ȘCOALA DOCTORALĂ SIMION MEHEDINȚI NATURĂ ȘI DEZVOLTARE DURABILĂ [628611]

1 UNIVERSITATEA DIN BUCUREȘTI
FACULTATEA DE GEOGRAFIE
ȘCOALA DOCTORALĂ SIMION MEHEDINȚI „NATURĂ ȘI DEZVOLTARE DURABILĂ”

METODE DE IDENTIFICARE ȘI EVALUARE A CONECTIVITĂȚILOR INFRASTRUCTURILOR
VERZI URBANE ÎN ROMÂNIA
-rezumatul tezei de doctorat –

Coordonator științific:
Prof. univ. dr. MARIA PĂTROESCU

Doctorand: [anonimizat]
2016

2 CUPRINS
INTRODUCERE ………………………….. ………………………….. ………………………….. ………………….. 4
CAPITOLUL I INFRASTRUCTURILE VERZI URBANE – INSTRUMENT AL
PLANIFICĂRII ȘI AMENAJĂRII URBANE SUSTENABILE ………………………….. ………. 5
1.1 Urbanizarea și sustenabilitatea – contradicții și complementarități ………………………… 5
1.2. Definirea conceptului de infrastructuri verzi urbane ………………………….. ………………… 6
1.3 Aspecte legislative ale infrastructurilor verzi urbane ………………………….. ………………… 8
1.4 Direcții prioritare în cercetarea infrastructurilor verzi urbane ………………………….. ….. 9
CAPITOLUL II INFRASTRUCTURIL E VERZI URBANE – STRUCTURĂ ȘI
MULTIFUNCȚIONALITATE ………………………….. ………………………….. ………………………… 10
2.1 Caracteristicile structurale ale infrastructurilor verzi urbane ………………………….. …. 10
2.2 Infrastructurile verzi urbane – funcționalitate și servicii ecosistemice în mediul
urban ………………………….. ………………………….. ………………………….. ………………………….. …….. 11
2.3 Infrastructurile verzi urbane în relație cu biodiversitatea urbană ………………………… 12
2.4 Conceptul de conectivitate în analiza infrastructurilor verzi urbane …………………….. 12
2.5 Raporturile infrastructurilor verzi urbane cu cele construite dim mediul urban …… 14
CAPITOLUL III EVALUAREA CANTITATIVĂ A INFRASTRUC TURILOR VERZI
URBANE ÎN ORAȘELE DIN ROMÂNIA ………………………….. ………………………….. ……….. 14
3.1 Necesitatea analizei cantitative a infrastructurilor verzi urbane ………………………….. . 14
3.2 Metodologie ………………………….. ………………………….. ………………………….. ………………….. 16
3.2.1 Evaluarea situației actuale a SVU din orașele României ………………………….. …………….. 18
3.2.2 Identificarea tipologiilor de SVU la nivelul orașelor României ………………………….. …… 19
3.2.3 Identificarea factorilor determinanți ai variabilității SVU/locuitor în orașele din
România ………………………….. ………………………….. ………………………….. ………………………….. …. 20
3.3 Rezultate ………………………….. ………………………….. ………………………….. ………………………. 22
3.3.1 Distribuția indicatorului de SVU/locuitor în orașele României ………………………….. ……. 22
3.3.2 Tipologiile orașelor d in România după ponderea categoriilor de SVU în spațiul urban . 24
3.3.3 Identificarea categoriilor de SVU și distribuția lor în or așele din România ……………….. 24
3.3.4 Factorii care explică variabilitatea indicatorului de SVU/locuitor în orașele României . 27
3.4 Discuții ………………………….. ………………………….. ………………………….. …………………………. 28
CAPITOLUL IV EVALUAREA FUNCȚIONALĂ A INFRASTRUCTURILOR VERZI
URBANE ………………………….. ………………………….. ………………………….. ………………………….. .. 33
4.1 Necesitatea evaluării funcționale a infrastructurilor verzi urbane ………………………… 33
4.2 Metodologie ………………………….. ………………………….. ………………………….. ………………….. 33
4.3 Rezultat e ………………………….. ………………………….. ………………………….. ………………………. 34
4.3.1 Gradul de multifuncționalitate al infrastructurilor verzi urbane ………………………….. …… 34
4.3.2 Importanța infrastructurilor verzi urbane în furnizarea serviciilor ecosistemice …………. 36
4.4 Discuții ………………………….. ………………………….. ………………………….. …………………………. 39
CAPITOLUL V RELAȚIA DINTRE MEDIUL URBAN ȘI ARIILE PROTEJATE DIN
PROXIMITATE ………………………….. ………………………….. ………………………….. ………………… 41
5.1 Deficitul de spații de recreere urbane și amenințările ind use ariilor naturale
protejate ………………………….. ………………………….. ………………………….. ………………………….. … 41

3 5.2 Metodologie ………………………….. ………………………….. ………………………….. ………………….. 43
5.2.1 Identificarea și prioritizarea factorilor care explică intensitatea urbanizării în siturile
Natura 2000 din România ………………………….. ………………………….. ………………………….. ……… 43
5.3 Rezultate ………………………….. ………………………….. ………………………….. ………………………. 44
5.3.1 Factorii implicați în intensificarea procesului de urbanizare în siturile Natura 2000 …… 44
5.4 Discuții ………………………….. ………………………….. ………………………….. …………………………. 45
CAPITOLUL VI EVA LUAREA CONECTIVITĂȚII INFRASTRUCTURILOR
VERZI URBANE DIN ORAȘELE ROMÂNIEI ………………………….. ………………………….. . 46
6.1 Importanța conectivității structurale pentru infrastructurile verzi urbane …………… 46
6.2 Metodologie ………………………….. ………………………….. ………………………….. ………………….. 47
6.2.1 Evaluarea conectivității structurale a infrastructurilor verzi urbane din România ………. 47
6.3 Rezultate ………………………….. ………………………….. ………………………….. ………………………. 48
6.3.1 Evaluare a conectivității la nivel de categorii ale infrastructurii verzi urbane …………….. 48
6.3.3 Evaluarea conectivității structurale a infrastructurilor verzi urbane cu elementele verzi
din proximitatea orașelor ………………………….. ………………………….. ………………………….. ………. 49
6.4 Discuții ………………………….. ………………………….. ………………………….. …………………………. 51
6.5 Conectivitatea funcțională a infrastructurilor verzi urbane în România. Studiu de
caz: Municipiul București ………………………….. ………………………….. ………………………….. …… 53
6.6 Metodologie ………………………….. ………………………….. ………………………….. ………………….. 54
6.6.1 Identificarea criteriilor și arealelor favorabile pentru planificarea pistelor de biciclete .. 54
6.7 Rezultate ………………………….. ………………………….. ………………………….. ………………………. 55
6.7.1 Arealele favorabile pentru planificarea pistelor de biciclete ………………………….. ……….. 55
6.8 Discuții ………………………….. ………………………….. ………………………….. …………………………. 57
6.9 Integrarea p ercepției sociale în analiza conectivității funcționale a infrastructurilor
verzi urbane ………………………….. ………………………….. ………………………….. ……………………….. 59
6.10 Metodologie ………………………….. ………………………….. ………………………….. ………………… 59
6.10.1 Evaluarea percepției asupra elementelor de conectivitate funcțională dintre parcurile
urbane ale Municipiului București ………………………….. ………………………….. ………………………. 59
6.11 Rezultate ………………………….. ………………………….. ………………………….. …………………….. 61
6.11.1 Percepția și comportamentul utilizatorilor de biciclete din parcurile urbane al
Municipiului București ………………………….. ………………………….. ………………………….. …………. 61
6.12 Discuții ………………………….. ………………………….. ………………………….. ……………………….. 63
CONCLUZII GENERALE ………………………….. ………………………….. ………………………….. …. 67
BIBLIOGRAFIE ………………………….. ………………………….. ………………………….. ………………… 69

4 INTRODUCERE
Expansiunea urbană și presiunile rezultate au determinat cercetătorii și factorii de decizie să identifice
instrumente care să scadă valoarea amprent ei ecologic e și să contribuie la îmbunătățirea calității vieții
rezidenților. Infrastructurile verzi urbane sunt considerate astfel de instrumente eficiente în dezvoltarea
sustenabilă și rezilientă a spațiilor urbane, în contextul unei dinamici accentuate (Weiss, 2016 ). Analiza
infrastructurilor verzi urbane conduce la rezultate complexe, de la beneficiile și serviciile ecosistemice furnizate
pentru bunăstarea locuitorilor, la impactul acestor asupra maril or procese ecologice sau climatice.
Subiectul abordat este actual și prezintă importanță pentru dezvoltare a și regândirea problematicii și
structurii spațiilor urban e, acestea necesitând soluții pentru abordări durabile. Infrastructurile verzi urbane
repre zintă unul din cele mai importante instrumente, la momentul actual, de diminuare a efectelor create de
activitățile umane în mediul urban și de maximizare a serviciilor ecosistemice necesare societății. Astfel că,
furnizarea de informații și rezultate prac tice, în special autorităților decizionale, este importantă în procesul de
planificare urbană. La nivel național, studiul încearcă să acopere lipsa informației cu privire la infrastructurile
verzi urbane care determină o abordare confuză în mediul administ rativ și legislativ.
Din acest motiv, scopul acestei lucrări este de a realiza o evaluare complexă a elementelor de structură,
funcționalitate și conectivitate a infrastructurilor verzi urbane din orașele Români ei, elemente care pot contribui
la îmbunătățirea calității vieții și dezvoltarea orașelor durabile , dar și la regândirea politicilor publice urbane.
Obiectivele generale ale lucrării sunt (1) analiza caracteristicilor spațiilor verzi în mediul urban, (2) evaluarea
serviciilor ecosistemice g enerate de către infrastructurile verzi și (3) evaluarea integrată a conectivității
infrastructurilor verzi în profil urban și regional.
Considerăm că elementele de originalitate constau în îmbunătățirea cunoașterii distribuției spațiale a
infrastructurilo r verzi urbane și a conexiunii acestora cu celelate componente ale mediului urban, la un grad de
detaliu mare. Rezultatele obținute oferă o imagine detaliată asupra stării spațiilor verzi la nivel național și asupra
relației infrastructurilor verzi cu uti lizatorii urbani. Studiul crește nivelul de cunoștințe referitor la gradul de
conectivitate al infrastructurilor verzi urbane precum și al rețelelor complementare din exterior. De asemenea,
lucrarea contribuie la crearea unei imagini comprehensive asupra s tructurii și multifuncționalității spațiilor verzi
la nivel național. Originalitatea lucrării este susținută și de aplicarea metodelor de evaluare statistică și a
tehnicilor GIS, eficiente în testarea ipotezelor propuse.
Lucrarea este structurată în șase capitole. Primul capitol discută relevanța infrastructurilor verzi pentru
sustenabilitatea orașelor și tratează aspectele teoretice legate de concept , cadrul legislativ și principalele direcții
de cercetare . Cel de -al doilea capitol ilustrează elementele s tructurale și funcționale , alături de conceptul de
conectivitate asociat infrastructuril or verzi urbane. Capitolul III vine să susțină aspectele teoretice menționate
mai sus și analizează disponibilitatea de spațiu verde pe cap de locuitor , la nivel național și factorii care
influențează această distribuție, identificând soluții pentru dezvoltarea eficientă a infrastructurilor verzi.
Capitolul IV evaluează relația dintre categoriile de spații verzi urbane și potențialul de furnizare al serviciilor
ecosistemice pentru rezidenți . Analiza prezentată în cadrul capitolului V evidențiază relația stabilită între
disponibilitatea de spațiu verde pentru recreere din mediul urban și presiunile apărute la nivelul ariilor naturale
protejate din proximitate. Conect ivitatea infrastructurilor verzi urbane este analizată în cadrul capitolului VI ,
care evidențiază faptul că multifuncționalitatea este direct legată de gradul de conectare al spațiilor verzi urbane.

