aspecte ale schimbării globale își au originile acolo. De exemplu, o mare parte din dioxidul de carbon din gazele cu efect de seră este emisă din zonele urbane majoritatea emisiilor fiind legate de activitățile locuitorilor urbani care necesită combustibili fosili, cum ar fi producția industrială, traficul, încălzirea sau producția de ciment, dar și la perturbarea și modificarea solului și a vegetației prin urbanizare. Orașele au fost privite în mod tradițional în opoziție cu adjective precum "natural", "pristine" sau "sălbăticie”. Deși orașele ar putea să apară ca deșerturi de beton doar fără viață, ele pot conține ecosisteme bogate și diverse. Chiar și ecosistemele puternic modificate, cum ar fi parcurile, generează o varietate de servicii ecosistemice în beneficiul locuitorilor urbani (Strohbach & Haase, 2014).

Ținând cont de faptul că majoritatea oamenilor trăiesc astăzi în zonele urbane și că zonele urbane sunt "puncte fierbinți ale schimbării globale" importanța unei mai bune înțelegeri a acestor sisteme devine evidentă. Schimbările climatice, expansiunea populației urbane și presiunile asupra dezvoltării afectează deja mediul urban ca și locuitorii acestuia și vor reprezenta o serie de provocări pentru planificarea urbană și luarea deciziilor în viitor. De exemplu, cetățenii pot întâmpina impactul schimbărilor climatice cel mai direct în orașe, cu impact major, incluzând temperaturi în creștere și valuri de căldură, reducerea calității aerului, evenimente și răspunsuri biologice la un climat în. Urbanizarea este un proces neîntrerupt și dinamic legat de numeroase presiuni interconectate, cum ar fi transformarea terenurilor, sigilarea solului, densificarea zonelor construite, creșterea traficului și poluarea aerului și scăderea spațiilor verzi din mediul urban, toate reprezentând provocări semnificative pentru funcționalitatea ecosistemului și bunăstarea umană în întreaga lume. Orașele și zonele urbane se schimbă într-un ritm rapid și se anticipează că până în 2050 se vor dubla dimensiunile populației până la 6,5 ​​miliarde de locuitori, determinând schimbări rapide în dinamica socială, ecologică și infrastructură a sistemelor urbane. Unele dintre provocările cu care se confruntă cei care iau decizii urbane implică crearea unor căi de tranziție urbane viabile pentru asigurarea echitabilă a aerului proaspăt și curat, a apei potabile disponibile, a energiei și alimentelor la prețuri rezonabile, a spațiului de agrement de înaltă calitate și a unui mediu mai rezistent (”Advancing understanding of the complex nature of urban systems” – Jurnalul Ecological Indicators 70 (2016) 566–573).

Viața în orașe necesită o creștere a cantităților de Servicii Ecosistemice (SE), sub formă de alimente, apă potabilă, aer curat și recreere. În același timp, urbanizarea este un factor din ce în ce mai important al schimbării utilizării terenurilor și al pierderii biodiversității. În contextul declinului generalizat al serviciilor ecosistemice, punerea în aplicare a sistemelor de guvernare care asigură o livrare pe termen lung și utilizarea SE reprezintă una dintre cele mai mari provocări pentru orașele din secolul XXI. Spațiul în orașe este limitat, iar cererea de SE din spațiile verzi este de obicei mult mai mare și mai diversă decât în zonele rurale. În timp ce cunoștințele științifice despre SE din spațiile verzi din mediul urban sunt în creștere, SE rămân puțin implementate în politica urbană și în guvernare. Guvernarea spațiilor verzi din mediul urban – adică aranjamentele, structurile și procesele instituționale prin care oamenii din societăți iau decizii și împărtășesc puterea – se caracterizează prin mai multe straturi de procese informale de luare a deciziilor. În cele din urmă, pierderea, conservarea și restaurarea spațiului verde și SE asociate depind de importanța pe care o au în planificarea utilizării terenurilor – o zonă centrală a guvernanței SE în orașe (Langemeyer, Haase et al., 2016).

Urbanizarea rapidă și creșterea populației sunt în prezent dominante în dezbaterea științifică, deoarece acestea duc la schimbări semnificative în utilizarea terenurilor și în declinul mediului. Evaluarea impacturilor legate de creșterea urbană, cum ar fi creșterea suprafețelor etanșe, extinderea urbană, congestionarea traficului și segregarea rezidențială, este importantă și necesară nu numai pentru înțelegerea impactului asupra mediului, ci și pentru sprijinirea implementării unor forme mai durabile de dezvoltare urbană. Cu toate acestea, apar noi provocări, deoarece creșterea urbană nu mai reprezintă calea de dezvoltare exclusivă a orașelor. Supraaglomerarea este o cale de dezvoltare care se răspândește pe scară largă în întreaga lume. Procesul a început, de exemplu, în vechile regiuni industriale ale Europei (Anglia de Nord, Scoția Clyde, Lorraine, zona Rin-Ruhr), pe porțiuni mari de țări post-socialiste europene și în "centura de rugină" din SUA. Scăderea recentă a avut loc și în orașele din Japonia și Africa de Sud.

Supraaglomerarea nu este un fenomen nou în măsura în care a avut loc deja în timpul crizelor economice, războaielor, revoluțiilor și transformărilor sistemice, precum și al catastrofelor epidemice sau de pericol cu ​​pierderi ulterioare ale populației. Ca fenomen de durată la nivel mondial, aceasta a devenit o provocare pentru politica și planificarea urbană. Liderii politici locali și oficialii de planificare consideră dificilă gestionarea supraaglomerării; în multe locuri, liderii locali nu sunt în măsură să facă față acestei situații. Știința socială a făcut progrese considerabile în ultimii ani în înțelegerea constelațiilor specifice ale șoferilor și lanțurilor de efect produse prin supraaglomerării sistemelor urbane. Cu toate acestea, având în vedere condițiile dinamice din punct de vedere social, demografic și economic în prezent, supraaglomerarea este un proces subevaluat în modelarea utilizării terenurilor (Haase, 2012).

CAPITOLUL III. UTILIZAREA DURABILĂ A TERENURILOR: CRITERII ȘI METODE DE EVALUARE

3.1. Introducere

Prin utilizarea terenurilor (land use, în engleză) se înțelege orice intervenție umană ciclică sau permanentă pentru satisfacerea nevoilor omului asupra resursei, naturale sau artificiale, cunoscute sub denumirea de teren. Este deci o acțiune a omului asupra ecosistemelor terestre naturale, desfășurată sistematic, cu scopul de a obține beneficii sau servicii. Omul devine parte inerentă a ecosistemului terestru și acționează astfel ca să-l dirijeze, să-l folosească în avantajul lui.

Utilizarea terenului implică întotdeauna o arie specifică, astfel că poate fi considerată ca un concept geografic, cu atât mai mult cu cât în diferite regiuni din variate zone naturale se ajunge la diferite modele spațiale de utilizare a terenurilor. Aceste modele spațiale sau teritoriale rezultă de fapt din diferite raporturi care se stabilesc între necesitatea omului de a acționa asupra terenurilor pentru procurarea celor necesare pentru trai în condiții cât mai avantajoase, pe de o parte, și accesibilitatea și capacitatea terenurilor de a fi eficient utilizate în acest scop, pe de altă parte.

Clasificarea terenurilor reprezintă o grupare a unităților de sol-teren pe baza evaluării solurilor și a condițiilor de mediu în anumite scopuri.

Conceptul de teren integrează patru laturi distincte:

latura ecologică, referitoare la condițiile dezvoltării plantelor;

latura tehnologică, privitoare la posibilitățile și modurile de lucrare a terenului;

latura economică, ce sesizează capacitatea de producție a solului și eficiența;

latura geografică, de component al peisajului agricol.

În România se folosesc mai multe categorii de folosință a terenurilor, redate în tabelul 3.1 (Ciobanu, 2004).

Tabelul 3.1 – Categoriile de folosință a terenurilor în România (După N. Florea, 2003)

3.2 Analiza multi-criterială (MCA – Multi-Criteria Analysis)

Metoda este descrisă de către Sophie Schetke și Dagmar Haase în articolul Multi-criteria assessment of socio-environmental aspects in shrinking cities. Experiences from eastern Germany, din jurnalul Environmental Impact Assessment Review 28 (2008) 483–503.

O analiză multi-criterială (MCA) permite integrarea aspectelor variate ale unei probleme și consideră conflictele de interese ale diferitelor părți în cadrul unui proces de planificare. În ceea ce privește definirea unei stări durabile a unui sistem sau a unei regiuni urbane, Nijkamp și Ouwersloot sugerează un cadru critic (sau minim) al zonei de cercetare utilizând valorile-țintă critice (CTV) în scopul evaluării (figura 3.2.1).

MCA este un instrument util pentru implementarea conceptului de dezvoltare durabilă la nivel regional atunci când este integrat în planificarea spațială. Pe lângă MCA, Sistemele suport de Susținere a Deciziilor (DSS) reprezintă un alt instrument în planificarea urbană prin gruparea alternativelor de planificare și a cunoștințelor științifice, precum și prin facilitarea consensului părților interesate. În consecință, o abordare combinată a celor două instrumente (MCA și DSS) oferă gestionarea eficientă cantitativă a problemelor de decizie spațială. Cu toate acestea, instrumentul nu oferă un răspuns obiectiv în sensul "ce să facă cel mai bine", dar sprijină factorii de decizie prin identificarea în primul rând a criteriilor de decizie (durabile) și, pe de altă parte, prin evaluarea opțiunilor de acțiune care se referă la aceste criterii și, în al treilea rând, prin fuziunea analitică a evaluărilor. Ei sintetizează tehnicile de evaluare cu metodele de judecată și formează o bază analitică solidă pentru analiza deciziei.

Figura 3.2.1 – Obiectivele minim acceptate utilizate pentru evaluare (modificate în conformitate cu Nijkamp et al., 2002).

A = nu există motive de preocupare

B = fi foarte atent

C = tendință inversă

D = oprește creșterea/scăderea în plus

Fiecare dimensiune se raportează la criterii, iar indicatorii respectivi sunt de natură cantitativă și calitativă. Un catalog de indicatori interdisciplinari cu reguli clare de cuantificare este una dintre cele mai importante rezultate ale acestei lucrări (a se vedea tabelul 3.2.1: ecuații și evaluare). Fiecare indicator are o dimensiune spațială, iar întregul catalog este asociat GIS pentru a-l lega cu ușurință entităților și scenariilor spațiale, care sunt utilizate predominant în procedurile de planificare.

Tabelul 3.2.1 – Codul indicatorilor multicriteriali și regulile de calificare

3.1.1 Indicatori pentru medii în scădere

Indicatorul matrice

Indicatorul matrice reprezintă o valoare obținută prin suprapunerea mai multor matrici și rezolvarea acestora având ca punct de plecare dimensiunea durabilității (Ds), respectiv criteriul (Cs) (Ec. (1)):

unde DS este dimensiunea respectivă a durabilității și CS criteriul respectiv.

Fiecare criteriu constă într-un set de indicatori cuantificabili de sustenabilitate (Ec. (2)):

unde IS reprezintă indicatorul.

1) Dimensiunea ecologică:

Calitatea solului: Utilizarea resurselor de sol reprezintă unul dintre aspectele cele mai sensibile din ecologia urbană. Calitatea solului și îndeplinirea funcțiilor solului depinde în mod semnificativ de gradul de transformare și de impermeabilitate. Etanșarea solului și, prin urmare, o degradare a calității acestuia este un factor tipic în fiecare proces de urbanizare. Privind supraaglomerarea, pierderea structurii urbane și revitalizarea zonelor sigilate reprezintă oportunități de recuperare parțială a calității solului. Prin urmare, acest criteriu este utilizat pentru a evalua aceste impacturi (pozitive) ale supraaglomerării asupra resurselor solului.

Hidrologia, echilibrul apei: Suprafața terenurilor trebuie să îndeplinească mai multe funcții care sunt foarte relevante pentru ecosistemul urban și extrem de vulnerabile la conversie. Aceste funcții, cum ar fi regenerarea apelor subterane, reținerea apei de precipitații sau filtrarea poluanților depind de gradul de impermeabilitate. Urbanizarea diminuează în mod normal aceste funcții. Din nou, procesul de supraaglomerare oferă modalități de a le recâștiga și, astfel, contribuie la redresarea limitată a sistemului biofizic urban.

Calitatea mediului urban: În zonele urbane dens populate, demolarea clădirilor este considerată ca având în principal efecte pozitive asupra spațiilor verzi din mediul urban. Dar nu numai cantitatea de noi spații verzi trebuie monitorizată. Trebuie examinată calitatea acestora și, astfel, o contribuție pozitivă la ecosistemele urbane, pe de o parte, și calitatea vieții cetățeanului, pe de altă parte.

Cantitatea de verde urban determină potențialul infrastructurii urbane verzi pentru a îndeplini cu succes cererile rezidenților. Este, de asemenea, relevant pentru bunăstarea unui ecosistem urban și pentru capacitatea sa de a asigura habitate adecvate. Contextul supraaglomerării urbane oferă, de asemenea, perspective pentru a obține mai mult verde urban. Prin urmare, acest criteriu este evaluat în ceea ce privește persistența acestuia (= oferta de funcții recreative și prevenirea fragmentării habitatelor; www.urge-project.ufz.de; URGE, 2004).

2) Dimensiunea socială:

Aprovizionarea cu energie verde: Spațiile verzi urbane sunt resurse rare care necesită protecție. Ei sunt în căutare să îndeplinească diferite funcții, cum ar fi recreerea și să determine calitatea vieții rezidenților. În acest context, supraaglomerarea urbană oferă noi opțiuni pentru conservarea spațiilor verzi din mediul urban și depășirea unei potențiale subdezvoltări a zonelor de agrement. Trebuie să se măsoare și să se evalueze nu numai disponibilitatea și persistența, ci și proprietățile spațiilor verzi, cum ar fi dimensiunea, înălțimea și distanța față de case/drumuri, pentru a deveni relevante în scopuri recreative.