5 Adresez sincere mulțumiri conducătorului meu de doctorat , Prof. Univ. Dr. Maria Pătroescu , pentru
sprijinul și îndrumarea științifică necesară elaborării lucrării. Sugestiile de o mare valoare științifică au
îmbunătățit conținutul lucrării.
În mod special, doresc să mulțumesc Prof. Dr. Cristian Iojă pentru sugestiile care au condus la
dezvoltarea acestei lucrări. De asemenea , doresc să îi mulțumesc domnului profesor pentru încrederea de a lucra
în echipa proiectului PN-II-RU-TE-2014 -4-0673 Metodologie pentru managementul și soluționarea
conflictelor de mediu în siturile Natura 2000 , proiect care mi -a oferit viziunea necesară analizei relațiil or
infrastructurilor verzi și în afara mediului urban.
Rezultate importante ale acestei lucrări au fost obținute în cadrul proiectului PN-II-RU-TE-2014 -4-
0434 Dezvoltarea unui model de evaluare a potențialului infrastructurilor verzi pentru planificarea urban ă
durabilă , realizat sub coordonarea Conf. Univ. Dr Mihai Niță , căruia îî mulțumesc pentru încrederea oferită de
a lucra în echipa sa, dar și pentru discuțiile purtate și în urma cărora au apărut idei noi de cercetare și
interpretare a rezultatelor.
Colaborarea cu întreg colectivul Centrului de Cercetare a Mediului și Efectuarea Studiilor de
Impact (CCMESI) mi-a înlesnit dezvoltarea profesională și doresc să amin tesc colegii care m -au sfătuit și m -au
ajutat în demersul meu științific: dr. Simona Grădinaru, CS dr. Alina Hossu, asist. univ. dr. Diana Onose,
CS dr. Athanasios Gavrilidis , conf. univ. dr. Mihai Niță , lect. univ. dr. Gabriel Vânău și CS III dr.
Cristiana Ciocănea .

CAPITOLUL I INFRASTRUCTURILE VERZI URBANE – INSTRUMENT AL PLANIFICĂRII ȘI
AMENAJĂRII URBANE SUSTENABILE
1.1 Urbanizare a și sustenabilitate a – contradicții și complementarități
Fenomenul de urbanizare, intensificat puternic în ultimii 100 de ani, este caracterizat de o societate
umană cu o amprentă ecologică importantă asupra mediului (Wigginton et al., 2016 ). Urbanizarea apare în
cadrul orașelor deja existente, pe fondul dezvoltării economice semnificative , a creșterii numărului de locuitori
dintr -un spațiu și a migrațiilor cauzate de oportunitatea pentru o calitate a vieții crescută (Bloom et al., 2008 ). Ca
urmare a necesarului de spațiu pentru locuit, una din cele mai mari probleme asociate urbanizării este
modificarea utilizării terenului. Aceasta conduce la rândul ei la modificări majore ale proceselor de scurgere
pluvială , ale nivelului de impermeabilizare a terenului sau a proceselor climatice (Kammen & Sunter, 2016 ). La
nivel global, modificările climatice sunt asociate activităților din mediul urban și sunt cauzate de emiterea
gazelor cu efect de seră din transporturi sau producerea energiei (Kammen & Sunter, 2016 ; Kelly, 2016 ).
Dinamica urbanizării și intensificarea fenomenului de urban sprawl contribuie la u n impact regional
ridicat, unde procesele ecologice inițiale sunt modificate de morfologia urbană (Gavrilidis, 2014 ; Grădinaru,
2015 ).
Orașele în sine prezintă un consum foarte mare de resurse, de la hrană, la materiale de construcții și
energie (Wigginton et al., 2016 ). Pe lângă toate acestea, apartenența la mediul urban a condus la modificarea
comportamentului locuitorilor în raport cu modele de consum (Seto & Ramankutty, 2016 ) și stilul de viață, în
prezent, sedentar (Normile, 2016 ).

6 Schimbări le majore ale fizionomiei și structurii teritoriului , fac din orașe ecosisteme cu caracteristici
particulare (Clergeau, 2011 ) precum temperaturile mai ridicate, umiditatea scăzută , poluarea aerul ui și a apei,
presiunea antropică tot mai accentuată și diversificată , iluminarea artificială sau fragmentarea habitatelor.
Ecologia urbană , inițial apărută din nevoia evaluării speciilor de plante și animale din orașe
(McDonnell & MacGregor -Fors, 2016 ), s-a remarcat ca o disciplină importantă în procesul de înțelegere a
presiunii antropice și de identificare a instrumentelor pentru diminuarea efectelor acesteia (Rebele, 1994 ).
Analiza ecosistemelor urb ane este realizată prin utilizarea cunoștințelor științifice și considerarea aspectelor
sociale, pentru a asigura echilibrul între dezvoltare economică și sustenabilitatea mediului.
Prin regândirea mediilor urbane pentru minimizarea efectelor expansiunii teritoriale , se încearcă
dezvoltarea unor sisteme sustenabile și reziliente (United Nations, 2016 ), care să diminueze valoarea ampren tei
ecologi ce (Niță, 2011 ) și să contribuie la o calitate crescută a vieții locuitorilor (Normile, 2016 ).
Infrastructurile verzi urbane vin în sprijinul demersurilor ecologiei urbane de a diminua efectele
negative ale urbanizării și de a asigura locuitorilor din mediul urban confortul locuirii și spațiul pentru
interacțiunea cu natura. Infrastructurile verzi u rbane se remarcă prin trei acțiuni majore în spațiile antropice:
contribuie la sustenabilitatea urbană, la procesul de reziliență al ecosistemelor și întrețin metabolismul
urban .
Sustenabilitatea mediilor urbane reprezintă o provocare pentru orașele cu r itm accelerat de dezvoltare,
ca urmare a dezechilibrelor de mediu și creșterii demografice apărute (Wu, 2008 ). Factorii de decizie trebuie să
asigure nevoile locuitorilor mediul ui urban din resurse regenerabile fără să compromită capitalul natural din alte
spații sau pe cele pentru generațiile viitoare (WCED, 1987 ). Sustenabilita tea urbană este cu atât mai importantă
cu cât orașele adăpostesc peste 50% din populația globului iar popularitatea acestora este în creștere (Wu, 2010 ).
Sustenabilitateau urbană presupune un acces echitabil și eficient la resurse, protecția mediului, asigurar ea
sănătății populației și respectarea diversității sociale, totul în contectul dezvoltării economice (Alberti &
Susskind, 1996 ).
Prezența infrastructurilor verzi urbane în orașe contribuie la atingerea țintelor de sustenabilitate
(Campbell, 1996 ). Spațiile verzi din mediile urbane coincind cu sisteme care sprijină mediul urban să se
autosusțină pe termen lung. Procesul se traduce prin prezența acelor beneficii și servicii care contribuie la
creșterea calității vieții locuitorilor și mai ales la scăderea costurilor de întreținere, specifice unui ecosistem
urban: costuri pentru diminuarea efectelor inundațiilor sau eroziunii în suprafață, investiții pentru minimizarea
efectelor și suprafeței insulei de căldură urbană și a surselor de degradare a aerului, infrastructu ră pentru
recreere , etc. În lipsa infrastructurilor verzi urbane, administrațiile locale trebuie să asigure furnizarea acestor
servicii ecologice, cu contr ibuții financiare suplimentare.
1.2. Definirea conceptului de infrastructuri verzi urbane
Infrastructurile verzi urbane sunt instrumente cheie în dezvoltarea sustenabilă a mediilor urbane (James
et al., 2009 ). Ele furnizează numeroase servicii ecosistemice de aprovizionare, reglare, culturale ori de su port
(TEEB, 2010 ; European Commission, 2014 ) ce contribuie dec isiv la îmbunătățirea calității locuirii (Blanc,
2011 ), inclusiv în mediile interioare ale locuințelor (Wang et al., 2014 ). Relevante sunt serviciile ecosistemice
precum filtrarea noxelor și ameliorarea calității aerului (Bolund & Hunhammar, 1999 ), reglarea climatului la
nivel local (Bastian et al., 2012 ), servicii le de nature experience , recreere și practicarea activităților sportive
(Chiesura, 2004 ) sau controlul scurgerii apelor pluviale (Breuste et al., 2013 ).