Populație: Evaluarea structurii populației este un criteriu important pentru vizualizarea și evaluarea efectelor reînnoirii și supraaglomerarii urbane. În special în ceea ce privește supraaglomerația, migrația în afara țării și îmbătrânirea se întâmplă să influențeze structura populației. În cartierele examinate, aceste aspecte prezintă o mare incertitudine. Același lucru este valabil și pentru difuzarea (deja existentă) a rețelei sociale. În acest context, cele două întrebări au fost ridicate, în primul rând, dacă există o schimbare a declinului populației care rezultă din demolare și, în al doilea rând, dacă este în curs de desfășurare o integrare a locuitorilor în planificarea urbană.

Infrastructura: Ca urmare a scăderii numărului de locuitori și a pierderii substanței de locuit, fluxul și accesibilitatea facilităților de infrastructură socială și tehnică sunt în flux. Aceste facilități determină deseori calitatea vieții locuitorilor și calitatea urbană a unui cartier (standardele de mediu datorate grupului de lucru BBW, ExWoSt – "Orașele viitoare" (Schöning și Borchard, 1992). Prin urmare, reducerea acestuia înseamnă un impact negativ major a supraaglomerării asupra cetățenilor.

Materiale și locuințe urbane: Supraaglomerarea urbană nu este determinată doar de o scădere a populației totale, ci este, de asemenea, detectabilă din cauza scăderii construcțiilor, din cauza locurilor vacante rezidențiale. Pentru a se ajunge la concordanță cu supraaglomerarea, demolarea și renovarea sunt implementate. În consecință, acest criteriu nu se aplică numai monitorizării schimbărilor cantitative și calitative ale fondului locativ, ci și transferării indicatorilor aferenți care monitorizează condițiile de viață ale locuitorilor locali.

Selecția datelor de intrare și analiza rezultatelor

Disponibilitatea datelor privind dezvoltarea urbană, de exemplu în orașul Leipzig, Germania este destul de bună. Tabelul 3.1.2- indică datele explicite spațial utilizate pentru MCA și evaluarea impactului respectiv. Compilarea bazei de date pentru cele două zone de testare, East Leipzig și Grünau, date analoge și digitale au fost utilizate în principal pentru a obține o imagine inițială a calității globale a datelor la nivel de cartier, bloc și clădire.

În plus, atunci când datele digitale nu oferă o imagine completă a situației curente sau a schimbării de la o stare anterioară la cea actuală, s-au efectuat compilații de date de teren sub formă de cartografiere. Tabelul 3.1.3 oferă o imagine de ansamblu asupra clasificării înalte a grădinilor urbane care a fost creată prin cartografiere. În ciuda cheltuielilor de timp și de buget, eforturile de a crea o bază de date detaliată în spațiul urban deschis sunt foarte importante pentru a evalua impactul pe scară largă a utilizărilor terenului (unități) alternative.

Intervierea experților

O colecție vastă de date care indică aprovizionarea cu infrastructură socială a fost importantă pentru a ilustra impactul supraaglomerării asupra sectorului social. Deoarece aceste date individuale sunt rareori sau incomplet publicate pentru o singură vecinătate, este necesar un interviu suplimentar de experți. Astfel, au fost realizate o serie de patru interviuri, nu pentru a obține o viziune cantitativă, ci pentru a obține cunoștințe calitative și relevante cu privire la modul în care procedurile de demolare au evoluat efectiv, planurile viitoare (încă neimprimate) privind închiderea școlilor și grădinițelor în respectivele zone de testare și, în cele din urmă, pe dezvoltarea de verdeață care nu a putut fi detectată prin teledetecție sau prin cartografierea câmpului. Aceste cunoștințe au contribuit la stabilirea datelor pentru unii dintre acești indicatori. Pentru interviuri (1) au fost alese departamentele municipale de amenajare a teritoriului și (2) departamentul municipal de locuințe și reconstrucție urbană a orașului Leipzig, (3) agenția municipală pentru educație și (4) directorii raionali.

Tabelul 3.2.2 – Datele utilizate

Tabelul 3.1.3 – Clasele de utilizare a terenurilor și verdele urban asociat

Integrarea utilizând modelul FLAG

Integrarea finală a tuturor indicatorilor pentru ambele dimensiuni ale durabilității – sociale și de mediu – a fost realizată utilizând modelul FLAG calculat de software-ul SAMISOFT 1.0.0. Modelul FLAG analizează scenarii în legătură cu standardele predefinite. Funcționează cu valorile pragului critic menționate în secțiunea 3.1, unde fiecare indicator este clasificat în funcție de costurile sau valorile sale de utilitate (tipul indicatorului, figura 7). Cu alte cuvinte, această tipificare a indicatorilor oferă informații dacă creșterea sau scăderea valorii indicatorului are un impact pozitiv sau negativ asupra sistemului care face obiectul anchetei.

În cadrul abordării FLAG, valorile indicatorilor calculați sunt stabilite pe fundalul valorilor standard (normale de referință) (CTVmin), valorilor țintă (CTV) și valorilor maxime (CTVmax). Pe lângă stabilirea valorilor prag pentru indicatorii cantitativi, integrarea indicatorilor calitativi, cum ar fi "persistența școlilor", a fost posibilă prin FLAG, prin simpla indicare a valorilor pragurilor superioare și inferioare 0, 1 și 2. Incertitudinile datorate estimării sau calculului indicatorului sunt recunoscute de sistemul FLAG, deoarece acesta definește un spațiu de valabilitate și nu o valoare concretă care trebuie să fie potrivită.

Figura 3.1.1 – Modelul FLAG – flux de lucru

Figura 3.1.2 – Schimbarea modelului structural în cartierele în scădere 2002-2020 (LG = Leipzig-Grünau, LE = Leipzig de Est).

3.3. Analiza decizională multi-criterială (MCDA – Multi-Criteria Decision Analysis)

Metoda este descrisă de către Johannes Langemeyer, Erik Gómez-Baggethun, Dagmar Haase, Sebastian Scheuer și Thomas Elmqvist în articolul Bridging the gap between ecosystem service assessments and land-useplanning through Multi-Criteria Decision Analysis (MCDA), din jurnalul Environmental Science & Policy 62 (2016) 45–56.

Analiza decizională multi-criterială (MCDA) este un proces în mai multe etape care constă într-un set de metode de structurare și formalizare a proceselor decizionale într-o manieră transparentă și consecventă. Aceasta permite compararea alternativelor decizionale bazate pe un set de criterii de evaluare cărora li se pot aplica ponderi diferite. Datorită capacității sale de a evalua compromisurile și de a satisface pluralismul de valoare, MCDA a fost propusă ca instrument pentru o evaluare integrată a serviciilor ecosistemice. Cu toate acestea, în comparație cu alte instrumente de sprijin pentru luarea deciziilor, cum ar fi analiza cost-beneficiu (ACB), aplicarea sa la evaluările serviciilor ecosistemice a fost limitată.

Majoritatea evaluărilor SE de către MCDA pot fi descrise în șase etape majore:

Definirea problemei (inclusiv amploarea și domeniul de aplicare);

Analiza și angajamentul părților interesate;

Definirea alternativelor de planificare;

Definirea și evaluarea criteriilor SE și a indicatorilor corespunzători;

Selectarea și ponderarea criteriilor SE;

Prioritizarea alternativelor.

În cele ce urmează, se vor explica în detaliu fiecare dintre acești pași, ilustrând modul în care literatura de specialitate privind MCDA a SE i-a tratat la un nivel conceptual și metodologic.

Definiția problemei (scară și domeniu)

Etapa inițială a evaluării SE de către MCDA este definirea problemei în scopul și amploarea acesteia. Toate studiile pornesc de la o problemă clar definită. De exemplu, într-un studiu de caz din Belgrad (Serbia), selectarea unui plan de management pentru un parc forestier urban; într-un studiu de caz din Western Cape (Africa de Sud), prioritizarea siturilor geografice pentru curățarea speciilor invazive. Problemele abordate pot fi împărțite în două grupe majore:

Evaluarea politicilor alternative, a planurilor sau a practicilor de management;

Selecția siturilor geografice, de exemplu, în alegerea celor mai potrivite (și rentabile) situri pentru măsuri de restaurare sau protecție;

Majoritatea studiilor aplică MCDA la problemele definite la scară spațială diferită, de la designul biotopului urban la piețele globale de lemn. Evaluările pe scară mai largă sunt mai rare, posibil ca o consecință a necesității unor definiții și limite clare ale problemelor necesare aplicațiilor MCDA. Deoarece beneficiile SE se acumulează la scară spațială, acest aspect necesită în continuare atenție suplimentară a cercetării. O planificare eficientă a livrării SE în orașe necesită priorități pe scară spațială, definind care SE ar trebui să fie produse la nivel local, regional și global (cf. Kabisch și Haase, 2014).

Analiza și implicarea părților interesate

A doua etapă a abordărilor MCDA la evaluările SE privește luarea în considerare a părților interesate. Analiza și implicarea părților interesate se desfășoară în aproximativ 3/4 din studii și mulți cercetători subliniază importanța implicării părților interesate și recomandă o analiză aprofundată a părților interesate. Unii autori notează necesitatea unor protocoale standardizate pentru evaluarea și integrarea valorilor părților interesate în politică și guvernare (Gould et al., 2015; Kabisch, 2015). Potrivit acestor autori, angajamentul cu părțile interesate, inclusiv actorii locali și cetățenii, ar trebui să fie un continuu în procesul politic și iar protocoalele standardizate ar trebui să se asigure că valorile divergente, inclusiv cele deținute de minorități precum migranții și vârstnicii, sunt luate în considerare în planificarea urbană a utilizării terenurilor (Kabisch și Haase, 2014). Studiile demonstrează un potențial de combinare a MCDA cu abordări deliberative (TEEB, 2010). Au fost utilizate abordări deliberative în cadrul MCDA pentru a se angaja cu părțile interesate în diferite etape ale procesului politic. De exemplu, adoptă o abordare deliberativă:

de a crea o înțelegere comună a problemei;

de a dezvolta alternative de decizie;

de a defini valorile părților interesate atribuite SE.

3. Definirea alternativelor

Politica spațială verde cere adesea selectarea locațiilor geografice pentru a informa acțiuni precum curățarea speciilor invazive, sau prioritizarea investițiilor de restaurare. În astfel de cazuri, locațiile geografice devin alternativele de selecție. Alternativele sunt de obicei reprezentate de pixeli unici și evaluați cu ajutorul sistemelor de informații geografice (GIS). Alternativele spațiale explicite sunt folosite în aproximativ jumătate din studiile revizuite. Abordarea la scară mică a lui Grêt-Regamey și colab. (2013) definește alternative bazate pe combinații de caracteristici ecologice, cum ar fi peluze, arbori și elemente de apă. Dintre aceste caracteristici, utilizările terenurilor care răspund cel mai bine la valorile și obiectivele părților interesate sunt identificate. Inițial utilizat pentru proiectarea unui parc urban în orașul Masdar (Abu Dhabi), această abordare pare potrivită pentru situațiile de decizie la scară mică, în care interesele părților interesate nu sunt de așteptat să fie conflictuale.

Evaluarea politicii și a planificării are loc, de obicei, sub formă de alternative diferențiate spațial, cum ar fi alternativele de schimbare a utilizării terenurilor (de exemplu, Birkel et al., 2012). În cadrul acestui tip de studii, definirea alternativelor reflectă de multe ori obiective divergente ale părților. Astfel de situații implică de obicei un număr mai restrâns de alternative politice mai elaborate.

Definirea criteriilor

În MCDA, trebuie definite criterii clare pentru a evalua caracterul adecvat al diferitelor alternative. Studiile revizuite utilizează, cel puțin inter alias, efectele asupra SE ca criterii de evaluare, chiar dacă majoritatea studiilor acoperă doar o mică parte din SE (de exemplu, Grêt-Regamey și colab., 2013). Această alegere metodologică este adesea motivată de lipsa datelor SE specifice contextual, care, la rândul său, indică o provocare importantă pentru efectuarea evaluărilor SE prin intermediul MCDA. Această lipsă de informație poate fi deosebit de dificilă pentru zonele urbane, unde evaluările SE nu primesc decât recent o atenție deosebită (Haase et al., 2014). În cadrul MCDA explicită din punct de vedere spațial, criteriile și indicatorii aferenți sunt direct corelați cu structura ecosistemului, de exemplu sub formă de date privind utilizarea terenului și acoperirea terenului (de exemplu, Grêt-Regamey et al., 2013). Descrierile spațiului explicit ale structurii ecosistemului reprezintă baza pentru a ține seama de eterogenitatea spațială în aprovizionarea SE. De exemplu, Jackson și colab. (2013) simulează dispozițiile SE potențiale bazate pe caracteristicile altitudinii, utilizării terenurilor și solului.

Studiile care nu sunt explicite din punct de vedere spațial derivă de obicei criterii de evaluare din procesele și serviciile ecosistemice. De exemplu, Cork și Proctor (2005) utilizează criterii de evaluare bazate pe filtrarea sedimentelor, controlul eroziunii, calitatea apei, deversările de apă, precum și potențialele pentru generarea SE culturală, criteriile de evaluare din procesele și serviciile ecosistemice, în timp ce Seidl și colab. (2011) și Schwenk și colab. (2012) utilizează un model de pădure și de ocupare pentru păsările terestre, respectiv pentru a estima impactul politicilor asupra ES. Din punct de vedere teoretic, s-a argumentat că incertitudinile și riscurile legate de impactul politicilor pot fi abordate prin creșterea transparenței și prin susținerea unei integrări mai largi a expertizei, experienței și punctelor de vedere ale factorilor interesați în luarea deciziilor. Evaluările MCDA ale proceselor și serviciilor ecosistemice pot implica considerații ale schimbărilor neliniare, riscuri, incertitudini, praguri și limite de siguranță (Langemeyer, 2016).

Selectarea și ponderarea criteriilor

Valorile pe care oamenii le atribuie SE sunt cele mai des luate în considerare prin procesul de selectare și ponderare a criteriilor de evaluare. Studiile de genul Cork și Proctor (2005) implică mai multe părți interesate în selectarea criteriilor de evaluare, în timp ce alte studii se bazează pe judecata experților. Greutățile atașate criteriilor de evaluare sunt de obicei derivate prin evaluarea SE, deși folosirea greutăților nu este necesară în MCDA; studiile nu aplică valori și nici nu iau în considerare valorile SE. Cu toate acestea, pentru o evaluare integrată a SE, atașarea greutăților la criteriile de evaluare poate fi o modalitate intuitivă de a integra valorile SE în procesele politice.

Selecția criteriilor de evaluare poate fi interpretată conceptual ca definirea beneficiilor pe care oamenii le obțin din SE în cadrul unei anumite alegeri de guvernare. Cu toate acestea, concentrarea asupra beneficiilor și valorilor cetățenilor poate fi, de asemenea, o limitare inerentă în luarea deciziilor participative (de exemplu, prin referendumuri). Karjalainen și colab. (2013) compară abordările experților și ale cetățenilor cu privire la selectarea criteriilor și reluarea faptului că cetățenii tind să se concentreze asupra beneficiilor pe termen scurt, în timp ce experții iau în calcul mai mult SE ca active viitoare și "valori de asigurare". Astfel, indicând necesitatea ca cetățenii să fie bine informați cu privire la posibilele efecte pe termen lung ale deciziilor date asupra mediului.

Prioritizarea alternativelor

Comparația și prioritizarea alternativelor în studii au urmat trei abordări diferite. În primul rând, procesul de ierarhie analitică este folosit pentru a structura procesele decizionale, obiectivele, criteriile și valorile rangului și pentru a prioritiza o alternativă. În al doilea rând, compararea prin perechi evaluează întotdeauna două alternative pentru fiecare dintre criterii până când se furnizează un clasament complet al tuturor alternativelor. În cele din urmă, regulile de agregare bazate pe funcții de valoare sunt utilizate în majoritatea studiilor, în special cele care efectuează evaluări explicite spațiale. Metodele cu funcția de valoare sunt (similare cu CBA) bazate pe ipoteza epistemologică că se poate găsi o singură alternativă optimă; și alternativele sunt fie comparate prin agregarea liniară, adică suma tuturor valorilor SE normalizate sau prin abordări punctuale ideale care utilizează suma diferențelor normalizate și o performanță de criterii ideale (Langemeyer, 2016).

O analiză critică în selectarea unei reguli adecvate de agregare se referă la asumarea compromisurilor între SE. Cele mai multe studii, și anume cele care utilizează abordări bazate pe funcțiile bazate pe valori, permit compromisuri puternice, în cazul în care oferta scăzută a unui ES poate fi compensată pe deplin de performanțele mai ridicate ale unui alt ES. Astfel de abordări compensatorii nu sunt adecvate în cazul în care este dată "necomensurabilitatea categorică" (ibid.). Incomensurabilitatea poate afecta aspecte culturale, cum ar fi valorile religioase și spirituale, ale căror pierderi nu pot fi compensate prin creșterea numărului altor ES sau a bunurilor vitale cum ar fi apa curată. Chiar dacă sunt luate în considerare valori ale cetățenilor, valorile incomensurabile de tranzacționare pot submina acceptarea unei guvernări ecologice care provoacă opoziția socială. În cazul în care se poate aștepta un astfel de conflict, abordările pereche-comparate sunt mai promițătoare. Abordarea NAIADE, aplicată în cadrul studiului de către Oikonomou et al. (2011), a fost conceput pentru a face față relațiilor de compromis într-o manieră transparentă și poate beneficia de teste empirice suplimentare.

3.4. Estimarea impactului utilizărilor actuale ale terenurilor

Metoda este descrisă de Nina Schwarz, Annette Bauer și Dagmar Haase în articolul Assessing climate impacts of planning policies — An estimation for the urban region of Leipzig (Germany), din jurnalul Environmental Impact Assessment Review 31 (2011) 97–111.

Metoda de estimare a impactului utilizărilor actuale ale terenurilor, precum și a politicilor de planificare locală și regională este constituită din două etape: în primul rând, a fost elaborat un set de hărți privind utilizarea terenurilor actuale și viitoare. În acest scop, politicile de amenajare a teritoriului local și regional au fost asamblate și transformate în hărți de utilizare a terenurilor. În al doilea rând, s-au stabilit metode de estimare a doi indicatori pentru reglementarea climei locale din hărțile de utilizare a terenurilor: emisivitatea suprafeței terenurilor și evapotranspirația.

Legarea hărților de utilizare a terenurilor și a acestor indicatori a condus la hărți ale reglementării locale actuale și viitoare privind clima pentru zona studiului de caz. Metoda poate fi utilizată de către practicieni pentru a-și evalua politicile.

3.5. Evaluarea reglementării neconcordanțelor serviciilor ecosistemice (SE) pe baza standardelor de calitate a mediului

Metoda este descrisă de Francesc Baró, Dagmar Haase, Erik Gómez-Baggethun și Niki Frantzeskaki în articolul Mismatches between ecosystem services supply and demand in urbanareas: A quantitative assessment in five European cities, din jurnalul Ecological Indicators 55 (2015) 146–158.

Acest studiu oferă o abordare metodologică nouă pentru a evalua reglementarea neconcordanțelor serviciilor ecosistemice (SE) pe baza standardelor de calitate a mediului și a obiectivelor politicii. Standardele de calitate a mediului (SCM) indică relația dintre calitatea mediului și bunăstarea umană. Astfel, acestea pot fi utilizate ca valoare prag minimă comună pentru a determina dacă diferența dintre oferta și cererea de SE este problematică pentru bunăstarea umană.

Abordarea metodologică include trei etape principale: (1) selectarea standardelor de calitate a mediului (SCM), (2) definirea și cuantificarea indicatorilor SE și ofertei, și (3) identificarea și evaluarea neconformităților SE în baza SCM, ținând seama de anumite criterii suplimentare.

În timp ce indicatorii de aprovizionare a SE estimează fluxul unui SE utilizat sau livrat efectiv, indicatorii cererii SE exprimă cantitatea de reglementare necesară în raport cu standardul.

Abordarea s-a dovedit a fi adecvată pentru reglementarea SE de purificare a aerului și a reglementării globale a climei, pentru care există standarde sau obiective bine stabilite la nivel de oraș. Cu toate acestea, aplicabilitatea sa la reglarea temperaturii urbane a SE s-a dovedit a fi mai problematică datorită constrângerilor scalabile și dependente de utilizator.

3.6. Evaluarea impactului utilizării terenurilor în zonele urbane

Metoda este descrisă de Henning Nuissl, Dagmar Haaseb, Martin Lanzendorf și Heidi Wittmerd în articolul Environmental impact assessment of urban land use transitions – A context-sensitive approach, din jurnalul Land Use Policy 26 (2009) 414–424.

Acest articol prezintă un cadru conceptual pentru evaluarea impactului tranziției utilizării terenurilor în zonele urbane care evidențiază modul în care pot fi obținute astfel de informații. Acest cadru include diferențierea a două niveluri de evaluare a impactului: nivelul unității funciare unice și nivelul contextului care ia în considerare impactul regional și agregat al tranziției utilizării terenurilor legate de contextul spațial. Cadrul conceptual oferă o bază pentru dezagregarea obiectivelor naționale (supra-) de politică națională în ceea ce privește utilizarea terenurilor, diminuarea acestora la nivel regional și, astfel, clarificarea implicațiilor explicite din punct de vedere spațial ale politicilor de utilizare a terenurilor.

3.7. Relaționarea dintre factorii determinanți ai sănătății copiilor și zonele naturale dintr-un oraș

Metoda este descrisă de Nadja Kabisch, Dagmar Haase și Matilda Annerstedt van den Bosch în articolul Adding Natural Areas to Social Indicators of Intra-Urban Health Inequalities among Children: A Case Study from Berlin, Germany, din jurnalul International Journal of Environmental Research and Public Health.

În această lucrare, s-au analizat potențialele relații intra-urbane dintre factorii determinanți ai sănătății copiilor, rezultatele și zonele naturale din Berlin, Germania. În special, indicatorii de sănătate, cum ar fi deficitele dezvoltării vizo-motorice la copii, sunt legate de indicatori de mediu, cum ar fi acoperirea zonelor naturale, suprafața naturală pe cap de locuitor și distanța față de zonele naturale; cu toate acestea, acești indicatori sunt, de asemenea, corelați cu determinanții sociali ai sănătății.

Abordarea metodologică utilizată în acest studiu a inclus analize bivariate și multivariate pentru a explora relațiile dintre inegalitățile în materie de sănătate și parametrii sociali, socio-economici și de utilizare a terenurilor. Rezultatele la nivel subregional au indicat existența unei corelații între ariile naturale și factorii determinanți ai sănătății sociale, ambele manifestând un anumit tipar spatial intrinsec. În special, un procent mai mic de acoperire a ariei naturale a fost corelat cu deficitele în dezvoltarea vizo-motorică. Cu toate acestea, rezultatele cu procentajul de acoperire a ariilor naturale și a zonelor naturale pe cap de locuitor cu supraponderare din copilărie nu au fost concludente. Nu s-a constatat o corelație semnificativă a procentului de acoperire a zonelor naturale și a excesului de greutate, în timp ce s-au constatat valori corelative negative semnificative între zona exterioară și cea naturală pe cap de locuitor. Acest lucru a fost identificat în special în raioanele cu condiții sociale mai scăzute.

Pe de altă parte, districtele cu cele mai înalte condiții sociale aveau nivelurile relativ scăzute de imunizare completă a rujeolei. Acest studiu poate facilita munca în domeniul sănătății publice prin identificarea zonelor urbane în care trebuie acordată prioritate consolidării resurselor și acțiunilor de sănătate și solicită, de asemenea, includerea zonelor naturale printre indicatorii de sănătate socială inclusi în instrumentele de inegalitate în materie de sănătate intra-urbane.

3.8. Patch matrix model (PMM) și modelul de gradient (GM)

Cele două modele sunt descrise de Angela Lausch, Thomas Blaschke, Dagmar Haase, Felix Herzog, Ralf-Uwe Syrbe, Lutz Tischendorf și Ulrich Walz în articolul Understanding and quantifying landscape structure – A review on relevant process characteristics, data models and landscape metrics, din jurnalul Ecological Modelling 295 (2015) 31–41.

Pentru cuantificarea și modelarea tiparelor de peisaj, patch matrix model (PMM) și modelul de gradient (GM) sunt concepte fundamentale ale ecologiei peisajului. În timp ce modelul PMM a fost coloana vertebrală a progresului în ecologia peisajului, acesta poate împiedica, de asemenea, înțelegerea cu adevărat universală a relațiilor de proces-model.

PMM descrie structurile peisajelor ca un mozaic de zone omogene delimitate discret. Acest lucru necesită simplificări și presupuneri care pot duce chiar la erori care se propagă prin analize ulterioare și pot reduce capacitatea noastră de a înțelege efectele structurii peisajului asupra proceselor ecologice. Prin urmare, trebuie să fie evaluate abordările alternative pentru a reprezenta structura peisajului. GM reprezintă caracteristicile continue ale suprafeței fără o vegetație arbitrară sau o clasificare a utilizării terenurilor și, prin urmare, nu necesită delimitarea zonelor discrete cu granițe ascuțite. Prin urmare, GM oferă o reprezentare mai realistă a unei caracteristici specifice de suprafață. În lucrare PMM și GM sunt comparate cu privire la perspectivele și limitările lor. Sunt prezentate sugestii privind utilizarea potențială și implementarea ambelor abordări pentru analiza modelului de proces.

Procesul ecologic și antropic însuși și caracteristicile sale supuse investigației sunt decisive pentru: (i) selectarea indicatorilor discreți și/sau continuu, (ii) tipul abordării cantitative de analiză a modelului care trebuie utilizată (PMM/GM) și (iii) datele și scara necesară analizei. Caracteristicile proceselor și efectele lor asupra caracteristicilor modelului în spațiu și timp sunt decisive pentru aplicabilitatea PMM sau a abordării GM. O ”hemeroby” joasă (naturalețe ridicată și presiune umană scăzută asupra peisajelor) permite o heterogenitate internă ridicată în spațiu și în timp în cadrul modelelor. Asemenea peisaje pot fi capturate cu abordarea GM. O ”hemeroby” mare reduce heterogenitatea în spațiu și timp în cadrul modelelor. Pentru astfel de peisaje recomandăm modelul PMM.

3.9. Impactul deciziilor umane asupra modelelor de modificare a utilizării terenurilor (LUC)

Metoda este descrisă de Steffen Lauf, Dagmar Haase și Birgit Kleinschmit în articolul Linkages between ecosystem services provisioning, urban growth and shrinkage – A modeling approach assessing ecosystem service trade-offs, din jurnalul Ecological Indicators 42 (2014) 73–94.

Obiectivul acestei lucrări a fost de a utiliza o combinație a modelelor Land Use-Change – Modificarea utilizării terenurilor (LUC) și ESA. În acest sens, lucrarea se concentreaza asupra impactului deciziilor umane asupra LUC și asupra consecințelor pentru SE. În acest context, s-a testat un scenariu de creștere și supraaglomerare în ceea ce privește poziția dominantă conform căreia supraaglomerarea este, în general, legată în mod pozitiv de SE. Pentru cuantificarea și compararea legăturilor SE s-au utilizat mai mulți indicatori SE. S-a propus un cadru ESA care a abordat următoarele aspecte la scară locală și regională: (1) comparație scenariu, (2) integrarea legăturilor SE (sinergii, compromisuri), (3) AEC cu mai multe criterii, pe baza tranzițiilor de utilizare a terenurilor, și (4) contribuția pentru sprijinirea procesului de luare a deciziilor și înțelegerea sistemului prin intermediul punctelor 1-4.

3.10. Cartografierea și evaluarea relațiilor dintre capacitatea Serviciilor Ecosistemice, fluxul și cererea, cu accent pe identificarea cererii nesatisfăcute

Metoda este descrisă de Francesc Baró, Ignacio Palomo, Grazia Zulian, Pilar Vizcaino, Dagmar Haase și Erik Gómez-Baggethun în articolul Mapping ecosystem service capacity, flow and demand for landscape and urban planning: A case study in the Barcelona metropolitan region, din jurnalul Land Use Policy 57 (2016) 405–417.