7 Definirea infrastructurilor verzi pleacă de la ideea că, protecția biodiversității nu trebuie să fie limitată
doar la nivelul ariilor protejate sau a mediilor naturale. Păstrarea unei conectivități, pentru schimbul de fluxuri
de materie, energie și informație, va contribui la menținerea biodiversității pe termen lung, din mediile naturale
spre mediile rurale și urbane.
Pentru a face referire la elementele verzi din ecosistemele urbane, formulările au variat de la mobilier
urban (Levesque, 1999 ), la spații verzi urbane , rețea de spații verzi (Tzoulas & James, 2010 ) și infrastructuri
verzi urbane . Această ultimă denumire include toate categoriile de spații verzi prezente în med iul urban, care
îndeplinesc anumite funcții în mod complementar și între care există o interacțiune de fluxuri. A fost introdus ă
pentru a crea un cadru comprehensiv de planificare teritorială (Sandström, 2002 ).
La nivelul mediilor urbane din România, spațiile verzi sunt considerate suprafețe oxigenante cu rol în
îmbunătățirea confortului locuitorilor și a esteticii peisajului urban (Pătroescu et al., 2004 ). În abordarea
geografică, infrastructurile verzi urbane sunt caracterizate de distribuția spațială și cum influențează aceasta
capacitatea de furnizare a serviciilor ecosistemice (Niță, 2016 ).
Există numeroase definiții ale infrastructurilor verzi , majoritatea evidențiind caracterul multifuncțional
și interconectat al acestora, precum și capacitatea de a contribui la îmbunătățirea calității vieții locuitorilor, atât
prin beneficii de ordin ecologic și social cât și economic .
Infrastructurile verzi urbane reprezintă un ansamblu de spații verzi mai mult sau mai puțin conectate,
cu diferite funcții și servicii asociate bunăstării populației (Lafortezza et al., 2013 ). Spațiile verzi urbane sunt arii
acoperite cu vegetație care pot fi ac cesate în mod direct de publicul larg (Baycan -Levent et al., 2002 ), pentru a –
și asigura nevoile de recreere sau indirect pentr u asigurarea unor servicii ecosistemice.
În măsura în care infrastructurile verzi urbane sunt gestionate pentru a păstra cât mai fidel elementele
biotice și abiotice autohtone, acestea pot reprezenta spații de menținere a biodiversității chiar și în mediil e
urbane. Mai mult, acestea contribuie la creșeterea conectivității funcționale la nivel local și regional.
Categoriile de spații verzi urbane variază după structură , suprafață și funcția asociată (European
Commission, 2012 ). Suprafața reprezintă un indicator important pentru atractivita tea spațiului verde atât pentru
vizitatori cât și pentru speciile de floră și faună locală. Analiza infrastructurilor verzi urbane după funcționalitate
poate reprezenta un demers eficient în procesul de planificare. În același context, identificarea unor p robleme
precum apariția insulei de căldură urbană (Șandri c et al., 2016 ) poate conduce la planificarea și dezvoltarea unor
categorii de infrastructuri verzi urbane (de exemplu parcuri, aliniamente stradale, acoperișuri verzi), utile pentru
diminuarea efectelor induse de către manifestarea acestui fenomen (Karteris et al., 2016 ).
Ahern (2007 ) a dezvoltat o clasificare a spațiilor verzi după trei criterii: configurația spațială (arii,
coridoare sau ansambluri complexe) , scopul (conserv area biodiversității, recreere și manage mentul scurgerilor
pluviale) și strategia de planificare (stategie de protecție, strategie defensivă, strategie ofensivă sau strategie de
oportunitate). Clasificarea dezvoltată de autor reprezintă u n instrument pentru planificarea urbană care să
medieze procesele fizice și ecologice.
Agenția Europeană de Mediu clasifică spațiile verzi urbane funcție de scara la care sunt evaluate, de la
scară locală sau cartier ( de exemplu grădini ale școlilor , grădini de bloc ), nivel de sector (parcuri, spații verzi ale
zonelor industriale), la scară regională sau municipală (păduri urbane) (European Environment Agency, 2011 ).
Abordările actuale pun accent pe importanța accesibilității publice a spațiilor verzi urbane . Modalitatea
de gestiune a spațiilor verzi urbane este foarte importantă în contextul analizei necesarului de spațiu verde pe

8 cap de locuitor. Există spații verzi urbane gestionate privat (grădini ale spațiilor rezidențiale individuale) , public
(parcuri u rbane, aliniamente stradale) sau semi -public (grădini ale instituțiilor sau școlilor) (Cvejić et al., 2015 ).
În ceea ce privește cantitatea de spațiu verde pe cap de locuitor, este important să fie asigurată din spațiile verzi
publice și semi -publice. În primul rând , accesul este deschis în cadrul spațiilor verzi publice și semi -publice iar
locuitorii își pot asigura necesarul de recreere. Mai mult decât atât, asupra spațiilor verzi private nu există
controlul gestiunii, iar în multe cazuri speciile prezente în acestea nu sunt autohtone și se pot constitui în specii
invazive (Niemelä, 1999 ).
Categoriile care alcătuiesc infrastructurile verzi urbane în mediile urbane și sunt accesibile publicului
larg sunt: parcurile (reprezintă spațiu pentru recreere și contribuie la minimizarea poluării fonice) (Bolund &
Hunhammar, 1999 ) aliniamentele stradale (îmbunătățesc calitatea aerului și constituie habitat pentru specii de
păsări (DeGraaf & Wentworth, 1986 ), grădinile școlilor , grădinile instituțiilor publice , grădinile de bloc ,
cimitirele , terenurile sportive , la care se adaugă scuarurile (contribuie la drenarea apelor provenite din
precipitații și la reglarea microclimatului ) (De Ridder et al., 2004 ), pădurile urbane (constituie habitat pentru
speciile de faună) (Hobbs, 1988 ), precum și spații verzi asociate unor zone industriale sau comerciale (Badiu
et al., 2014b ).
Mai există și alte categorii de infrastructuri verzi urbane, dar multe dintre acestea nu sunt considerate
componente importante în procesul de planificare urbană din unele țări est -europene , inclusiv România :
acoperișurile verzi , grădinile verticale (Oberndorfer et al., 2007 ; Alexandri & Jones, 2008 ), terenurile
arabile , terenurile virane (European Environment Agency, 2011 ), serele (Iojă et al., 2014a ) sau pavajele
permeabile (Scholz & Grabowiecki, 2007 ).
În peisajul urban românesc, par curile sunt amenajate cu specii ierbacee, arbustive și arboricole și
prezintă utilități pentru recreere . Alinimentele stradale păstrează și specii de arbori autohtoni iar grădinile
instituțiilor și cele asociate spațiilor comerciale sunt amenajate prep onderent cu specii ornamentale . Aspectul
grădinilor de bloc variază funcție de modalitatea de întreținere, de la vegetație preponderent ierbacee la
vegetație foarte abundentă .
1.3 Aspecte legislative ale infrastructurilor verzi urbane
La nivel internaționa l se remarcă o serie de evenimente care au condus la integrarea conceptului de
infrastructură verde urbană în strategiile și programele oficiale . Printre primele momente cheie se deosebește
apariția Cartei de la Atena, în 1933 (Corbusier & Eardley, 1973 ), care insistă asupra importanței spațiilor verzi
în cadrul orașelor. Începând cu a nul 1961, noțiunea de spațiu verde este introdusă treptat în textele de
reglementare urbanistică (Lotfi et al., 2012 ), fenomen urmat de apariția diverselor acte normative referitoare la
aceas tă categorie de utilizare a terenului .
Conferința de la Rio din 1992 a reprezentat, prin principiile stabilite atunci, un demers în pregătirea
societății pentru dezvoltarea durabilă. Mai târziu, în contextul Conferinței Rio+20 privind Dezvoltarea
Sustenabilă , creșterea suprafeței infrastructurilor verzi urbane în orașe este considerată un indicator important
pentru atingerea țintelor de sustenabilitate urbană. Inițiativa Future Earth , dezvoltată în cadrul Conferinței
Rio+20 privind Dezvoltarea Sust enabilă , vine în sprijinul cercetărilor asupra schimbărilor globale . Printre
obiectivele de cercetare stabilite de Future Earth se regăsesc instrumentele pentru ameliorarea climatului,
soluțiile pentru utilizarea resurselor în mod echitabil și dezvoltarea orașelor sustenabile și reziliente la dezastre
(Future Earth, 2013 ).