Acest studiu avansează un cadru pentru cartografierea și evaluarea relațiilor dintre capacitatea SE, fluxul și cererea, cu accent pe identificarea cererii nesatisfăcute. Cadrul a fost testat în regiunea metropolitană Barcelona, în Spania, având în vedere două aspecte esențiale relevante pentru populația urbană: purificarea aerului și recrearea în aer liber. Pentru ambele SE, au fost elaborați indicatori spațiali ai capacității, fluxului, cererii și cererii nesatisfăcute utilizând modele bazate pe procuri și procese. Rezultatele au aratat o structură spațială consistentă a tuturor acestor componente de-a lungul gradinetului urban-rural pentru cele două SE evaluate. Debitul ambelor SE au loc în principal în zonele verzi periurbane, în timp ce cele mai mari valori ale capacității s-au găsit în zonele protejate situate la marginea regiunii metropolitane. După cum era de așteptat, cererea SE și cererea deosebit de nesatisfăcută s-a aflat, în cea mai mare parte, în miezul urban principal (adică, Barcelona și orașele adiacente). De asemenea, evaluarea a aratat că actualul instrument de planificare a peisajului pentru regiunea metropolitană a protejat în cea mai mare parte zonele cu capacitate mare de a furniza SE, dar ar fi putut conduce la scăderea fluxurilor SE în zonele periurbane din cauza viitoarelor dezvoltări urbane. S-a considerat că cartografierea capacității, fluxului și cererii SE poate contribui la integrarea cu succes a abordării SE în planificarea peisajelor și urbanismului, deoarece oferă o imagine completă a procesului de livrare SE, luând în considerare atât factorii ecologici, cât și cei sociali. Cu toate acestea, s-au identificat trei aspecte principale care ar trebui abordate mai bine în cercetările viitoare: (1) îmbunătățirea indicatorilor cererii SE utilizând metode participative; (2) integrarea pragurilor ecologice în analiză; și (3) utilizarea unei abordări pe mai multe niveluri, care să acopere atât nivelurile de planificare locală și regională, cât și interacțiunile dintre ele.

3.11. Analiza diversității reglementărilot serviciilor ecosistemice

Metoda este descrisă de Neele Larondelle, Dagmar Haase și Nadja Kabisch în articolul Mapping the diversity of regulating ecosystem services in European cities, din jurnalul Global Environmental Change 26 (2014) 119–129.

Aceast studiu a prezentat prima analiză a diversității reglementării serviciilor ecosistemice (SE) – variabilele cheie pentru sustenabilitatea mediului înconjurător și schimbarea într-o epocă urbană – într-o parte importantă a lumii urbane, Europa urbană. S-a planificat primul model pan-european de reglementare a serviciilor ecosistemice în zonele centrale urbane și zonele lor de interes asociate și s-au discutat datele pe fundalul istoriei dezvoltării terenurilor și al culturii de planificare a fiecărui oraș. După selectarea a peste 300 de orașe, s-a folosit baza de date Atlas Urban și o metodă simplă de calcul pentru a mapa trei servicii ecosistemice de reglementare. Rezultatele principale ale acestui studiu demonstrează (a) o distribuție eterogenă a reglementării serviciilor ecosistemice în orașele europene; (b) diferențe considerabile de provizii între orașele centrale și hinterland (zona putin locuita); (c) o grupare a regiunilor europene în funcție de potențialul acestora pentru servicii ecosistemice urbane furnizarea și (d) o clasificare a aprovizionării cu servicii ecosistemice pentru orașele europene. Au existat diferențe considerabile în serviciile ecosistemelor urbane în țările nordice, cum ar fi Suedia și Finlanda, care sunt bogate în furnizarea de servicii ecosistemice în comparație cu Regatul Unit și Belgia, care, similar orașelor spaniole și grecești, au caracteristici scăzute în furnizarea de servicii ecosistemice. Rezultatele au oferit prima imagine de ansamblu a serviciilor de reglementare în Europa urbană a UE și au servit la informarea deciziilor privind aspectele cheie ale viitoarei politici și strategii europene care implică natura urbană, spațiile verzi și sănătatea.

CAPITOLUL IV. DELIMITAREA SISTEMULUI EVALUAT

4.1. Date geografice și climatice

Județul Botoșani este situat din punct de vedere geografic în extremitatea nord-estică a României, având ca vecini Ucraina și, respectiv, Republica Moldova. Fiind cuprins între râurile Siret la vest și Prut la est, cel de-al doilea formând granița României cu Republica Moldova, județul Botoșani se învecinează doar cu două județe ale Moldovei, și anume: la vest cu județul Suceava, iar la sud cu județul Iași.

Județul Botoșani are o bogată rețea hidrografică formată din râurile Siret, Prut, Jijia, Bașeu, Sitna și unii afluenți mai mici, pe cursul cărora s-au amenajat 148 de lacuri, cu o suprafață de 3 600 ha, iar pe râul Prut, la frontiera cu Republica Moldova, s-a construit un important nod hidrotehnic (Stânca Costești).

Cuprinzând între limitele sale un teritoriu de 4 986 km2 ce aparține părții de nord a Podișului Moldovei, județul Botoșani ocupă locul 29, ponderea în totalul teritoriului național fiind de 2,1%.

Este cel mai nordic județ al țării, cu cel mai nordic oraș – Darabani și cea mai nordică localitate – Horodiștea.

Coordonate geografice:

paralela 47024’16” N (Prăjeni);

paralela 48016’06” N (Horodiștea);

meridianul 27024’02” E (Dersca);

meridianul 27024’32” E (Pleșani-Călărași).

4.1.1. Relief și climă

Relieful județului Botoșani prezintă diferențe de altitudine relativ reduse, de la 587 m, punctul culminant în Dealu Mare – Tudora la limita cu județul Iași, la 57 m pe valea Prutului la Santa Mare. Cu toată amplitudinea de peste 500 m, relieful este în cea mai mare parte a județului puțin proeminent, prezentând văi largi, interfluvii netede și pante reduse. Câmpia Moldovei, care ocupă cea mai mare parte a teritoriului, cu altitudini ce nu depașesc 150 metri și Dealurile Siretului, localizate în partea vestică, cu înălțimi medii de 400 metri.

Sub aspect climatic, județul Botoșani se încadrează în zona de climă temperat continental.

4.1.2. Hidrografia

Apele subterane. Caracteristicile litologice ale teritoriului au favorizat acumulări de ape subterane la diverse adâncimi și cu debite variate, putând fi deosebite două mari categorii: ape subterane captive (sau de adâncime) și ape subterane libere.

Apele de suprafață din cadrul județului sunt reprezentate de râuri și lacuri și aparțin a două mari bazine hidrografice: Siret și Prut. Bazinul râului Prut ocupă 88% din suprafața județului, iar 12% este ocupat de bazinul râului Siret, situat în partea vestică a județului. Repartiția pe bazine hidrografice se prezintă astfel: B.H. Prut – 4 382 km2, B.H. Siret – 603 km2. Lungimea rețelei hidrografice codificate este 2 054 km. Siretul formează limita de vest a județului pe o lungime de 107 km și primește pe stânga o serie de afluenți mici ce nu depășesc 15 km în lungime: Molnița, Valea Huțanilor, Bahna, Vorona, ș.a.

Râul Prut formează limita de nord și est a teritoriului pe o distanță de 194 km, pornind pe dreapta afluenții: Ghireni (21 km), Volovăț (45 km), Bașeu (106 km), Corogea (29 km), Jijia (121 km, pe teritoriul județului). Dintre afluenții de ordinul II ai Prutului, respectiv de ordinul I ai Bașeului și Jijiei, menționăm: Podriga (36 km), Bodeasa (26 km), Sărata (15 km), Buhaiu (17 km), Ibăneasa (42 km), Sitna (65 km), Miletinul (51 km în teritoriul județului).

Lacurile completează rețeaua hidrografică a județului, majoritatea fiind create prin bararea văilor. Pe teritoriul județului Botoșani există cca. 150 lacuri, în mare parte folosințe piscicole, dar și surse de alimentare cu apă în scop potabil pentru un număr important de localități.

În privința zonării hidrografice, județul Botoșani se încadrează în două mari zone: cu umiditate moderată corespunzătoare Podișului Sucevei și cu umiditate deficitară corespunzătoare Câmpiei Moldovei.

4.1.3. Demografia

Conform Institutului Național de Statistică, la data de 1 iulie 2012, județul Botosani avea o populație de 440 968 locuitori:

Tabel 4.1.3.1 – Date demografice

Tabel 4.1.3.2 – Populația pe categorii de localități la 1 iulie 2012

4.1.4. Organizarea administrativ-teritorială

Suprafața totală a județului Botoșani este de 4 986 km2 din care: 5 orașe, 2 municipii, 71 comune și 333 sate.

Figura 4.1.4 – Rețeaua de localități a județului Botoșani

Tabel 4.1.4 – Organizarea administrativ-teritorială a județului Botoșani

*)Notă: Date provizorii

4.1.5. Activități industriale și agricole

În județul Botoșani populația ocupată reprezintă 72% din totalul populației și este distribuită, în principal, după cum urmează: 18,1% în industrie; 53,9% în agricultură; 10,9% în comerț și prestări servicii; 4,85% în învățământ; 3,5% în sănătate.

În județ sunt înregistrate 6 544 companii, din care 5 615 sunt societăți comerciale, 19 regii autonome, 1 162 asociații familiale; 14 societăți cu capital integral străin etc.

Industria – În județ sunt reprezentate aproape toate ramurile industriale, realizându-se în mod sistematic o mare varietate de produse: industria ușoară și confecții (31%), industria alimentară (22%), aparataj electric (10%), articole tehnice din cauciuc (8,4%), mobilă (2,4%).

Agricultura – este o ramură importantă a economiei județului Botoșani. An după an, crește preocuparea în ceea ce privește asigurarea unor condiții standard pentru agricultură. De asemenea, județul este bogat în vii (3 373 ha) și livezi (3 634 ha).

Deși în ceea ce privește creșterea animalelor s-a remarcat o descreștere în ultimii ani, totuși județul se înscrie printre cei mai mari crescători de oi din țară. De asemenea, există un număr mare de porci și vite, dar cu preponderență în sectorul privat.

Comerțul – de mărfuri este un sector distinct în economie și este într-o relativă dezvoltare în comparație cu alte sectoare.

În ultimii ani a crescut numărul de oameni de afaceri care lucrează în comerț. Dintre aceștia, cei mai importanți sunt cei ce au capital privat. În acest sector a avut loc o infuzie de capital străin și s-au format 68 de societăți mixte.

Vânatul și pescuitul – Ca ramuri complementare ale economiei județului, vânatul și pescuitul reprezintă domenii de mare atracție turistică. Vânatul se leagă în mare parte de păduri unde trăiesc multe vietăți de interes cinegetic.

Pescuitul s-a extins mai mult în iazuri, unde se practică o piscicultură sistematică. De altfel, pescuitul are tradiții vechi în această parte a țării.

4.1.6. Valori istorice și culturale

Județul Botoșani se înscrie pe harta turistică a României cu un potențial turistic deosebit. Botoșaniul păstrează o personalitate arhitectonică specifică, multe monumente de arhitectură au rămas intacte și în contextul noilor cartiere, ele conferă orașului distincție și un farmec particular. Patrimoniul turistic, de ordin istoric este alcătuit din muzee, case memoriale, biserici intrate în patrimoniul național, mănăstiri.

Descoperirile arheologice de pe teritoriul județului (la Cucuteni) confirmă faptul că în această zonă au fost prezente așezări omenești încă din paleolitic. Specifice culturii Cucuteni sunt vasele de ceramică și pământ ars, pictate în 2 sau 3 culori, de un înalt nivel artistic.

4.2. Biodiversitatea județului Botoșani

Biodiversitatea ne oferă bunuri fără de care nu am putea trai. Este o sursă de hrană, apă, lemn, combustibil. Multe din speciile de plante și animale sunt utile în scopuri medicale. Serviciile oferite de biodiversitate stau la baza asigurării condițiilor de viață și a bunăstării noastre prin purificarea aerului și a apei, controlul stabilității climei, polenizarea recoltelor. Pe langă acestea, biodiversitatea este o sursă de relaxare și inspirație culturală sau spirituală, ce îmbunătățește calitatea vieții noastre.

Habitate naturale de interes național

Principalele tipuri de habitate naturale identificate pe teritoriul județului Botoșani sunt:

1. Habitatele de pădure din județul Botoșani au o suprafață 55 123 ha, ceea ce reprezintă 11,05% din teritoriul județului, procent care se situează sub media pe țară (care este de 27%).

2. Habitatele de pajiști (pășuni, fânețe, pajiști naturale) însumează 89 781 ha care reprezintă 18% din suprafața județului Botoșani.

3. Habitatele de stâncării se întâlnesc în comunele Ripiceni și Manoleasa precum și în orașul Ștefănești. Calcarele recifale din aceste habitate reprezintă mediul de viață prielnic pentru plantă termofilă „Schivereckia podolica” un endemism național cu statut de “periclitat”, motiv pentru care s-au constituit rezervațiile naturale de la Stânca-Ștefănești și Ripiceni.

4. Habitatele de turbărie sunt reprezentate de „Turbăria de la Dersca” (comuna Lozna) unde este constituită o rezervație floristică cu o deosebită valoare monumentală și estetică în care s-a urmărit conservarea frumuseților naturale, precum și un sit Natura 2000 declarat în anul 2007.

5. Habitate de ape dulci – cele mai importante lacuri de pe teritoriul județului Botoșani sunt: Acumularea Stânca Costești pe râul Prut, acumulările Bucecea și Rogojești pe râul Siret, Cal Alb, Negreni, Havarna, Hănești pe râul Bașeu, Mileanca pe râul Podriga.

Flora

Vegetația naturală a județului Botoșani, caracteristică zonei de silvostepă, este alcătuită predominant din plante ierboase în pășuni naturale, reprezentate prin asociații de graminee adaptate la secetă, ca și prin unele specii de plante suculente și bulbifere, care formează asociații vegetale ce ocupă zonele afectate de alunecări de teren din parte de nord, est-vest și sud-vest a județului. Tufărișurile din covorul ierbaceu sunt reprezentate de arbuști ca: Prunus spinosa (porumbarul), Rosa canina (măceșul), Crataegus monogina (păducelul), etc. De-a lungul râurilor ca și pe solurile de lăcoviște umede, se întâlnește o vegetație hidrofilă reprezentată prin specii de: Typha latifolia (papură), Phragmites australis (stuf), Equisetum palustre (barba ursului), Corex riparia (rogoz), Polygonum amphibium (troscot de baltă), etc.

În pajiștile stepice xeromezofile se întâlnesc speciile: Festuca valesiaca (păiuș), Stipa joannis, Stipa lessingiana,Stipa pulcherima (colilie) în special în jurul localităților Todireni, Unțeni, Călărași, Hlipiceni.

În partea nordică, vestică și sudică a județului, în pajiști și terenurile agricole se întâlnesc: Festuca valesiaca (păiușul), Festuca rupicola care ocupă locul fostelor păduri de Quercus robur (stejar).

Pe teritoriul județului există 5 specii de floră nominalizate in Anexa nr. 2 a Directivei Habitate, respectiv Anexa nr. 3 din OG nr. 57/2007 cu completările și modificările ulterioare (specii de plante a căror conservare necesită desemnarea Ariilor speciale de conservare): Cypripedium calceolus, Iris aphylla ssp. hungarica, Angelica palustris, Crambe tataria, Echium russicum.

Pădurile au o suprafață de aproximativ 55 123 ha și sunt alcătuite din stejar, gorun, carpen , frasin, arțar, jugastru, ulm, salcie, plop, tei și fag .

În nord-vestul județului se întind pădurile de gorun, stejar, carpen, tei, arțar, etc.

În partea de sud-vest a județului se întâlnesc păduri de amestec alcătuite din: fag, gorun, carpen, etc., iar pe albiile râurilor Prut și Siret sunt însemnate lunci alcătuite din specii lemnoase de esențe moi: salcie, plop.

Floră ocrotită pe plan județean (conform Hotărârii nr. 170/2010 a Consiliului Județean Botoșani): papucul doamnei (Cypripedium calceolus), laleaua pestriță (Fritillaria meleagris L.), rușcuța de primăvară (Adonis vernalis), nufărul alb și nufărul galben (Nymphaea alba și Nyphar luteum), crinul de pădure (Llilium martagon), Schiwereckia podolica, trânjoaica (Ranunculus illyricus), urechelnița (Sempervivum ruthenicum), cosaciul (Astragalus austriacus), șopârlița (Veronica incana), brândușa de toamnă (Colchicum autumnale). Floră ocrotită de interes comunitar: Cypripedium calceolus (papucul doamnei), Iris aphylla ssps. hungarica (stânjenel), Angelica palustris (angelica de baltă).

Fauna

În județul Botoșani se pot diferenția două domenii faunistice: unul de silvostepă și altul de pădure.

Fauna de silvostepă, respectiv din zona de câmpie, este reprezentată prin unele rozătoare ca: popândăul (Citellus citellus), dăunător pentru culturile cerealiere, o varietate specifică nordului Moldovei de cățelul pământului, șoarecele săritor de stepă (Sicista subtilis), șobolanul de câmp, iepurele de câmp (Lepus europaeus). Pe seama lor trăiesc unele mustelide ca: dihorul (Putorius putorius), nevăstuica (Mustela nivalis), iar dintre marile carnivore menționăm vulpea (Vulpes vulpes).

De asemenea, au fost identificate 15 specii de interes comunitar, nominalizate în Directiva Habitate.

Avifauna este reprezentată de numeroase specii protejate prin acorduri și convenții internaționale sau prin Directiva Păsări, constituind motivația propunerilor de Arii de Protecție Specială Avifaunistică.

Pe iazurile mai mari, ori pe bălțile Prutului, se întâlnesc frecvent lișițe (Fulica atra), rațe sălbatice (Anas sp), gâște sălbatice (Anser sp), pescăruși (Larus sp), stârci (Ardea cinerea, Nycticorax nycticorax), egrete (Egretta garzetta), lebede (Cygnus sp), cormorani (Phalacrocorax sp), corcodei (Podiceps sp), răpitoare cum ar fi: Acvila (Aquila sp), uliul (Accipiter sp), codalbul (Haliaeetus albicilla).

Cea mai reprezentativă zonă din județ din punct de vedere al varietății avifaunistice este lunca Prutului, unde au fost inventariate 93 de specii de păsări.

Fauna de pădure cuprinde unele din elementele menționate mai sus, dar se caracterizează mai ales prin: căprioara (Capreolus capreolus), întâlnită în toate pădurile din Dealurile Siretului și în cele din Dealurile Cozancei, mistrețul (Sus scrofa), vulpea (Vulpes vulpes), care trece și în câmpie unde vânează rozătoare, și pisica sălbatică (Felis silvestris), pârșul de alun (Muscardinus avellanarius). Avifauna este reprezentată de mierlă (Turdus merula), sturzul cântător (Turdus philomelos), gaița (Garrulus glandarius) unele specii de pițigoi (Parus major), turturica (Streptopelia turtur), ciocănitoarea de pădure (Dendrocopus sp). La acestea se adaugă unele răpitoare ca: gaia (Milvus sp), uliul (Accipiter sp).

Faună ocrotită (de interes comunitar):

Păsări – Ciconia ciconia (barza albă), Cygnus olor (lebăda), Egretta alba (egreta mare), Egretta garzetta (egreta mică), Ardea pupurea (stârc roșu), Ardea ralloides (stârc galben), Porzana parva (cresteț pestriț), Chlidonias hybridus (chirighiță cu obraz alb), Chlidonias niger (chirighiță neagră), Anthus campestris (fâsă de câmp), Lanius minor (sfrâncioc cu frunte neagră), Lanius collurio (sfrâncioc roșiatic), Gavia arctica (cufundar polar), Gavia stellata (cufundar mic);

Mamifere: lilieci (Chiroptere), pisica sălbatică (Felis silvestris), popândăul (Citellus citellus);

Amfibieni și reptile : Emys orbicularis (țestoasa de apă), Bobina variegata (buhai de baltă cu burta galbenă), Triturus cristatus (triton cu creastă), Bombina bombina (buhai de baltă cu burta roșie);

Pești: Aspius aspius, Sabanajewia aurata, Gobio kessleri, Barbus meridionalis, Cobitis taeni;

Nevertebrate: Arytrura musculus, Morimus funereus, Lucanus cervus, Unio crassus.

4.3. Starea pădurilor în județul Botoșani

Pădurile sunt cruciale pentru biodiversitate și distribuirea serviciilor de ecosistem. Ele oferă habitate naturale pentru viața plantelor și animalelor, protecție împotriva eroziunii solului și inundațiilor, sechestrarea carbonului, reglementarea climatică și au o mare valoare recreativă și culturală.

Fondul forestier reprezintă pădurile, terenurile destinate împăduririi, cele care servesc nevoilor de cultură, producție ori administrare silvică, iazurile, albiile pâraielor (altele decât cele cuprinse în cadastrul apelor), precum și terenurile neproductive, incluse în amenajamentele silvice, în condițiile legii. Sunt considerate păduri, în sensul codului silvic și sunt cuprinse în fondul forestier național, terenurile acoperite cu vegetație forestieră cu o suprafață mai mare de 0,25 hectare.

Conform informațiilor furnizate de Direcția Silvică Botoșani s-au înregistrat 13 incendii fiind afectate 65 ha pădure și 5,7 ha plantații forestiere.

Capitolul V – Evoluția utilizării terenurilor în municipiul Botoșani în perioada 2009-2017

5.1. Calitatea aerului

Aerul este componenta mediului cu rolul cel mai important pentru transportul poluanților, deoarece asigură transportul rapid al acestora pe distanțe mari, astfel încât supravegherea calității atmosferei este pe primul loc în activitatea de monitoring.

Poluarea aerului determină efecte pe termen scurt, mediu și lung asupra mediului înconjurător. Efectele pe termen scurt și mediu sunt de natură să pună în pericol sănătatea omului, să dăuneze ecosistemelor, să provoace pagube economice. Poluarea pe termen lung afectează mediul înconjurător prin: efectul gazelor de seră, distrugerea stratului de ozon, ploile acide, prezența micropoluanților și a particulelor în suspensie. Pentru aprecierea gradului de poluare a atmosferei, la nivel local se calculează emisiile de poluanți și se determină calitatea aerului înconjurător. Emisiile de gaze se determina pe baza programului CORINVENT, în mod unitar, iar supravegherea calității aerului se realizează în stații de supraveghere. Prin emiterea Ordinului 592/2002, care aprobă Normativul privind stabilirea valorilor limită, a valorilor de prag, a criteriilor și metodelor de evaluare a SO2, NOxx, a pulberilor în suspensie (PM10 și PM2,5), a plumbului, a benzenului, CO și O3 în aerul înconjurător, se poate considera ca transpunerea pe plan legislativ, național a Directivelor UE privind activitatea de evaluare și gestionare a calității aerului înconjurător este realizată.

Tabelul 5.1 – Emisii anuale de poluanți atmosferici (tone/an)

Monitorizarea calității aerului

La nivelul anului 2012, monitorizarea calității aerului s-a realizat astfel:

prin măsurători continue ale statiei automate de fond urban, pentru următorii poluanți: SO2, NO, NO2, NOx, CO, O3, COV-BTEX și PM10;

măsurători gravimetrice – pentru pulberi în suspensie (PM10 și PM2,5);

calitatea precipitațiilor – poluanții monitorizați sunt: pH, conductivitate, alcalinitate/aciditate, duritate, SO42-, NO2-, NO3, NH4-, Cl-, Ca2+ și Mg2+.

În figura 5.1 este redată imaginea stației automată de măsurare a calității aerului în municipiul Botoșani.

Figura 5.1 – Stația automată de măsurare a calității aerului BT 1

5.2. Calitatea apelor de suprafață și subterane

Județul Botoșani are o bogată rețea hidrografică alcătuită din râurile Siret, Prut, Jijia, Bașeu, Sitna și unii afluenți mai mici, pe cursul cărora s-au amenajat 148 de lacuri, cu o suprafață de 3.600 ha, iar pe râul Prut, la frontiera cu Republica Moldova, s-a construit un important nod hidrotehnic (750 milioane mc. de apă).

Densitatea rețelei hidrografice permanente este de 0,41 km/kmp. Alimentarea râurilor se face în proporție de 86% din ploi și zăpezi și numai 14% din surse subterane.

Resursele de apă sunt constituite din apele de suprafață – râuri, lacuri și ape subterane.

Tabelul 5.2.1 – Sursele de apă ale județului Botoșani

Sursa datelor: Direcțiile Apelor Prut și Siret

Calitatea apelor subterane

În județul Botoșani au fost identificate, delimitate și descrise un număr de 3 corpuri de ape subterane:

1. Lunca râului Prut superior – în lunca râului Prut, pe porțiunea nordică a teritoriului țării (zona Oroftiana – Rădăuți Prut). Suprafața corpului este de 43 kmp. Corpul de apă ROPR01 se încadrează în stare chimică bună, valorile înregistrate pentru indicatorii monitorizați nedepășind valorile de prag, respectiv standardele de caliate.

2. Lunca și terasele Prutului mediu și inferior și afluenții săi – localizat în lunca și terasele râului Prut și a afluenților săi, este de tip poros permeabil. Corpul de apă se întinde pe o suprafață de 2133 kmp. S-au înregistrat depășiri față de valorile de prag/standardele de calitate în 17 puncte din cele 32 monitorizate.

3. Câmpia Moldovei – corpul de apă subterană de adâncime este de tip poros permabil, ce se dezvoltă pe teritoriul județelor Botoșani și Iași. Suprafața corpului de apă este de 5221 kmp. S-au înregistrat depășiri față de valorile de prag/standardele de calitate în 10 puncte de monitorizare dintr-un total de 18 puncte.

Calitatea apei potabile

Tabel 5.2.2 – Date privind secțiunile de potabilizare monitorizate

* conform NTPA 013/2002 – H.G. nr. 100/2002 modificată și completată prin H.G. nr. 567/2004 și H.G. nr. 662/2005

Tabel 5.2.3 – Evoluția rețelei de alimentare cu apă potabilă în perioada 2008-2012

Sursa: SC NOVA APASERV SA Botoșani

Tabel 5.2.4 – Consumul lunar de apă potabilă

Sursa: SC NOVA APASERV SA Botoșani

Tabel 5.2.5 – Calitatea apei potabile distribuite în sistem centralizat in județul Botoșani

Sursa : DSP Botoșani

5.3. Radioactivitatea mediului

Stația de Radioactivitate a Mediului Botoșani își desfășoară activitatea în cadrul Rețelei Naționale de Supraveghere a Radioactivității Mediului (RNSRM) încă din anul 1990.

În cadrul Stației de Radioactivitate s-a derulat un program standard de supraveghere a radioactivității mediului de 11 ore/zi, conform Ordinului 1978/19.11.2010, în care s-au urmărit factorii de mediu:

aer – prin determinarea activității beta globale a aerosolilor și a depunerilor atmosferice (umede și uscate), precum și măsurarea continuă a debitului de doză gamma externă absorbită;

apă – prin determinarea activității beta globale a apelor din principalele râuri;

precipitații atmosferice – prin prelevarea și pregătirea probelor pentru determinări de tritiu;

vegetație (cu perioada de prelevare aprilie-octombrie) – prin determinarea activității beta globale;

sol (cu perioada de prelevare pe tot parcursul anului, mai puțin lunile când solul e acoperit cu zăpadă) – prin determinarea activității beta globale.

Pentru măsurătorile beta globale se folosesc sisteme de detecție prevăzute cu detectori-sondă de scintilație tip ND-304 și detectori GM. Etalonarea aparaturii de măsură beta globală se realizează cu surse (Sr-Y)90.

Pentru determinarea debitului de doză gamma în aer se folosesc dozimetre de tip IFIN-TIEX, prevăzute cu detectori GM.

5.4. Poluarea fonicǎ

Principalele surse de poluare sonoră din mediul înconjurător sunt datorate în special de traficul rutier, lucrările publice, de utilajele folosite în aer liber și de aparatura electrocasnică care provoacă o serie de tulburări mai mult sau mai puțin evidente, dar importante pentru starea generală de sănătate a populației. Din cauza industrializării și mecanizării au început să fie întâlnite probleme cauzate de zgomot și în zonele rurale.

Măsurătorile de zgomot vizează zonele care pot prezenta riscuri de afectare a populației expuse din principalele localități urbane ale județului.