9 Toate aceste manifestări și reglementări au condus la fundamentarea rolului infrastructurilor verzi în
cadrul mediului urban.
În scopul protecției și planificării durabile a capitalului natural european, Comisia Europeană a adoptat
o serie de strategii și programe. În Strategia Uniunii Europene pentru Infrastructuri Verzi , acestea sunt
considerate un instrument eficient în furniz area serviciilor ecosistemice pentru rezidenți, cu numeroase beneficii
sociale și de sănătate a populației (European Commission, 2010b ). În cadrul Strategiei Uniunii Europene pentru
Biodiversitate 2020 , obiectivul 2 Menținerea și refacerea ecosistemelor și a serviciilor aferente , acțiunea 6
Stabilirea priorităților pentru refacerea și promovarea utilizării infrastructurilor ecologice , se încurajează
dezvoltarea infrastructurilor ecologice atât la nivel urban cât și l a nivel rural (Comisia Europeană, 2011 ).
La nivel naționa l, într -un context în care studiile de cercetare asupra infrastructurilor verzi urbane au
căpătat formă abia în ultimii cinci ani, spațiile verzi sunt reglementate prin Legea nr. 47/2012 pentru
modificarea și completarea Legii nr. 24/2007 privind reglement area și administrarea spațiilor verzi din
intravilanul localităților (Parlamentul României, 2012 ). Aceasta menționează măsurile de protecție pentru
spațiile verzi și categoriile existente în orașele României. Referitor la necesarul de spațiu verde pe cap de
locuitor, valoarea este reglementată prin Legea 70/2013 privind aprobarea Ordonanței de urgență a Guvernului
nr. 114/2007 pentru modificarea și completarea Ordonanței de urgență a Guvernului nr. 195/2005 privind
protecția mediului (Parlamentul României, 2013 ), la 26 m2 pe cap de locuitor, indiferent de caracteristicile
orașului. Strategia Națio nală pentru Dezvoltare Durabilă a României Orizonturi 2013 -2020 -2030 prevede
ceșterea cantității de spațiu verde la 26 m2 pe cap de locuitor până în 2020, pentru orașele de rang I și II și la 35
m2 până în 2030 pentru aceleași categorii de orașe (Guvernul României, 2008 ). Strategia de Dezvoltare
Teritorială a României insistă asu pra creșterii suprafețelor verzi în interiorul orașelor și a centruilor verzi în jurul
marilor orașe (Guvernul României, 2014 ).
1.4 Direcții prioritare în cercetarea infrastructurilor verzi urbane
La nivel internațional, s tudiul infrastructurilor verzi urbane, a distribuți ei acestora și efectele pe care le
exercită asupra stării mediului urban și calității vieții populației, au cunoscut o dezvoltare remarcabilă , îndeosebi
în ultimii 15 ani. Importanța cercetării infrastructurilor verzi urbane se leagă, pe de -o parte de beneficiile directe
pe care le furnizează locuitorilor, cât și de implicațiile lor la nive lul planificării urbane.
Principalele abordări metodologice ale infrastructurilor verzi urb ane variază de la analize calitative,
cantitative și statistice ori spațiale, până la identificarea și cuantificarea serviciilor ecosistemice asociate.
Primele tipur i de analize au fost cele cantitative și de conectivitate structurală a infrastructurilor verzi
urbane, cu utilizarea metrici lor peisagistici (Kong & Nakagoshi, 2006 ) sau teori ei grafurilor (graph theory )
(Kong et al., 2010 ). Aceste tipuri de analize sunt impo rtante pentru că furnizează informații despre arealele cu
deficit de spații verzi sau cele puternic fragmentate de spații impermeabile.
Creșterea nivelului de cunoștințe asupra tipologiilor de spații verzi a contribuit la dezvoltarea studiilor
referitoare la structura infrastructurilor verzi urbane, importantă în procesul de planificare urbană (Cvejić et al.,
2015 ). Această structură se identifică de cele mai multe ori cu elementele caracteristice ale orașului, de la
profilul funcțional la nivelul de dezvoltare economică.
Ulterior , direcțiile de cercetare s -au concentrat pe caracterul multifuncțional și capacitatea d e furnizare
a serviciilor ecosistemice (Tzoulas et al., 2007 ). Asociate acestora, analizele despre percepția socială vin să

10 adauge valoare funcțiilor și beneficiilor furnizate locuitorilor de infrastruct urile verzi urbane (Tzoulas & James,
2010 ; Iojă et al., 2011b ).
Analiza conectivității funcționale a infrastructurilor verzi urbane este de asemenea un subiect de interes
actual. Inițial analizată la nivelul mediului natural, pentru a stabili dacă un areal permite dispersia unor specii,
conectivitatea funcțională a fost prelua tă în studiile de ecologie urbană. Conectivitatea infrastructurilor verzi
urbane este evaluată atât din perspectiva capacității de dispersie a faunei și florei locale (Rudd et al., 2002 ;
Marulli & Mallarach, 2005 ) cât și a funcționalității pentru locuitori (Iojă et al., 2014a ).
O evaluare a lucrărilor științifice existente în baza de date sciencedirect.com , demonstrează actualitatea
și importanța subiectului. Există peste 330 de articole care prezintă în titlu, abstract sau cuvintele cheie ,
sintagma infrastructur i verzi urbane , iar direcțiile de analiză sunt diverse (Tabel 1).
Tabel 1 Direcțiile de cercetare rezultate din analiza lucrărilor din baza de date sciencedirect.com
Cheie de căutare Număr de articole
Servicii ecosistemice (analiză generală) 81
Servicii ecosistemice (r eglarea climatului ) 80
Social 78
Analiză spațială 52
Structură 40
Conexiunea cu alte infrastructuri urbane (gray infrastructure) 16
Conectivitate 12
La nivel național, abordările infrastructurilor verzi urbane s -au remarcat după anul 2010. Analizele
urmăresc atât elementele de structură cât și caracteristicile funcționale și de conectivitate ale spațiilor verzi
urbane (Pătroescu et al., 2004 ; Iojă et al., 2010a ; Iojă et al., 2011b ; Iojă et al., 2014a ). De asemenea, cercetările
recente au condus și la lucrări complexe care tratează conceptul de infrastructură verde și beneficiile asociate
(Niță, 2016 ).

CAPITOLUL II INFRASTRUCTURILE VERZI URBANE – STRUCTURĂ Ș I
MULTIFUNCȚIONALITATE
2.1 Caracteristicile structurale ale infrastructur ilor verzi urban e
Analiza structurii elementelor verzi din mediul urban este relevantă în procesul de planificare și
amenajare teritorială. Informațiile referitoare la forma, distribuția și categoriile de spații verzi sunt necesare
pentru a determina arealele cu deficit al unor categorii importante din punct de vedere funcțional. Evaluările
cantitative ale infrastructurilor verzi urbane trebuie să țină seama atât de caracteristicile structurale ale spațiilor
verzi cât și de tiparul infrastructurii în ansamblu, la nivelul ecosistemului urban.
Elementele de structură ale spațiilor verzi pot fi definite după formă , suprafață sau distribuția
vegetației ce le alcătuiește (Lancaster & Rees, 1979 ; Kong & Nakagoshi, 2006 ; Morgan Grove et al., 2006 ).
Forma infrastructurilor verzi urbane – infrastructuri liniare sau de tip poligon (Dunnett et al., 2002 ) nu
influențează doar estetica peisajului urban ci și funcționalitatea în cadrul ecosistemului urban (Xu et al., 2016 ).
Mai mult decât at ât, forma și dimensiunea infrastructurilor verzi urbane amplifică sau diminuează impactul pe
care elementele din proximitate îl au asupra lor. Elemente liniare precum aliniamentele stradale sau coridoarele

11 situate de -a lungul rețelei hidrografice (Arrif et al., 2011 ), vor prezenta un efect de margine mai accentuat, în
comparație cu un parc unde distanța de la periferie la punctul central este mai mare (Primack et al., 2 008).
Structura sau tiparul infrastructurii verzi urbane se referă la distribuția categoriilor de spații verzi în
cadrul rețelei, mai exact ponderea pe care o ocupă fiecare element.
Cunoașterea categoriilor de spații verzi care alcătuiesc fiecare infrastructură verde urbană, alături de
procentul ocupat de acestea, oferă informații legate de capacitatea multifuncțională a rețelei.
Analiza structurii infrastructurilor verzi urbane dezvoltă cunoașterea referitoare la deficitul anumitor
categorii de sp ații verzi urbane. Acest aspect contribuie la eficientizarea procesului de planificare al
infrastructurilor verzi urbane, menit a răspunde nevoilor locuitorilor prin asigurarea unor categorii de spații verzi
(de exemplu terenuri sportive , spații verzi ale școlilor , parcuri ) pentru activități fizice sau recreaționale.
Categoriile de spații verzi pot fi asociate ulterior cu tipurile de servicii ecosistemice furnizate, având
astfel o privire de ansamblu asupra valorii spațiilor verzi pentru calitatea locuiri i în mediul urban (Gavrilidis et
al., 2016 ).
2.2 Infrastructurile verzi urbane – funcționalitate și servicii ecosistemice în mediul urban
În mediul urban, infrastructurile verzi sunt caracterizate prin multifuncționalitate (European Commission,
2012 ) și prin potențialul de a furniza o serie de servicii ecosistemice (Mehdi et al., 2012 ).
Multe din categoriile de infrastructuri verzi urbane prezintă funcții ecologice , funcții sociale (culturale
sau recreative) și funcții cu valențe economice . Prin toate acestea , infrastructurile verzi urbane contribuie la
îmbunătățirea calității locuirii și sanogenezei populației (Niță, 2016 ). Există conexiuni stabilite î ntre timpul
petrecut în spațiile verzi urbane și ameliorarea stării de sănătate a locuitorilor din mediul urban (Takano et al.,
2002 ).
Infrastructurile verzi urbane sunt parte din suprafețe le oxigenante urbane care crează un mediu sănătos de
locuire în spațiile urbane dominate de numeroase surse de degradare a stării factorilor de mediu (Pătroesc u et al.,
2004 ). Astfel , ele c ontribuie la diminuarea efectului insul ei de căldură urbană și creșterea rezilienței
ecosistemelor la schimbările climatice (Gill et al., 2007 ), reducerea gazelor cu efect de seră prin stocarea
carbonului (Davies et al., 2011 ), diminuarea spălări în suprafață a apelor pluviale și minimizarea efectelor create
de inundații (Mentens et al., 2006 ), la care se adaugă îmbunătățirea calității aerului (Yang et al., 2008 ) prin
absorbția pulberilor în suspensie , etc. Pe lângă gestionarea proceselor fizice și biologice, infrastructurile verzi
urbane furnizează spații și facilități de recreere, de practicare a unor activități educative, sportive sau de
socializare ((Chiesura, 2004 ).
Infrastructurile verzi urbane sunt importante pentru comunitatea urbană (Kabisch et al., 2014 ; Breuste
et al., 2015 ), pentru că furnizezază servicii ecosistemice (Tratalos et al., 2007 ).
Daca la nivelul ecosistemelor din mediul natural, serviciile asociate se resimt la scară regională sau
globală și sunt indirect conștientizate de către populație (European Commission, 2014 ), în cazul mediului urban,
furnizarea lor este cu atât mai importantă cu cât aceste servicii ecosistemice se află în apropierea locuitorilor și
pot avea un impact direct asupra calității vieții și a stării lor de sanogeneză.
Abordarea conceptului de servicii ecosistemice, atât la nivel științific, cât mai ales la nivel administrativ,
contribuie la protecția și dezvoltarea infrastructurilor verzi urbane. Deși beneficiile aduse de spațiile verzi
locuitorilor erau bine cunoscute, cuantificarea acestora din punct de vedere economic reprezintă o abordare mult
mai u șor de preluat de către autoritățile re sponsabile pentru planificarea teritorială. Prin evaluarea serviciilor