Se monitorizează zgomotul din traficul rutier și zgomotul din interiorul zonelor funcționale: parcuri, zone de recreere și odihnă, piețe și parcări auto.

Hărțile de zgomot sunt prezentate în Anexa 1.

5.5. Calitatea solului

Solurile determină producția agricolă și starea pădurilor, condiționează învelișul vegetal, ca și calitatea apei, în special a râurilor, lacurilor și a apelor subterane, reglează scurgerea lichidă și solidă în bazinele hidrografice și acționează ca o geomembrană pentru diminuarea poluării aerului și a apei prin reținerea, reciclarea și neutralizarea poluanților, cum sunt substanțele chimice folosite în agricultură, deșeurile și reziduurile organice și alte substanțe chimice.

Solurile, prin proprietățile lor de a întreține și a dezvolta viața, de a se regenera, filtrează poluanții, îi absorb și îi transformă.

Tabel 5.5 – Repartiția terenurilor pe clase de folosință

Sursa: DADR Botoșani

În județul Botoșani terenurile arabile sunt încadrate cu preponderență în clasele de calitate a II-a (45%) și a III-a (33%). În cazul pășunilor, fânețelor, vii și livezi predomină terenuri încadrate în clasa a III-a de calitate, respectiv în procente de 40%, 45%, 58% și 60%.

Presiuni asupra stării de calitate a solurilor

Pe terenurile agricole, calitatea solului este afectată într-o masură mai mică sau mai mare de una sau mai multe restricții. Influențele dăunătoare ale acestora se reflectă în deteriorarea caracteristicilor și funcțiilor solurilor, respectiv în capacitatea lor bioproductivă, dar, ceea ce este și mai grav, în afectarea calității produselor agricole și a securității alimentare, cu urmări serioase asupra calității vieții omului. Aceste restricții sunt determinate fie de factori naturali (climă, forme de relief, caracteristici edafice etc), fie de acțiuni antropice agricole și industriale; în multe cazuri factorii mentionați pot acționa sinergic în sens negativ, având ca efect scăderea calitații solurilor și chiar anularea funcțiilor acestora.

Situația solurilor afectate de factori de degradare, conform D.A. și O.S.P.A Botoșani, este următoarea:

Eroziune de suprafață (de la slabă la excesivă) – 104.273,26 ha;

Alunecări de teren (stabilizate, semistabilizate, active) – 45.076,33 ha;

Inundabilitate – 29.034,17 ha;

Acidifiere – 43.658,88 ha;

Compactare – 240.566,00 ha;

Deficit de elemente nutritive – 287.463,28 ha;

Sărăturare – 63.098,00 ha;

Gleizare (de la slabă la excesivă) – 72.764,71 ha;

Pseudogleizare (de la slabă la excesivă) – 6.555,07 ha;

Secetă periodică – 314000 ha.

5.7. Utilizarea terenurilor

În figura 5.7.1. se poate observa creșterea numărului total de locuițe existente în municipiul Botoșani în perioada 2009-2012. O dată cu creșterea numărului de locuințe a scăzut suprafața spațiilor verzi.

Figura 5.7.1 – Locuințe existente în municipiul Botoșani (anii 2009-2012)

În perioada supusă evaluării, din totalul suprafeței intravilane aproximativ 11% reprezintă spațiile verzi, constatând în acea perioadă o creștere în utilizarea terenurilor în scopuri industriale.

Suprafața spațiilor verzi sub formă de parcuri, grădini publice, locuri de joacă pentru copii precum și terenuri sportive era, la sfârșitul anului 2007, de 20,72 ha ceea ce reprezenta 17,5 mp pe cap de locuitor, potrivit datelor furnizate de către Institutul Național de Statistică. România se situa (și) la acest capitol sub normele Uniunii Europene, care prevedeau o medie de 26 mp de spațiu verde pe cap de locuitor. Mai mult decât atât, dacă ne raportăm la recomandările Organizației Mondiale a Sănătății, care prevăd 50 mp de spațiu verde pe cap de locuitor, atunci lucrurile sunt și mai dramatice.

În anul 2009, Municipiul Botoșani se afla pe primul loc în țară, cu posibilitatea de a îndeplini ținta finală de 26 metri pătrați pe cap de locuitor, prin introducerea parcului din zona de agrement Cornișa în intravilanul municipiului.

În figura 5.7.2 se poate observa că cea mai mare cantitatea de apă potabilă distribuită consumatorilor a fost în anul 2009, în același an cantitatea de apă potabilă distribuită consumatorilor pentru uz casnic a fost de asemenea ridicată.

Figura 5.7.2 – Cantitatea de apă potabilă distribuită consumatorilor (anii 2009-2012)

Cea mai mare cantitate de gaze naturale totale distribuite a fost în anul 2010, în același an fiind crescută și cantitatea de gaze naturale distribuite pentru uz casnic. Deși în anul 2009 a fost distribuită o cantitate totală de gaze naturale scăzută, pentru gazul natural distribuit pentru uz casnic cantitatea scăzută a fost în anul 2012.

Figura 5.7.3 – Gaze naturale distribuite (anii 2009-2012)

În figura 5.7.4 se poate observa că numărul autobuzelor și microbuzelor în inventar pentru transport public local de pasageri a scăzut în anul 2012 mai mult decât jumătate față de anul 2009. De aici putem deduce faptul că locuitorii municipiului Botoșani au renunțat la transportul public în favoarea mașinilor proprii. O dată cu creșterea numărului de mașini crește și poluarea, atât a aerului cât și fonică.

Figura 5.7.4 – Numărul autobuzelor și microbuzelor în inventar pentru transportul public local de pasageri

CAPITOLUL VI. METODA DE EVALUARE – Patch Matrix Model

6.1. Descriere

Patch matrix model (PMM) a fost dezvoltat în anii 1980 și descrie structurile peisajului ca un mozaic de zone omogene discret delimitate (Forman și Godron, 1986). Prin urmare, PMM poate fi considerat unul dintre primele modele descriptive și conceptuale pentru structurile peisagistice din ecologia peisajului. Cu ajutorul PMM, structurile peisajului pot fi descrise într-un mod simplu și practic, nu doar prin delimitarea zonelor omogene, ci și prin evaluarea cantitativă a aranjamentului lor spațial (configurația peisajului) și a diversității (compoziției) lor constitutive. Au fost elaborați numeroși indicatori de peisaj pentru a cuantifica diferitele aspecte spațiale și compoziționale ale structurilor de peisaj bazate pe PMM. Această dezvoltare destul de rapidă a ecologiei peisajului cantitativ a fost accelerată și mai mult de puterea de procesare a calculatorului îmbunătățită continuu și de capacitatea rezultantă de a prelucra date din ce în ce mai mari de raster și vector reprezentând structuri peisagistice.

Pe lângă scopul inițial pur descriptiv al cuantificării structurilor peisagistice s-au făcut încercări de identificare a potențialelor relații între structurile peisajului și procesele biotice și abiotice spațio-temporale din peisaj, cum ar fi răspândirea speciilor sau a populațiilor și biodiversitatea sau efectul caracteristicilor solului asupra distribuțiilor modelelor de vegetație. Ca urmare, cuantificarea structurilor de peisaj bazate pe PMM a fost folosită tot mai mult pentru evaluarea și planificarea peisajelor, cuantificarea funcțiilor peisajului sau cuantificarea serviciilor ecosistemice (Lauscht și alții, 2015).

Această dezvoltare rapidă a stimulat entuziasmul în ecologia peisagistică cantitativă și a dus la un spirit de optimism sau chiar "euforie de cercetare" în ecologia peisajelor la începutul anilor 1980 și 1990. Cu toate acestea, ceea ce a fost trecut cu vederea din ce în ce mai mult a fost faptul că PMM care stă la bază este doar un model conceptual foarte simplificat al peisajelor reale, reprezentând un aspect foarte limitat al realității subiacente. În plus, PMM a fost redus la date disponibile sau interpretabile sau la clase de utilizare a terenurilor și, prin urmare, reprezintă în mod esențial viziunea umană asupra peisajelor reale. În ciuda acestor deficite, au fost făcute încercări de a explica doar despre toate procesele spațio-temporale cu structuri peisagistice bazate pe PMM, chiar dacă baza de natură ecologică sau înțelegerea fundamentală lipseau deseori.

În ciuda absenței unor perspective cu adevărat semnificative și a unor rezultate consecvente și robuste, ecologia peisajului cantitativ bazată pe PMM a fost continuu susținută de cercetători, în special ca rezultat al progresului în sisteme de teledetecție (RS) și în sisteme geografice de informații (GIS).

La mai mult de 20 de ani de la introducerea PMM, euforia inițială dă loc la creșterea scepticismului care înconjoară principala adecvare a PMM ca o abordare universală pentru analiza cantitativă a structurii peisajului. Deși multe studii au reușit să găsească relații între structurile peisajului și procesele ecologice, cele mai multe dintre acestea au o semnificație statistică mică, o valoare explicativă foarte limitată și nu se traduc într-o înțelegere cauzală a mecanismelor de bază. Mai mult, legăturile și relațiile din diferite studii s-au contrazis adesea, ducând la o lipsă tot mai mare de cunoaștere consistentă și generalizabilă.

Lipsa generalităților emergente sau a modelelor universale în relațiile dintre structura peisajului și procesele ecologice are cu siguranță multe motive. Literatura științifică care acoperă acest domeniu specific evidențiază utilizarea frecventă a terminologiei ambigue, lipsa definițiilor conceptelor-cheie (de exemplu, fragmentarea), lipsa unei cuantificări corecte și consecvente a acestor concepte, variabilitatea insuficientă a structurilor peisajului de bază (variabilele predictorului) propagarea lor în dezvoltarea PMM, precum și neglijența tuturor variabilelor care nu sunt reprezentate de PMM. Această situație nu este cu siguranță satisfăcătoare și cu greu poate fi rezolvată sau schimbată numai cu o putere de calcul mai mare sau cu progres tehnologic și beneficiile rezultate în colectarea de date de la distanță și prelucrarea geografică a datelor (Lauscht și alții, 2015).

În Patch Matrix Model (PMM), structura peisajului este redusă la trei elemente principale: zonă, coridor și matrice (figura 6.1.2). În timp ce acest model conceptual își are originea în America de Nord, acesta a fost în curând aprobat și aplicat de oamenii de știință din întreaga lume. Blaschke (2006) a susținut că, în contradicție cu argumentele antropocentrice dezvoltate în favoarea paradigmei capitalului natural, modelul PMM al lui Forman (1995) oferă multe lucruri valoroase ecologiei peisajului. El sugerează că PMM poate furniza cheia înțelegerii sistemelor de utilizare a terenurilor și a modificărilor acestora prin utilizarea și interpretarea indicatorilor cantitativi de peisaj. Cu alte cuvinte, afirmația de aici este "configurația peisajului percepută de abordarea PMM".

Peisajele sunt compuse din elemente – componente spațiale care alcătuiesc peisajul. Peisajele sunt compuse dintr-un mozaic de zone. Zonele reprezintă suprafețe omogene cu un anumit tip de acoperire a terenurilor sau cu destinația terenurilor, cu propriile caracteristici individuale, cum ar fi forma sau mărimea (Forman și Godron, 1986) și funcții ecologice, cum ar fi izolarea populațiilor. Aranjamentul spațial al zonelor de diferite tipuri de terenuri într-un peisaj are ca rezultat o structură peisagistică caracteristică (Forman, 1995), numită și mozaic de zone. Structura peisajului sau modelul peisajului apar din compoziția și configurația zonelor. Compoziția peisajelor se referă la numărul, frecvența proporțională și varietatea tipurilor de plăci de acoperire a terenurilor. Configurația peisajului abordează aspectele spațiale ale mozaicului de zone, cum ar fi dimensiunea și forma zonelor, precum și dispunerea spațială a acestora în interiorul peisajului (figura 6.1.1). La fel ca peisajul, zonele care cuprind peisajul nu sunt evidente; zonele trebuie să fie definite în raport cu fenomenul în cauză. Dintr-o perspectivă ecologică, zonele reprezintă zone relativ discrete (domeniul spațial) sau perioade (domeniul temporal) de condiții relativ omogene de mediu în care limitele zonelor se disting prin discontinuități în stări de caracter de mediu din împrejurimile lor de magnitudine percepute de sau relevante pentru organism sau fenomen ecologic în discuție. Dintr-o perspectivă strictă asupra organismului, zonele pot fi definite ca unități de mediu între care perspectivele sau "calitatea" diferă.

Zonele sunt dinamice și apar pe o scară spațială și temporală. O zonă la orice scară dată are o structură internă care este o reflectare a caracterului eterogen la scări mai fine, iar mozaicul care conține acea zonă are o structură determinată de caracterul eterogen la scară mai largă. Astfel, indiferent de baza pentru definirea zonelor, un peisaj nu conține un singur mozaic, dar conține o ierarhie de mozaicuri de zone pe o gamă de scale.

Majoritatea dimensiunilor de mediu posedă unul sau mai multe "domenii de scară", la care zone spațiale sau temporale individuale pot fi tratate ca fiind omogene din punct de vedere funcțional; la scări intermediare, dimensiunile de mediu apar mai mult ca gradienți de variație continuă a stărilor de caractere. Astfel, pe măsură ce se deplasează de la o rezoluție mai fină la o rezoluție mai groasă, zonele pot fi distincte la anumite scale (adică domenii de scală), dar nu și la altele.

Zona trebuie definită în raport cu fenomenul investigat sau gestionat. Indiferent de fenomenul examinat (de exemplu, o specie, perturbații geomorfologice, etc.), zonele sunt dinamice și apar la scări multiple. Limitele zonelor sunt semnificative numai atunci când se face referire la o anumită scară. Este de datoria anchetatorului sau managerului să stabilească baza pentru delimitarea între zone și la o scară corespunzătoare fenomenului examinat (Forman, 1981).

Există cinci tipuri de zone, iar aceste zone produse diferă mult în dinamica și stabilitatea lor (Forman, 1981).