12 ecosistemice ale infrastructurilor verzi urbane, beneficiile capată o valoare tangibilă, mult mai eficient de
gestionat. Dincolo de integrarea serviciilor ecosistemice în documentele și strategiile de planificare teritorială,
acest tip de abordare al infrastructurilor verzi urbane este important ă și pentru percepția populației (Jim & Chen,
2006 ; Martín -López et al., 2012 ). Locuitorii tind să conștientizeze mai eficient și să contribuie la protecția
infras tructurilor verzi urbane când asociază o valoare economică sau un efect direct cu beneficiile aduse de
spațiile verzi.
2.3 Infrastructurile verzi urbane în relație cu biodiversitatea urbană
Dezvoltare a spațiilor artificiale, alături de fragmentarea asociată, reprezintă o cauză majoră a pierderii
biodiversității , îndeosebi în periferiile urbane. Ecosistemele urbane nu reprezintă însă spații lipsite de diversitate
biologică, acestea având capacitatea de a susține existența speciilor de plante și animal e locale (Platt et al., 1994 ;
Savard et al., 2000 ) prin infrastructurile verzi urbane.
Infrastructurile verzi urbane contribuie la menținerea biodiversității prin faptul că oferă habitate suport
pentru speciile de plante și animale și contribuie semnificativ la conectivitatea arealelor na turale din spațiul
urban și spațiul rural (Kong et al., 2010 ) sau din periurbanul aflat în diferi te stadii de dezvoltare.
Chiar dacă procesele și fluxurile de materie și energie sunt diferite într -un ecosistem antropizat , față de
unul natural, infrastructurile verzi urbane reușesc să mențină o diversitate biologică a speciilor de păsări
(Sandström et al., 2006 ), nevertebrate, amfibieni sau plante (Cornelis & Hermy, 2004 ). Prezența lor însă nu
dovedește întotdeauna un med iu sănătos : Pelophylax ridibundus fiind cunoscută ca o specie care poate
supraviețui și în ape degradate sau poluate (Zhelev et al., 2013 ).
Menținerea unui nivel ridicat de biodiversitate are legătură directă cu capacitatea infrastructurilor verzi
urbane de a furniza servicii ecosistemice. Totuși, relația dintre furnizarea serviciilor ecosistemice pentru
locuitori și creșterea gradului de biodiversitate urbană nu pot urma același trend. În mediul urban trebuie
considerată, în primul rând, bunăstarea rezidenților și creșterea calității locuirii prin furnizarea serviciilor
ecosistemice. Ori, o creștere a capacității infrastructurilor verzi de a furniza servicii ecosistemice de recreere sau
de producție poa te fi incompatibilă cu demersurile de conservare a biodiversității. Un nivel ridicat de
biodiversitate în mediul urban poate conduce la furnizarea unor deservicii precum dispersia agenților patogeni, a
dăunătorilor și apariția bolilor determinate de fauna și flora prezentă (Dunn, 2010 ). De asemenea, calitatea
locuirii poate fi afectată de spațiile verzi cu plante alergene (Lyytimäki et al., 2008 ). Chiar dacă numărul de
beneficii determinate de spațiile verzi și biodiversitatea asociată poate fi mai mare decât numărul de deservicii,
este important să se analizeze ambele perspective, atunci când se planifică pentru nevoile rezidenților.
Printre cele mai relevante categorii de spații verzi care contribuie la menținerea biodiversității în
ecosistemele urban e sunt: pădurile urbane , parcurile sau grădinile de bloc .
Pădurile urbane reprezintă componente importante ale infrastructurilor verzi (Pătroescu, 2012 ) cu o
capacitate mare de susținere a faunei și florei locale și a proceselor ecologice specifice (Tyrväinen, 1997 ).
Pădurile urbane amplifică gradul de conectivitate al infrastructurilor verzi la nivel regional , prin potențialul lor
de a furniza habitat e specii lor de plante și animale, reprezentând astfel un nod de plecare în procesul de dispersie
(Rudd et al., 2002 ).
2.4 Conceptul de conectivitate în analiza infrastructurilor verzi urbane
Conceptul de conectivitate reprezintă un element cheie în contextul planificării sistematice a
conservării și asigurării viabilității pe termen lung a metapopulațiilor speciilor (Urban & Keitt, 2001 ).

13 Conectivitatea poate fi exp licată prin capacitatea unui areal de a favoriza dispersia sau mobilitatea materiei,
energiei și organismelor (Taylor et al., 1993 ).
Există două categorii de conectivitate discutate la nivelul biogeografiei: conectivitatea structurală și
conectivitatea funcțională (Crooks & Sanjayan, 2006 ). Prima categorie face referire la capacitatea unui areal de
a susține fluxurile ecologice de materie și energie fără a lua în considerare nevoile de habitat și mobilitate ale
speciilor (Kadoya, 2009 ). Conectivitatea funcțională se referă la posibilitatea organismelor de a se dispersa într –
un areal pentru maximizarea gradului de viabi litate al populațiilor (Taylor et al., 1993 ; Forman, 2006 ).
Conectivitatea funcțională se bazează mai puțin pe structura peisajului și mai mult pe capacitatea organis melor
de a utiliza acest peisaj ca habitat, pentru hrănire sau reproducere (Badiu et al., 2014a ).
În mediul urban, conectivitatea este relevantă pentru infrastructurile verzi, atât din punct de vedere
structural cât și funcțional. O rețea verde interconectată, care se deosebește de spațiul construit prin caracterul
permeabil (Benedict & McMahon, 2006 ), are o capacitate ridicată de a furniza servicii ecosistemice de tipul:
minimizarea scurgerilor pluviale (Breuste et al., 2013 ), reglarea microclimatului (Bastian et al., 2012 ) sau
filtrarea poluanților atmosferici (Bolund & Hunhammar, 1999 ). Există totuși și dezavantaje care pot apărea într –
un sistem unde infrastructura verde urbană are un grad ridicat de conectivitate biologică sau socială.
Îmbunătățirea nivelului de conectivitate poate conduce la mobilitatea și deplasarea în mediul urban a unor
organisme alergene sau purtătoare de boli (Lõhmus & Balbus, 2015 ). Amplasarea unor spații verzi de recreere la
limita unor cartiere cu statuturi economice diferite, poate conduce la conflicte sociale (Iojă et al., 2015 ). Este
important să se cunoască toate aspectele care reies din conectivitatea infrastructurilor verzi urbane pentru a spori
beneficiile în detrimentul deserviciilor care pot apărea.
Evaluarea gradului d e conectivitate într -un peisaj ( forestier , agricol , de zonă umedă sau urban ) este
importantă pentru că oferă informații referitoare la a realele afectate de fragmentare, procesele ecologice sunt
întrerupte și unde există surse de degradare (Iojă et al., 2007 ; Pătroescu et al., 2007 ; Badiu et al., 2014c ) sau
dispersia speciilor nu se poate realiza în condiții optime.
Atât în cadrul ecosistemelor naturale cât și în mediul urban, conectivitatea asigură fluxul genetic, al
materiei, energiei și informației. Conectivitatea reprezintă un aspect central al procesului de planificare
sistemică. Conservarea faunei și florei în l imitele unor arii protejate nu garantează neapărat viabilitatea acestora
pe termen lung, în contextul speciilor cu homerange redus sau cu o capacitate scăzută de reziliență și adaptare la
schimbări climatice (Popescu et al., 2013 ; Badiu et al., 2014a ).
Conectivitatea în mediul natural d iferă ca mod de abordare față de mediul urban (Rudd et al., 2002 ),
însă metodele utilizate pentru evaluare sunt similare. Pentru stabilirea gradului de conectivitate structurală se
utilizează indicatorii peisagistici (Kong & Nakagoshi, 2006 ; Kindlmann & Burel, 2008 ) însă de multe ori
rezultatele obținute sunt redundante sau nu oferă o imagine realistă asupra proceselor ec ologice (Kupfer, 2012 ).
Totuși, datele obținute din calculul indicatorilor pot constitui rezultate prelim inare în analiza conectivității , atât
în mediul natural cât și în mediul urban , unde procesele abiotice se traduc în servicii ecosistemice (Pataki et al.,
2011 ).
Conectivitatea funcțională în schimb, este evaluată prin analize complexe de tip Travel Cost (Marulli
& Mallarach, 2005 ), Graph Theory (Urban & Keitt, 2001 ; Foltête et al., 2014 ; Niculae et al., 2016 ) sau prin
programe specializate care analizează capacitatea de dispersie a speciilor într -un areal țintă (McRae et al., 2008 ;
Moilanen et al., 2009 ; Saura & Torne, 2009 ).

14 2.5 Raporturile i nfrastructuril or verzi urbane cu cele construite dim mediul urban
Dinamica peisajului urban a condus la stabilirea unor relații de conectivitate dintre infrastructurile verzi
urbane și infrastructurile construite. Ansamblurile construite influențează distribuția infrast ructurilor verzi
urbane, accesibilitatea și atractivitatea acestora dar și nivelul lor de dezvoltare în perspectivă. Suprafața și
distribuția spațiilor verzi urbane este afectată de strategiile de dezvoltare ale orașelor și de prioritățile referitoare
la necesarul de spațiu pentru construcții rezidențiale, parcări sau ansambluri comerciale (Iojă, 2009 ; Pătro escu
et al., 2011 ). Accesibilitatea și atractivitatea pot fi întrerupte de proiectele de infrastructură de transport sau de
asocierea cu zone funcționale incompatibile (benzinării, ansambluri industriale, etc.) (Pătroescu & Bordușanu,
1999 ; Pătroescu & Cenac -Mehedinți, 1999 ; Onose et al., 2015 ; Tudor et al., 2015 ).
În relație cu spațiile rezidențiale, există în prezent tendințe de competi tivitate ale acestora de a avea o
accesibilitate ridicată spre spațiile verzi urbane (Iojă et al., 2010a ; Zhang et al., 2011 ), de cele mai multe ori cu
impact asupra prețului locuințelor (Morancho, 2013 ).
Paradoxal, deși sunt considerate importante în cadrul peisajului urban și în avan tajul comunităților,
infrastructurile verzi urbane se confruntă, în peisajul rezidențial din municipiile reședință de județ din România,
cu o serie de di sfuncționalități. În primul rând, un fenomen frecvent întâlnit în peisajul rezidențial bucureștean
este apariția noilor complexe de locuințe în proximitatea pădurii peri -urbane (Niță, 2012 ) sau înlocuirea
grădinilor de bloc cu spații improvizate de parcare. Tendința spațiilor rezidențiale noi din proximitatea
Municipiului București este de a se apropia cât mai mult de limita pădurilor Băneasa sau Tunari, pentru a crește
valoarea imobilelor. Acest fenomen conduce la creșterea presiunii asupra resurselor naturale locale și
fragmentarea , până la pulverizarea zonelor forestiere (Onose et al., 2011 ).
Fenomenul de competiție pentru ocuparea terenului este prezent și în relația infrastructurilor verzi
urbane cu celelalte zone funcționale construite ale orașului, de la spațiile industriale, la comerciale și de servicii,
până la inf rastructura de transport.

CAPITOLUL I II EVALUAREA CANTITATIVĂ A INFRASTRUCTURILOR VERZI URBANE ÎN
ORAȘELE DIN ROMÂNIA1
3.1 Necesitatea analizei cantitative a infrastructurilor verzi urbane
Studiile întreprinse până în prezent oferă numeroase modalități de a analiza cantitativ și calitativ
infrastructurile verzi urbane, fără a stabili însă metode standard de evaluare care să conducă spre rezultate
comparative între diferite medii urbane.
Există astfel necesitatea unor eforturi mai mari pentru a îmbunătăți protecția și planificarea urbană a
infrastructurilor verzi urbane (Kabisch & Haase, 2013 ; Artmann, 2015 ). În primul rând constatăm un deficit în
informațiile referitoare la fezabilitatea țintelor de suprafață verde pe cap de locuitor. Dincolo de studiile care
analizează cantitatea sau țintele de spațiu verde pe cap de locuitor ce trebuie atinse (Fuller & Gaston, 2009 ;
Kabisch & Haase, 2013 ), este necesar să se înțeleagă dacă aceste ținte pot fi aplicate în mod universal sau ar
trebui să țină cont de caracteristicile orașelor.
În prezent, în evaluarea infrastructurilor verzi sau a spațiilor verzi componente, indicatorii sunt relativ
ușor de aplicat și pot oferi informații facil de interpretat de către autoritățile decizional e. Nivelul de spațiu verde
la care are acces populația urbană este evaluat prin indicele de spați u verde pe cap d e locuitor (Fuller & Gaston,

1 Secțiuni ale acestui capitol fac parte din articolul Badiu și colab. (2016)

15 2009 ) sau prin suprafața cumulată a spațiilor verzi . Accesibilitatea locuitorilor se măsoară și printr -un indicator
de distanță mi nimă până la cel mai apropiat spațiu verde (Schipperijn et al., 2010 ).
Modalitățile de evaluare a indicatorilor variază : de la procesul de colectare a informațiilor (cu utilizarea
imaginilor satelitare, a rapoartelor de m ediu sau a inventarelor de spații verzi urbane) până la modul de analiză:
statistică descriptivă și inferențială sau analize spațiale GIS.
În scopul asigurării necesarului de spațiu verde, o serie de țări și instituții au impus ținte de suprafețe,
pentru a asigura creșterea calității vieții populației. Organizația Mondială de Sănătate (World Health
Organization, 2010 ) a stabilit valoarea de 50 m2/locuitor, î n timp ce, la nivel european, țintele diferă funcție de
stat. În orașele din Germ ania, țintele referitoare la SVU /locuitor, variază de la 6 la 15 m² /locuitor (Deutscher Rat
für Landespflege, 2006 ). Rezidenții din orașele mari precum Berlinul ar trebui să aibă acces la o cantitate SVU
de minim 0.5 ha pe o distanță de 500 m față de locuință și o suprafață de 6 m2/locuitor în general (Kabisch et
al., 2015 ).
Indicele de spații verzi urbane ( SVU ) în orașele europene variază funcție de țară, de la aproximativ 4
m2/locuitor în orașele din Spania, Macedonia sau sudul Italiei, la 200 m2/locuitor, în orașele din Germania,
Belgia ori Austria (Fuller & Gaston, 2009 ). Câteva exemple de suprafețe verzi în orașe pot fi citate și anume:
Linz, în Austria, spațiul verde ajunge la 27.14 m2/locuitor (Hansen et al., 2015 ), în Helsinki, Finlanda la 25.51
m2/locuitor (Vierikko et al., 2015 ) sau în Amsterdam, Olanda, la 17.62 m2/locuitor (Havik et al., 2015 ).
Fuller & Gaston (2009) notează că, suprafața de spațiu verde pe cap de locuitor scade odată cu
diminuarea valorii latitudinii, cele mai extinse areale verzi fiin d prezente în orașele din Europa Centrală și de
Nord. Conform autorilor, variația identificată poate fi explicată de suprafața orașelor (unde valori mari ale
SVU /locuitor corespund orașelor de dimensiuni mari) și de densitatea populației (densități mari ale populației se
corelează cu suprafețe reduse ale spaț iilor verzi).
Problematica indicatorului SVU /locuitor reiese din faptul că în calculu l valorii lui nu sunt luate în
considerare caracteristicile orașelor: aspectul socio -economic, elementele fizico -geografice sau structura rețelei
de infrastructuri verzi urbane . Dincolo de valoarea de suprafață, infrastructurile verzi urbane pot să asigure
nevoile populației prin includerea anumitor categorii cheie de SVU . Deși indicatorul de SVU /locuitor este
utilizat la nivelul multor state din Europa, informațiile nu po t fi comparabile întrucât nu se menționează în mod
clar care sunt categoriile consid erate sau excluse din evaluare.
Informațiile referitoare la SVU pot fi numeroase și relativ ușor de obținut pentru spațiile publice,
eforturile de evaluare devenind mai mar i pentru spațiile private. Totuși, este necesară efectuarea mai multor
analize legate de tiparul sau factorii determinanți ai SVU .
O analiză temporală a dezvoltării SVU în orașele europene a arătat că fenomenul de scădere al
populației din mediul urban nu corespunde în mod automat cu o creștere a suprafeței SVU (Kabisch & Haase,
2013 ). În context spațial, Fuller (2009) a stabilit în studiul său referitor la distribuția SVU în 300 de orașe
europene, că factorii determinanți se corelează mai clar cu suprafața orașelor decât cu numărul de locuitori. Un
alt factor explicativ al ponderii suprafeței verzi urbane în orașele europene este reprezentat de perioada istorică
în care a fost declarat spațiul urban. În Londra de exemplu, terenurile comune ( common lands ) din epoca
medievală au fost păstrate, în prezent fiind incluse în infrastructura verde urbană a metropolei (Venn &
Niemela, 2004 ).

16 De asemenea, cu cât rezidenții unui oraș oferă o importanță mai mare SVU , cu atât acestea vor ocupa o
suprafață mai mare în cadrul mediului urban (Sanesi & Chiarello, 2006 ).
Modelele de consum ale populației pot influența densitatea construitului în mediului urban (Ciocănea,
2013 ), fenomen ce conduce la valori scăzute ale suprafeței infrastructurilor verzi urbane (Davies et al., 2008 ).
Rezidenții care locuiesc î n medii artificializate și cu o densitate foarte mare a spațiului construit au un acces
limitat la servicii ecosistemice (Artmann, 2013 ; Artmann & Breuste, 2015 ).
Țările post socialiste, așa cum este și cazul României, sunt caracterizate de fenomenul de diminuare al
spațiilor verzi urbane ca urmare a procesului accelerat al retrocedării terenurilor private și aspectului informal al
planificării urbane (Iojă, 2009 ). Având în vedere acest lucru și în conformitate cu legislația națională în vigoare,
România trebuia să asigure până la nivelul anului 2015, o valoare de 26 m2/locuitor de SVU , în toate orașele,
indiferent de caracteristicile acestora.
Definitoriu pentru orașel e din România este fenomenul de conversie spațială într -un ritm accelerat iar
dinamica schimbării utilizării terenului este concentrată în cele mai multe cazuri pe transformarea sistemelor
naturale sau seminaturale în spații constru ite cu funcțional ități diferite, frecvent rezidenți ale, comerciale sau
industriale (Kuemmerle et al., 2009 ; Gavrilidis et al., 2015 ). În orașele mari dinamica urbanizării și extinderea
infrastructurilor de transport, vin în dezavantajul spațiilor verzi (Iojă et al., 2014a ) mai ales în contextul în care
acestea nu sunt protejate de legislația națională iar planurile de dezvoltare sun t fundamentate mai mult politic
decât funcțional (Pătroescu et al., 2004 ). În contrast cu situația din orașele mari, orașele mici și mijlocii se
confruntă cu fenomenul de shrinkage (Haase et al., 2013 ). Ca urmare a unui declin semnificativ din punct de
vedere socio -economic și a tendinței de migrare către orașele mai mari (Rey et al., 2007 ), numărul de locuitori
din aceste orașe este în scădere, fenomen care duce la declinul spațiilor rezidențiale și implicit a verdelui asociat.
Importanța evaluării cantitative a infrastructurilor verzi urbane din orașele României este susținută și de
lipsa informațiilor referitoare la mărimea, structura și factorii determinanți în definirea SVU . Chiar dacă
obligativitatea realizării Registrelor locale ale spațiilor verzi pentru fiecare oraș a fost prevăzută în legislația
națională încă din anul 2007, acestea nu au fost încă finalizate. De asemenea, pentru că metodologia de evaluare
a SVU în România nu este clarificată, monitorizarea țintelor în acest context este dificil de realizat.
În demersul nostru ne -am propus să stabilim dacă indicatorul de SVU /locuitor este suficient în procesul
de analiză al infrastructurilor verzi urbane sau este necesară aplicarea unor metode complementare care
reliefează structura și prioritizea ză factorii determinanți ai SVU . Pentru a clarifica aceste aspecte ne -am propus
următoarele:
1. Analiza situației actuale a disponibilității de SVU ;
2. Identificarea tiparelor de SVU , care pot afecta furnizarea de beneficii și servicii ecosistemice ;
3. Evaluarea factorilor care influențează suprafața de SVU /locuitor, în scopul identificării orașelor cu
suprafețe verzi deficitare.
3.2 Metodologie
În vederea elaborării bazei de date s -au utilizat ortofotoplanuri cu acoperire națională (2008), la o
rezolu ție spațială de 5 m, pentru extragerea suprafețelor de spații verzi (www.ancpi.ro , accesat la 2/9/2015). În
selectarea eșantionului de analiză, toate cele 320 de orașe din România au fost divizate în subseturi ce aparțin
fiecărei Regiune de Dezvoltare ( NUTS II ). Din acestea au fost selectate în mod randomizat 38 de orașe ( 12%
din total) ( Fig. 1). S-a stabilit acest eșantion din dorința de a obține rezultate semnificativ statistice într -un mod