A. Zona verde rezultă din perturbarea unei zone mici în matrice (fig. 6.1.1). În urma perturbării, succesiunea continuă până când dispare zona devenind matrice; adică schimbările populației, imigrațiile și extincțiile speciilor au loc până când abundențele relative ale speciei sunt similare cu cele ale matricei înconjurătoare. În cazuri neobișnuite, în special în cazul în care intensitatea perturbării este severă sau matricea suferă modificări rapide, succesiunea poate duce la o zonă semi-stabilă care diferă semnificativ de matrice. Zona verde are în mod obișnuit schimbări de populație ridicate, iar migrația speciilor determină dispariția sa finală.

B. Zona gri este cauzată de o perturbare generalizată care înconjoară o zonă mică, inversă a zonei verzi. Acestă zonă este o rămășiță a comunității anterioare încorporată într-o matrice care a fost deranjată. Dacă perturbarea matricei este temporară, succesiunea va continua până când matricea va converge cu zona în similitudinea speciilor. Și din nou, zona dispare. Dacă convergența este rapidă, zona se poate schimba relativ puțin în compoziția speciilor. Cu toate acestea, în cazul în care perturbarea matricei este cronică, inhibând rata și direcția normală succesive, zona va rămâne. În acest caz, poate avea loc o pierdere netă de specii. Această pierdere netă ipotetizată ar fi rapidă la început, în cele din urmă scăzând la zero, un răspuns ca o perioadă de relaxare. Speciile pierdute sunt cele care necesită un habitat mai mare decât zonele rămase sau cele sensibile la un micromediu modificat într-o zonă.

Prin urmare, zonele rămase variază de la o durată scurtă de viață, produsă de o singură perturbare naturală sau umană, până la durată lungă de viață, care rezultă din perturbări cronice umane. În același mod, zonele verzi pot fi scurte sau lungi. În zonele gri cauzate de perturbări cronice, pierderea netă a speciilor în timpul unei perioade de relaxare are ca rezultat zona rămasă, dar cu o compoziție de specii care diferă de zona originală.

C. Zona ecologică (naturală) reflectă distribuția eterogenă normală a resurselor în medii și rezultă din resursele de mediu ale unei zone relativ permanente și discrete, care diferă de zona înconjurătoare. Spre deosebire de celelalte zone, zona ecologică nu depinde de perturbații. Deoarece cauza zonelor ecologice este relativ permanentă, zona este permanentă, iar modificările speciei reflectă pur și simplu cele normale în interacțiunea dintre o comunitate mică în echilibru dinamic și o comunitate matrică înconjurătoare.

D. Zona verde amenajată (construită de oameni) este dominată de o agregare a persoanelor introduse într-o matrice de către oameni. Zonele introduse rămân atâta timp cât regimul de perturbare umană le menține. Ulterior, speciile din matrice colonizează și, ca și zona verde, zona dispare în timp ce se strânge cu matricea.

E. Zona verde temporară tranzitorie (de la zona gri la zona verde și din nou la zona gri) este o agregare tranzitorie a speciilor cauzată de fluctuațiile normale de scurtă durată ale nivelurilor resurselor, adică de nivelurile schimbărilor de mediu biotice sau abiotice care sunt destul de frecvente și de o intensitate suficient de redusă pe care speciile le-au adaptat. Modificările de mediu deosebit de rare sau grave sunt considerate tulburări care, la rândul lor, cauzează zone verzi și gri. Cu toate acestea, zonele verzi temporare tranzitorii apar mai proeminent la nivelele mai fine ale scalei decât peisajul (Forman, 1981).

Figura 6.1.2 – Originea zonelor. Spectrul dinamicii din interiorul unei zone și de rotație a zonelor diferă substanțial în funcție de mecanismele care cauzează o zonă. ○○○ = matrice; ●●● = zonă; Perturbare = o schimbare bruscă de mediu gravă.

Coridoare – Există patru tipuri de coridoare în peisaje:

1. Coridoarele liniare, cum ar fi căile ferate, drumurile, gardurile vii, limitele proprietăților, șanțurile de drenaj și canalele de irigație, sunt înguste și de obicei au caracteristici specifice unei margini ale zonelor. Coridoarele liniare sunt deosebit de caracteristice peisajelor dominate de perturbări umane. Aceste coridoare oferă habitate și locuri de reproducere pentru speciile care necesită mediul înconjurător de matrice pentru protecție sau hrănire. Microstructura liniei oferă o perspectivă asupra funcțiilor sale potențiale. Prin urmare, o linie de cale ferată conține în principal specii rezistente la perturbații și a compactat solul, adesea cu eroziune însoțitoare de-a lungul liniei. În schimb, linia de arbuști sau copaci, care este mai mare decât matricea, reduce viteza vântului, umple matricea adiacentă și are o rată ridicată de evotranspirație. Canalele de irigare și, adesea, drumurile și gardurile vii, includ șanțurile și digurile învecinate, cu o diversitate considerabilă de microhabitat în care amfibienii, reptilele și plantele tolerante la umiditate sunt deseori favorizate. Schimbările în timp în coridoarele liniare sunt puțin cunoscute.

2. Coridoarele bandă sunt benzi mai largi care conțin un mediu interior al zonelor în care speciile interioare pot migra sau trăi. Caracteristicile generale ale coridorului de bandă mai largă sunt în mod rezonabil cunoscute, în ciuda puținelor studii directe. Coridorul trebuie să asigure o acoperire protectoare a speciilor de la prădătorii naturali, animalele domestice și efectele umane care alcătuiesc fiecare parte a coridorului. Porțiunile exterioare ale coridoarelor bandă au efectul de margine, în timp ce porțiunile centrale conțin mediul interior necesar pentru multe specii de zone. Din acest motiv, lățimea unui coridor bandă este critică, deoarece mediul interior trebuie să fie prezent și suficient de larg pentru a fi utilizat de speciile de interior.

3. Coridorul fluxului, controlează cursurile de apă și variază în funcție de mărimea fluxului de apă, de control și de scurgere a nutrienților minerali, minimizând inundațiile și pierderea fertilității solului. Coridorul fluxului este cel mai răspândit tip de coridor, iar conceptul a evoluat din considerația fluxului de apă și minerale nutritive. Acest coridor afectează puternic rata de eroziune a băncilor de flux și a pajiștilor adiacente și rata de absorbție a apei din precipitații și scurgere. Acestea, la rândul lor, controlează nivelurile de inundații în ecosistemele din aval. Coridorul fluxului este optim atunci când se dublează coridoarele bandă pentru migrarea speciilor de interior.

4. Rețelele sunt formate din coridoarele intersectate sau anastomozate și, prin urmare, conțin bucle. Există unele suprapuneri între cele patru tipuri de bază, cum ar fi speciile de margine care se mișcă în toate cele patru coridoare, sau un coridor cu flux larg care funcționează de asemenea ca un coridor bandă pentru mișcarea speciilor interioare de zone. Rețelele sunt deosebit de răspândite în peisajele care poartă amprenta activității umane. Coridoarele de linie anastomozante, în general, din rețele, prin rețele ocazionale, pot fi compuse din coridoare de benzi. Printre exemplele cunoscute se numără legăturile interconectate sau "bocage", precum și rețelele de drumuri și căi ferate. Câteva rețele reflectă condiții naturale, cum ar fi solurile poligonale ale zonelor tundre arctice sau traseele reticulate ale mamiferelor mari din savanele din Africa de Est.

Un coridor ar trebui să fie continuu pentru o eficiență maximă. În peisajele cu activitate umană amplă, un tip de coridor, cum ar fi un drum, traversează de obicei un alt tip, cum ar fi o gard viu. Gradul în care o astfel de trecere reprezintă obstacole eficiente în calea migrației diferitelor studii de necesități ale speciilor. Coridorul poate exista ca o unitate izolată sau poate interconecta zone în peisaj, facilitând circulația genetică în peisaj.

PMM se referă, de asemenea, la matrice, care este fundalul dominant al utilizării terenului/tipului de acoperire a teritoriului. Prin urmare, PMM declară implicit zonele ca zone de habitat și, prin urmare, este în esență un concept specific speciilor. Forman și Godron (1986) au imaginat peisaje pentru a fi reprezentate de zone de habitat intercalate cu pietre de trecere mai mici și legate de coridoare – toate cele încorporate în matricea locuită. Motivația PMM a fost, prin urmare, determinată de conservarea speciilor și nu de o perspectivă antropocentrică. Cu toate acestea, simplitatea PMM, compatibilitatea cu modelele de date în sistemele de informații geografice (poligoane) și disponibilitatea datelor de la distanță, împreună cu sistemele clasificate de clasificare, au condus la utilizarea pe scară largă a PMM cu mult peste scopul propus. Este demn de remarcat faptul că abordarea PMM este limitată la o reprezentare bidimensională a structurilor peisajului, deși au fost depuse eforturi de a încorpora dimensiuni mai mari în reprezentarea peisajului bazată pe PMM. O altă limitare a abordării PMM rezultă din delimitarea necesară a zonelor de granițele discrete. În realitate, însă, granițele ascuțite între tipurile de acoperiri adiacente sunt rare. În schimb, schimbările treptate sau ecotonele sunt mai frecvente. Principalul compromis dintre convenabilitatea pragmatică a PMM și a realității constă în oversimplificarea structurii peisajului. În timp ce simplificarea este o caracteristică inerentă a oricărui model, adecvarea sa pentru explicarea sau înțelegerea realității ar trebui validată prin variația pe care o poate explica un model sau pe cât de bine previziuni făcute dintr-un model se aliniază la schimbările observate în realitate. Dacă un model nu poate face față acestor teste, acesta nu reușește să reprezinte acei factori care sunt importanți pentru întrebarea de interes. PMM nu face excepție. Multe relații dintre indicatorii de peisaj bazați pe PMM și variabilele de răspuns ecologic au fost slabe și incoerente. Motivul nu trebuie să fie neapărat modelul însuși, ci datele și schemele de clasificare subiacente. Traducerea valorilor de reflexie ale senzorilor la distanță în clasele de vegetație sau de utilizare a terenurilor este o eroare predispusă și limitată de rezoluție, timp de observare, scară și capacitatea noastră de a pune la punct datele de la distanță. Valorile medii pe suprafețe mari sunt deseori folosite și extrapolate prin intermediul patch-urilor arbitrar delimitate. Prin urmare, există adesea o discrepanță destul de semnificativă între hărțile de acoperire a terenurilor PMM și peisajul real. Aceste discrepanțe sunt adesea neglijate în analizele ulterioare, dar ar putea fi motivul pentru perspectivele limitate pe care le-am derivat de la PMM pe baza ecologiei peisajului cantitativ până în prezent (Forman, 1981).

Matricea – Un peisaj este compus, în mod tipic, din mai multe tipuri de elemente de peisaj (de obicei, zone). Dintre acestea, matricea este cel mai extins și mai conectat tip de peisaj și, prin urmare, joacă rolul dominant în funcționarea peisajului (Forman și Godron 1986). În cele mai multe peisaje, tipul de matrice este evident pentru evaluator. Cu toate acestea, în unele peisaje sau la un moment dat în timpul traiectoriei unui peisaj, elementul matricei nu va fi evident. Într-adevăr, este posibil să nu fie adecvat să considerăm orice element ca matrice. În plus, desemnarea unui element matrice depinde în mare măsură de fenomenul examinat.

Este important să se înțelegă modul în care măsurile de modelare a peisajului sunt influențate de desemnarea unui element de matrice. Dacă un element este desemnat drept matrice și, prin urmare, presupus a funcționa ca atare (adică are o influență dominantă asupra dinamicii peisajului), atunci nu ar trebui să fie inclus ca un alt tip de "zonă" care să medieze pur și simplu o anumită caracteristică în toate zonele de exemplu, mărimea zonei medii, forma zonelor medii. În caz contrar, matricea va domina măsura și va servi mai mult pentru a caracteriza matricea decât zonele din peisaj, deși acest lucru poate fi el însuși semnificativ în unele aplicații. Din punct de vedere practic, este important să recunoaștem acest lucru deoarece, în FRAGSTATS, matricea poate fi exclusă din calcule prin desemnarea valorii clasei ca fundal. Dacă matricea nu este exclusă din calcule, este mai important să se utilizeze statisticile la nivel de clasă pentru fiecare tip de zone și pur și simplu să se ignore tipul de zone desemnate drept matrice. Din punct de vedere conceptual, este important să recunoaștem că alegerea și interpretarea măsurărilor peisajelor trebuie în cele din urmă evaluate în funcție de semnificația lor ecologică, care depinde de modul în care peisajul este definit, inclusiv alegerea tipurilor de patch-uri și desemnarea unui matrice.

Este de datoria cercetătorului sau a managerului să determine dacă există un element matrice și ar trebui să fie desemnat având în vedere amploarea și fenomenul luat în considerare.

http://www.umass.edu/landeco/research/fragstats/documents/Conceptual%20Background/Patch-Corridor-Matrix%20Model/Patch-Corridor-Matrix%20Model.htm

Figura 6.1.2 – Reprezentarea structurii peisajului prin Patch Matrix Model (PMM)

În tabelul 6.1.1 sunt prezentate avantajele și dezavantajele metodei Patch Matrix Model

Tabelul 6.1.1 – Avantaje și dezavantaje – Patch matrix model (PMM)

6.2. Aplicare metodă și rezultate

6.2.1 Evaluarea utilizării terenurilor în orașul Botoșani și zonele limitrofe acestuia în anul 2009

Figura 6.2.1 – Matricea orașului Botoșani și a zonelor limitrofe în anul 2009. (A – zona verde; B – zona gri; C – zona ecologică/naturală; D – zona verde amenajată/construită de om; E – zonă verde temporară tranzitorie; I – coridor feroviar; II – cale acces: DN 29B; III – cale acces: Bulevard Mihai Eminescu; IV – cale acces: DN29; V – cale acces: E58); Sursa: Google Earth Pro: 17/05/2009

Harta orașului Botoșani și a zonelor acestuia limitrofe a fost împărțită într-o matrice formată din 19 suprafețe. În următoarele rânduri se va interpreta matricea de mai sus pe fiecare suprafață în parte.

În prima, a doua, a patra, a cincea și cea de-a opta suprafață (S1, S2, S4, S5 și S8), se observă că aproximativ 30% din suprafața terenului este ocupată de zona verde (A), restul de 70% fiind zona ecologică/naturală (C), suprafața S1 cuprinzând și o mică parte de zonă gri (B), o parte din zona industrială a orașului.

Suprafața S3 de pe hartă este în mare parte o zonă gri (B), datorită zonei industriale a orașului. Există și un procent de aproximativ 10 % de zonă naturală (C).

În cazul suprafețelor S6, S9, S12, S14, S15 și S16, zona verde (A) este cea majoritară. În suprafața S6, aproximativ 40% din zonă este gri (B); în zona S9, 80% din teren se află în zona verde (A), restul de 20% este zonă verde temporară tranzitorie (E); în suprafața S12, 20% din zonă este gri (B) și 40% este zonă ecologică (C); iar în suprafețele 15 și 16 peste 80% din teren se află în zona verde (A), restul fiind în zonă ecologică (C).

Suprafețele S7, S10, S11 și S13 sunt suprafețele cu cel mai mare procent de zonă gri (A), în suprafețele S7 și S10 se regăsesc zone ecologice (C), iar în suprafața 10 avem o zonă verde amenajată (stadionul municipal).

În suprafețele S17, S18 și S19, zonele ecologice (C) sunt cele mai predominante fiind urmate de zonele verzi (A).

6.2.2. Evaluarea utilizării terenurilor în orașul Botoșani și zonele limitrofe acestuia în anul 2018

Figura 6.2.2 – Matricea orașului Botoșani și a zonelor limitrofe în anul 2018. (A – zona verde; B – zona gri; C – zona ecologică/naturală; D – zona verde amenajată/construită de om; E – zonă verde temporară tranzitorie; I – coridor feroviar; II – cale acces: DN 29B; III – cale acces: Bulevard Mihai Eminescu; IV – cale acces: DN29; V – cale acces: E58); Sursa: Google Earth Pro: 21/04/2018

În prima, a doua, a cincea și cea de-a opta suprafață (S1, S2, S5 și S8), se observă că aproximativ 40% din suprafața terenului este ocupată de zona verde (A), restul de 60% fiind zona ecologică/naturală (C), suprafața S1 cuprinzând și o mică parte de zonă gri (B), o parte din zona industrială a orașului.

Suprafața S3 de pe hartă este în mare parte o zonă gri (B), datorită zonei industriale a orașului. Există și un procent de aproximativ 10 % de zonă naturală (C).

Pe suprafața S4 aproximativ 30% reprezintă o zonă verde amenajată/construită de om (D), 30% reprezintă zona verde (A) și restul de 40% reprezintă zona ecologică (C).

În cazul suprafețelor S6, S9 și S12, zonele verzi (A) și zonele gri (B) sunt majoritare.

Suprafețele S7, S10 și S14 sunt în mare pare alcătuite din zone gri (B) și zone ecologice (C). În suprafața 10 se observă o zonă verde amenajată (D).

În cazul suprafețelor S11, S13 și S16, zona gri predomină.

În suprafețele S15, S17, S18 și S19, zonele ecologice (C) și zonele verzi (A) sunt cele mai predominante.

6.2.3. Rezultate

Figura 6.2.3 – Rezultatul comparării matricilor 6.1.2 și 6.2.3. (A – zona verde; B – zona gri; C – zona ecologică/naturală; D – zona verde amenajată/constuită de om; E – zonă verde temporară tranzitorie; I – coridor feroviar; II – cale acces: DN 29B; III – cale acces: Bulevard Mihai Eminescu; IV – cale acces: DN29; V – cale acces: E58); Sursa: Google Earth Pro: 21/04/2018

În urma comparării celor doua matrici s-au obținut următoarele rezultate:

Suprafețele S1, S2, S5, S6, S7, S8, S10, S12, S15, S17 și S19, din anul 2009 până în prezent au suferit mici modificări ce constau în creșterea zonei verzi (A), prin construcții de clădiri, drumuri, etc.

Suprafața S3 nu suferă nici o modificare pe parcursul celor 9 ani.

În ceea ce privește următoarele suprafețe, modificările au fost puțin mai accentuate. Aproximativ 50 % din zona ecologică/naturală (C) a suprafeței S4 a fost transformată într-o zonă verde amenajată (construită de oameni), aceasta fiind ” Parcul Regional de Agrement Turistic și Sportiv Cornișa Botoșani”.

În 2009, suprafața S9 prezenta o zonă verde temporară tranzitorie (E), în prezent acel teritoriu a devenit o zonă verde (A).

În cazul suprafețelor S11, S13. S14 și S16, zonele verzi (A) observate pe harta anilor 2009 au devenit zone gri.

În anul 2018 zona ecologică (C) din suprafața S18 a devenit zona verde (A).

Capitolul VII – Plan de utilizare durabilă a terenului

Concluzii

Bibliografie

Ebenezer, H. – ”Garden cities of Tomorrow” – London: Swan Sonnenschein & Co., 1902.

Geddes, P. – ”Cities in evolution: An introduction to the town-planning movement and the study of cities” – London: Williams and Norgate, 1915.

Fang, C., & Yu D. – ”Urban agglomeration: An evolving concept of an emerging phenomenon” – Jurnalul Landscape and Urban Planning 162 126–136, 2017.

Lin, X., & Chen, Z. – ”Review and outlook for urban agglomeration studies within and without China” – Tropical Geography, 23(1) 44–50, 2003.

Kahn, H., & Wiener, A. J. – ”The next thirty-three years: A framework for speculation.” – Daedalus, 705–732, 1967.

Grigg, D. B. – ”The Dynamics of Agricultural Change: the Historical Experience.” -Hutchinson, London., 1982.

Nadja Kabisch, Michael Strohbach, Dagmar Haase, Jakub Kronenberge – ”Urban green space availability in European cities” – Jurnalul Ecological Indicators 70 586–596, 2016.

John Wiley & Sons Ltd – ”The Industrial Revolution and Land Transformation” – Jurnalul Land Transformation in Agriculture, 1987.

Dragoș Simandan – ”Industrialization” – Brock University, St. Catharines, ON, Canada. – https://www.researchgate.net/publication/305725435_Industrialization, 2009.

Hidefumi Imura, Jin Chen, Shinji Kaneko, Toru Matsumoto – ”Analysis of Industrialization, Urbanization and Land-use Change in East Asia According to the DPSER Framework”.

David Satterthwaite, Gordon McGranahan, Cecilia Tacoli – ”Urbanization and its implications for food and farming” – Jurnalul Phil. Trans. R. Soc. B 365, 2809–2820, 2010.

J.H. Rodriguez, S.B. Weller, E.D. Wannaz, A. Klumpp, M.L. Pignata – ”Air quality biomonitoring in agricultural areas nearby to urban and industrial emission sources in Córdoba province, Argentina, employing the bioindicator Tillandsia capillaris” – Jurnalul Ecological Indicators 11 1673–1680, 2011.

Yaobin Liu, Chengsheng Yao, Guixin Wang, Shuming Bao – ”An integrated sustainable development approach to modeling the eco-environmental effects from urbanization” – Jurnalul Ecological Indicators 11 1599–1608, 2011.

Michael W. Strohbach, Dagmar Haase – ”Above-ground carbon storage by urban trees in Leipzig, Germany: Analysis of patterns in a European city” – Jurnalul Landscape and Urban Planning 104 95– 104, 2012.

”Advancing understanding of the complex nature of urban systems” – Jurnalul Ecological Indicators 70 566–573, 2016.

Johannes Langemeyer, Erik Gómez-Baggethun, Dagmar Haase, Sebastian Scheuer, Thomas Elmqvist – ”Bridging the gap between ecosystem service assessments and land-use planning through Multi-Criteria Decision Analysis (MCDA)” – Jurnalul Environmental Science & Policy 62 45–56, 2016.

Dagmar Haase, Annegret Haase, Nadja Kabisch, Sigrun Kabisch, Dieter Rink – ”Actors and factors in land-use simulation: The challenge of urban shrinkage” – Jurnalul Environmental Modelling & Software 35 92-103, 2012.

Dumitru M., Ciobanu C., Manea Alexandrina, Cârstea St., Gamenț Eugenia, Vrânceanu Nicoleta, Tănase Veronica, Calciu Irina – ”Privire generală asupra monitoringului calității solului.” Lucr. a XVII-a Conf. Naț. pentru Șt. Solului. Publ. SNRSS, Nr. 34A, Vol. 1, București, 2004.

Sophie Schetk, Dagmar Haase – ”Multi-criteria assessment of socio-environmental aspects in shrinking cities. Experiences from eastern Germany.” – Jurnalul Environmental Impact Assessment Review 28 483–503, 2008.

Nijkamp P, Torrieri F, Vreeker R. – ”A decision support system for assessing alternative projects for the design of a new road network. Methodology and application of a case study.” – Journal of Man and Decision making No. 2, Amsterdam: Inder Science Publications; 2002.

Schöning G, Borchard K. – ”Städtebau im Übergang zum 21.” – Stuttgart: Jahrhundert; 1992.

Kabisch, N. – ”Ecosystem service implementation and governance challenges in urban green space planning—the case of Berlin, Germany.” – Land Use Policy 42, 557–567, 2015.

Kabisch, N., Haase, D., – ”Green justice or just green? Provision of urban green spaces in Berlin, Germany.” – Landscape Urban Plann 122, 129–139, 2014.

TEEB — The Economics of Ecosystems and Biodiversity – ”The economics of ecosystems & biodiversity: mainstreaming the economics of nature: a synthesis of the approach, conclusions and recommendations of TEEB. P. Sukhdev, P. (Ed.). UNEP. www.teebweb.org, 2010.

Nina Schwarz, Annette Bauer, Dagmar Haase – ”Assessing climate impacts of planning policies — An estimation for the urban region of Leipzig (Germany)” – Jurnalul Environmental Impact Assessment Review 31 97–111, 2011.

Francesc Baró, Dagmar Haase, Erik Gómez-Baggethun, Niki Frantzeskaki – ”Mismatches between ecosystem services supply and demand in urbanareas: A quantitative assessment in five European cities” – Jurnalul Ecological Indicators 55 146–158, 2015.

Grêt-Regamey, A., Celio, E., Klein, T.M., Wissen Hayek, U. – ”Understanding ESs trade-offs with interactive procedural modeling for sustainable urban planning.” – Jurnalul Landscape Urban Plann. 109 (1), 107–116, 2013.

Cork, S.J., Proctor, W. – ”Implementing a process for integration research: ESs Project, Australia.” – Jurnalul Res. Pract. 1 (2), 1–25, 2005.

Karjalainen, T.P., Marttunen, M., Sarkki, S., Rytkönen, A.-M. – ”Integrating ESs into environmental impact assessment: an analytic-deliberative approach.” – Jurnalul Environmental Impact Assess. Rev. 40, 54–64, 2013.

Oikonomou, V., Dimitrakopoulos, P.G., Troumbis, A.Y. – ”Incorporating ecosystem function concept in environmental planning and decision-making by means of multi-criteria evaluation: the case-study of Kalloni Lesbos, Greece.” – Jurnalul Environ. Manag. 47 (1), 77–92, 2011.

Kahn, H., & Wiener, A. J. – ”The next thirty-three years: A framework for speculation.” – Daedalus, 705–732, 1967.

Henning Nuissl, Dagmar Haaseb, Martin Lanzendorf, Heidi Wittmerd – ”Environmental impact assessment of urban land use transitions – A context-sensitive approach.” – Jurnalul Land Use Policy 26 414–424, 2009.

Nadja Kabisch, Dagmar Haase, Matilda Annerstedt van den Bosch – ”Adding Natural Areas to Social Indicators of Intra-Urban Health Inequalities among Children: A Case Study from Berlin, Germany.” – Jurnalul International Journal of Environmental Research and Public Health.

Angela Lausch, Thomas Blaschke, Dagmar Haase, Felix Herzog, Ralf-Uwe Syrbe, Lutz Tischendorf, Ulrich Walz – ”Understanding and quantifying landscape structure – A review on relevant process characteristics, data models and landscape metrics.” – Jurnalul Ecological Modelling 295 31–41, 2015.

Steffen Lauf, Dagmar Haase, Birgit Kleinschmit – ”Linkages between ecosystem services provisioning, urban growth and shrinkage – A modeling approach assessing ecosystem service trade-offs.” – Jurnalul Ecological Indicators 42 73–94, 2014.

Francesc Baró, Ignacio Palomo, Grazia Zulian, Pilar Vizcaino, Dagmar Haase, Erik Gómez-Baggethun – ”Mapping ecosystem service capacity, flow and demand for landscape and urban planning: A case study in the Barcelona metropolitan region.” – Jurnalul Land Use Policy 57 405–417, 2016.

Neele Larondelle, Dagmar Haase, Nadja Kabisch – ”Mapping the diversity of regulating ecosystem services in European cities.” – Jurnalul Global Environmental Change 26 119–129, 2014.

Haase D, Nuissl H. – ”Does urban sprawl drive changes in the water balance and policy? The case of Leipzig (Germany) 1870–2003.” – Landsc Urban Plan, 80:1–13, 2007.

Blaschke, T. – ”The role of the spatial dimension within the framework of sustainable landscapes and natural capital.” – Jurnalul Landsc. Urban Plann. 75 (3–4) 198–226, 2006.

Forman, R.T.T., Godron, M. – ”Patches and structural components for a landscape ecology.” – Jurnalul Bioscience 31 (10), 733–740, 1981.

Forman, R.T.T., Godron, M. – ”Landscape Ecology.” – Cambridge University Press, Cambridge, 1986.

Forman, R.T.T. – ”Land Mosaics. The ecology of Landscapes and Regions.” – Cambridge University Press, Cambridge, 1995.

www.dezvoltaredurabila.gov.ro

https://www.mae.ro/node/35919

https://docslide.net/documents/strategia-pentru-o-dezvoltare-durabila-florin.html

https://www.eea.europa.eu/ro/themes/landuse/intro

http://www.capital.ro/suprafata-de-spatii-verzi-pe-cap-de-locuitor-in-romania-175-mp-110447.html

http://adevarul.ro/locale/botosani/botosani-stam-spatii-verzi-1_50acfaba7c42d5a6638d0177/index.html

http://www.umass.edu/landeco/research/fragstats/documents/Conceptual%20Background/Patch-Corridor-Matrix%20Model/Patch-Corridor-Matrix%20Model.htm