17 efectiv în relație cu managementul resurselor de lucru. Orașele sel ectate ca eșantion de studiu acoperă toate
unitățile majore de relief din România și reprezintă, în acela și timp, toate cele 3 nivele de importanță ale
mediilor urbane, stabilite la nivel național.
Dezvoltarea bazei de date spațială a fost realizată utilizând instrumentul software ArcGIS 10.1 (ESRI,
2012 ). Utilizând ortofotoplanurile cu acoperire națională s -au extras suprafețele categoriilor de spații verzi,
menționate în legislația națională (Romanian Parliament, 2012 ) și care au corespondență la nivel internațional
(European Environment Agency, 2011 ). Datele obținute au fost comparate cu planurile cadastrale pentru o
identificare corectă a categoriilor de spații verzi. Pe lângă acestea s -au colectat și prelucrat informații referitoare
la suprafețele verzi și din alte trei surse , cu scopul de a compara datele obținute din analiza spațială cu cele
raportate la nivel administrativ ( Tabel 2). Nu s -a utilizat în analiză suprafața reprezentată de pădurile urbane
întrucât ar fi crescut suprafața verde în orașele cu teritoriu administrativ extins. Mai mult, pădurile urbane în
Români a au o distribuție neuniformă , având valori mari doar în orașele aflate în zonele montane.
S-au obținut informații din baza de date TEMPO a Institutului Național de Statistică, referitoare la
suprafața spațiilor verzi din municipii și orașe și din Rapoart ele Anuale asupra Stării Mediului puse la dispoziție
de către Agenția Națională pentru Protecția Mediului (National Environmental Protection Agency, 2008 ).

Fig. 1 Distribuția spațială a orașelor selectate în cadrul Regiunilor de Dezvoltare ale României
(1 – Iași; 2 – Brăila; 3 – Constanța; 4 – Ploiești; 5 – Oradea; 6 – Alba Iulia; 7 – Brad; 8 – Codlea; 9 – Deva;
10 – Focșani; 11 – Adjud; 12 – Huși; 13 – Miercurea Ciuc; 14 – Piatra -Neamț; 15 – Târgu Mureș; 16 –
Săcele; 17 – Sebiș; 18 – Voluntari; 19 – Băile Herculane; 20 – Baraolt; 21 – Beclean; 22 – Beiuș; 23 – Berești;
24 – Zărnești; 25 – Budești; 26 – Buftea; 27 – Isaccea; 28 – Târgu Lapuș; 29 – Negru Vodă; 30 – Drăgănești –
Olt; 31 – Rovinari; 32 –Gura Humorului; 33 – Piatra -Olt; 34 – Odobești; 35 – Mioveni; 36 – Mizil; 37 –
Moreni;
38 – Cehu Silvaniei)

18
Fig. 2 Fluxul de lucru pentru evaluarea structurală și cantitativă a spațiilor verzi urbane (shema
metodologiei aplicate)
Orașele selectate pentru analiză sunt distribuite în fiecare Regiune de Dezvoltare și regiun e istorică
pentru a reliefa diferențele indicatorului de SVU /locuitor între mai multe areale ale țării.
Tabel 2 Informații referitoare la sursele de date utilizate în analiză
Nr. Sursa de date Tipul de
prelucrare/tipul de
date Anul Categoriile de SVU considerate
1. Ortofotoplanuri cu
acoperire națională Vectorizare utilizând
ArcGIS 10.1 2008 aliniamente stradale, cimitire, grădini ale
instituțiilor, grădini de bloc, grădini ale
școlilor, parcuri, scuaruri, spații verzi aferent e
zonelor comerciale, spații verzi aferente
zonelor industriale și terenuri sportive
2. Baza de date TEMPO
(Institutul Național de
Statistică, 2014 ) Date statistice 2008 Suprafața spațiilor verzi în orașe – parcuri,
grădini ale instituțiilor, grădini de bloc,
scuaruri și terenuri sportive
3. Agenții Naționale
pentru Protecția
Mediului Date statistice 2008 Spații verzi urbane fără clasificare
4. Urban Atlas (European
Commission, 2010a ) Suprafața spațiilor
verzi 2010 Spații verzi urbane, terenuri sportive și de
recreere

3.2.1 Evaluarea situației actuale a SVU din orașele României
În scopul evaluării situației curente a infrastructurilor verzi urbane la nivel național s -au colectat și s-au
prelucrat informații statistice referitoare la distribuția indicatorului de suprafață verde pe cap de locuitor.

19 Suprafața SVU la nivelul anului 2008 (Institutul Național de Statistică) și suprafața SVU raportată de
Agențiile Naționale pentru Protecția Mediului au fost introduse în baza de date ( Tabel 2) și au fost comparate
cu suprafețele extrase din ortofotoplanuri.
În cazul a cinci orașe din cele 38, pentru care au fost disponibile date, s-a comparat suprafața obținută
din analiza noastră spațială cu cea din baza de date Urban Atlas (European Co mmission, 2010a ).
3.2.2 Identificarea tipologiilor de SVU la nivelul orașelor României
În scopul identificării unor tipologii ale distribuției infrastructurilor verzi urbane la nivel național și
gruparea orașelor analizate, funcție de caracteristicile ș i categoriile de spații verzi pe care le dețin, s -au utilizat în
mod complementar două tipuri de analize: Multiple Correspondance Analysis și analiza cluster (Lebart, 1994 ).
Pentru metoda Agglomerative hierarchical clustering , datele introduse în analiză sunt reprezentate de
suprafețele categoriilor de SVU pentru fiecare din orașele menționate mai sus, transformate în date de tip binar,
unde prezența categoriei a fost m arcată cu 1 și absența cu 0. Abordarea metodei este de tipul bottom -up (Mirkin,
1998 ) și pornește d e la un număr egal de clustere cu numărul de cazuri pe care le grupează ulterior după nivelul
de disimilaritate (Anderberg, 2014 ). S-a optat pentru metoda Agglomerative hierarchical clustering întrucât
aceasta evidențiază mai degrabă disimilaritățile dintre grupuri decât asemănările (Von Der Dunk et al., 2011 ).
Calcularea distanței dintre clustere a fost obținută prin average linkage (Everitt et al., 2011 ), utilizând
coeficientul Jaccard , corespunzător unui set de date de tip binar sau prezență/absență (Von Der Dunk et al.,
2011 ; Tudor et al., 2014 ).
În analiza rezultatelor s -a luat în considerare parametrul wbratio , unde o valoare scăzută indică o
separare optimă a clusterelor, iar o valoare ridicată o separare slabă (Von Der Dunk e t al., 2011 ). S-a
considerat și valoarea pentru Average Silhouette , unde o valoare cât mai apropiată de 1 evidențiază o grupare
bună a cazurilor analizate (Brock et al., 2011 ).
Rezultatul clasificării a fost redat printr -o dendrogramă, o plotare a valorii wbratio și a numărului de
clustere , la care s -a adăugat o reprezentare grafică a parametrului Silhouette pentru toate cele 38 de cazuri.
Analiza a fost realizată utilizând pache tul fpc (Hennig, 2013 ), programul R (R Development Core Team, 2011 ).
Analiza de corespondență multiplă ( Multiple Correspondence Analysis ) a fost realizată cu pachetul
FactoMineR , programul R, fiind utilizată pentru identificarea unor relații de asemănare între diferite tipar e de
SVU la nivel de oraș. De asemenea, s -a dorit identificarea unor grupări de orașe ce prezintă similarități în relație
cu tipurile de spații verzi pe care le dețin. Pentru aceasta s -au utilizat următoarele criterii de diferențiere: (i)
forma de relief p e care este dezvoltat orașul, (ii) regiunea istorică și (iii) perioada înființării orașului ( Tabel 4).
Analiza ne -a permis să identificăm orașe unde lipsesc categorii importante de spații verzi (mai exact care au
caracter multifuncțional și aduc un număr mare de beneficii). Datele utilizate au fost reprezentate de proporția
suprafețelor pentru patru categorii de spații verzi regăsite la nivelul tuturor orașelor analizate, grupată în șapte
clase (Tabel 3), alături de cele trei criterii menționate mai sus. Au fost interpretate prima, a doua și a treia
dimensiune, luând în considerare faptul că rata modificată a primei dimensiuni este egală cu .35; dimensiunea 2
aduce rata acumulată la .59 iar dimensiunea 3 la .75. După dimensiunea 3, diferențele ratelor cumulate sunt
foarte reduse (Le Roux & Rouanet, 2010 ).
Relevanța metodei Multiple Correspondance Analysis este demonstrată de gradul mare de aplicabilitate
și posibilitatea interpretării disimilarităților între orașe prin materiale grafice concludente (Calantone et al.,
1989 ). Asocierile între var iabile sunt stabilite prin calcularea distanței chi-pătrat între variabile și cazurile

20 analizate (Benzécri, 1973 ). Rezultatele sunt interpretate cu ajutorul graficelor care redau similaritățile sau
diferențele dintre variabile (Le Roux & Rouanet, 2010 ), reducându -le astfel la tipologii și modele de
infrastructuri verzi urbane .
Tabel 3 Clasificarea categoriilor de infrastructuri verzi urbane pentru analiza Multiple Correspondence
Analysis
Categoriile de spații verzi
considerate Clasele (proporția fiecărei categorii în cadrul infrastructurii verzi
urbane)*

Aliniamente stradale
Grădini de bloc
Grădini ale școlilor
Parcuri 1 2 3 4 5 6 7 <5.0%
5.1-10.0%
10.1-20.0%
20.1-30.0%
30.1-40.0%
40.1-50.0%
>50%
* Fiecare categorie de SVU din fiecare oraș a fost inclusă în una din cele șapte categorii. De exemplu, dacă
grădinile de bloc ocupă 15% din toată infrastructura verde a orașului acestea vor fi încadrate în clasa 3 (10.1 –
20.0%). Grădinile școlilor și par curile au fost incluse doar în trei din cele șapte clase, respectiv clasele 5 și 7.
Aliniamentele stradale și grădinile rezidențiale au fost incluse în toate cele șapte clase.
3.2.3 Identificarea factorilor determinanți ai variabilității SVU/locuitor în or așele din Români a
În identificarea factorilor care influențează suprafața de SVU la nivelul orașelor selectate s -a utilizat un
model de regresie liniară multiplă .
În cadrul modelului, variabila dependentă este reprezentată de suprafața SVU /locuitor. Pentr u a explica
variația valorii indicatorului SVU /locuitor la nivel național, s -au inclus în model 13 variabile independente care
acoperă domeniile socio -economic , geografic și administrativ (Tabel 4).

Tabel 4 Variabilele independente utilizate în modelul de regresie
Domeniu Variabile
independente Descriere/unitate Sursă Justificarea alegerii variabilei
Administrativ
Densitatea
spațiului
construit Clădiri/hectar (Institutul Național
de Statistică, 2014 ) Densitatea mare a spațiului
construit din orașe poate fi
corelată cu o suprafață scăzută a
spațiilor verzi
(Artmann, 2013 )
Rangul
(importanța)
orașului 1 – Rang I* – Orașe
cu importanță mare
2 – Rang II – Orașe
cu importanță
medie
3 – Rang III – Orașe
cu importanță
scăzută Planul de
amenajare a
teritoriului
național – Secțiunea
Rețeaua de
localități
(Parlamentul
României, 2001 ) Importanța orașelor,
reprezentată în România prin
ranguri, constituie un indicator
pentru numărul de locuitori,
importanța socio -economică și
administrativă a orașului
(Petrișor, 2010 ). Un oraș de
importanță mare poate indica o

21 Domeniu Variabile
independente Descriere/unitate Sursă Justificarea alegerii variabilei
suprafață mai mare de
SVU/locuitor.
Perioada
înființării
orașului 1 – Înainte de
perioada comunistă
2 – Perioada
comunistă*
3 – Perioada
postcomunistă
(Institutul Național
de Statistică, 2014 ) S-a pornit de la ipoteza că,
vechimea unui oraș sau a
clădirilor poate influența
suprafața de verde urban ca
urmare a spațiului disponibil și a
densității reduse a construitului
(Iojă et al., 2014a ).
Geografic Forma de relief 1 – Câmpie*
2 – Deal
3 – Depresiune
4 – Podiș
5 – Montan (Candrea et al.,
2008 ) Configurația orașelor,
determinată de forma de relief
pe care sunt dezvoltate se
reflectă asupra spațiului
disponibil pentru dezvoltarea
SVU (Davies et al., 2008 )

Socio –
economic
Proximitatea
orașelor față de
căile de
comunicație Distanța către
drumuri europene
(m)
Calcule proprii Accesibilitatea ridicată spre
infrastructura majoră de
transport contribuie la
dezvoltarea economică și
extinderea orașelor, însă în
multe cazuri în detrimentul SVU
(Boarnet & Haughwout, 2000 )
Nivelul de
educație al
populației 1 – Numărul de
persoane cu studii
superioare
2 – Numărul de
persoane analfabete
(Institutul Național
de Statistică, 2014 ) Percepția populației asupra SVU
poate fi determinată de nivelul
de educație (Schipperijn et al.,
2010 ). Locuitorii cu un nivel
educațional ridicat percep
spațiile verzi ca având o
importanță semnificativă în
mediul urban (Jim & Chen,
2006 ).
Nivelul de trai Valoare a
produsului intern
brut (Institutul Național
de Statistică, 2014 ) Valori mari ale produsului intern
brut reflectă un nivel ridicat de
creștere economică care poate
conduce fie la investiții î n SVU
fie la creșterea densității
construitului în detrimentul
spațiilor verzi (Campbell, 1996 ).

22 * Categorie selectată pentru codificarea dummy
Regresia liniară multiplă a fost aplicată prin metoda Backwards pentru a identifica factorii care explică
cel mai bine modelul (Field, 2009 ).
Pentru a verifica modelul de regresie obținut și a vedea dacă predictorii selectați reprezintă factori
determinanți ai suprafeței verzi pe cap de locuitor, s -a analizat acuratețea modelului prin analiza R square și
Adjusted R square . Valorile pentru Varian ce Inflation Factor și Tolerance (Cohen et al., 1983 ) au fost
considerate pentru a verifica multicoliniaritatea dintre variabile. Pentru a verifica ipoteza erorilor independente
s-a considerat valoarea testului Durbin – Watson (Field, 2009 ). Modelul de regresie liniară multiplă ( Multiple
Linear Regression ) a fost obținut utilizând instrumentul software SPSS 20 (IBM Corp, 2011 ).
3.3 Rezultate
3.3.1 Distribuția indicatorului de SVU/ locuitor în orașele României
Analizând informațiile obținute din analiza spațială a ortofotoplanurilor, se observă că valoarea
indicatorului de SVU / locuitor are o variabilitate foarte mare de la un oraș la celălalt, cu o medie de 16.82 m2
(interval = 4 -28, SD = 5.87).
Datele rezultate din analiza spațială, semnalează faptul că, 97.36% din orașe prezintă o val oare a
indicatorului de SVU / locuitor sub cerința legislativă de 26 m2/locuitori ( Fig. 3). Dintre acestea, majoritatea
orașelor au o valoare a SVU /locuitor situată între 10-20 m2/locuitor (în număr de 19).

Fig. 3 Distribuția indicatorului SVU/locuitor în relație cu nivelul de importanță al orașului
Comparând datele obținute din digitizarea ortofoplanurilor cu acoperire națională cu informațiile
raportate oficial de Institutul Național de Statistică (2008), observă m diferențe semnificative. Există opt orașe
din cele 38 analizate, care îndeplinesc cerința unei suprafețe verzi de 26 m2/locuitor ( Fig. 4), pe când a naliza
noastră confirmă faptul că doar un singur oraș, și anume Municipiul Iași, atinge această țintă.
Rezultatele arată că, pentru șapte orașe, Institutul Național de Statistică (2008) raportează valori mai
mari (cu peste 10 m2/locuitor) ale SVU /locuitor decât suprafețele obținute din prelucrarea ortofotoplanurilor.

23 Există, de asemenea, situații în care Institutul Național de Statistică raportează suprafața de spațiu
verde ca fiind mai mică (cu peste 10 m2 /locuitor) decât rezultatele din analiza spațială , prelucrate pentru anul
2008.
Indicatorul de SVU /locuitor , calculat după datele existente în baza de date Urban Atlas (interval = 4-11
m2/locuitor) , are valori semnificativ mai mici decât calculele noastre (interval = 19-23 m2/locuitor) (Fig. 5).

Fig. 4 Analiza comparativă a trei surse de date a indicatorului SVU/locuitor

Fig. 5 Analiza comparativă a două surse de date a indicatorului SVU/locuitor (Sursa: Analiza spațială și
Urban Atlas, 2008)

24 3.3.2 Tipologiile orașelor din România după ponderea categoriilor de SVU în spațiul urban
Orașele din România pot fi grupate în 4 clustere (Fig. 6), conform metodei Agglomerative hierarchical
clustering , funcție de structura pe care o prezintă infrastructura verde urbană. Cu o valoare a wbratio de 0.33 și
un rezultat pentru Average Silhouette de 0.62, cele 4 clustere sunt bine diferențiate și separate.
Un număr de 34 de orașe din 38 sunt grupate într -un cluster considerabil, unde 94% din acestea au o
contribuție semnificativă în cadrul clusterului. Celelalte clustere prezintă mai puține cazuri și sunt caracterizate
de absența unor categorii de spații verzi.
Primul grup este reprezentativ pentru majoritat ea orașelor din România și include toate orașele de rang
I și rang II. Orașele din clusterul 1 sunt înființate în perioada comunistă sau anterior acesteia, cu doar un singur
caz de oraș declarat dupa anul 1989 (Voluntari). În cadrul primei grupări , orașele se deosebesc prin numărul de
categorii de spații verzi pe care le dețin. Orașele cu o infrastructură verde alcătuită din toate cele 10 categorii de
SVU sunt poziționate în depresiuni intramontane sau la deal și au fost înființate în perioada medievală.
Orașele cu 9 categorii de spații verzi sunt aproape exclusiv declarate în perioada comunistă și sunt
caracterizate prin absența spațiilor verzi aparținând zonelor comerciale (Sebiș, Târgu Lăpuș, Cehu Silvanei,
Brad). Spațiile urbane a căror infrastructură verde include 7 sau 8 categorii sunt orașe de rang III, majoritatea
din perioada comunistă și care prezintă deficit în ceea ce privește grădinile școlilor (Săcele, Rovinari, Berești și
Băile Herculane) sau cimitir ele (Beclean, Băile Herculane).
Clusterul f ormat din orașele Odobești și Budești prezintă șase categorii de spații verzi în cadrul rețelei,
diferența fiind dată de absența grădinilor de bloc, a grădinilor instituț iilor și a grădinilor școlilor .
Al treilea cluster, reprezentat de Isaccea și Negru Vodă, orașe de rang III, ambele în zona de podiș,
Regiunea de Dezvoltare Sud -Est, prezintă o infrastructură verde urbană de unde lipsesc parcurile, scuarurile,
terenurile sportive și spațiile verzi comerciale.

Fig. 6 Delimitarea celor 4 clustere în cadrul dendrogramei
3.3.3 Identificarea categoriilor de SVU și distribuția lor în orașele din România
Analizând eșantionul stabilit și structura pe care o prezintă infrastructurile verzi urbane ale acestora
(Fig. 7), se remarcă o serie de similarități între orașe aparent fără conexiuni sau amplasate la distanțe
semnificative între ele, în cadrul teritoriului național.

25
Fig. 7 Proporția categoriilor de SVU în cadrul orașelor selectate pentru a naliză – prelucrare după
ortofotoplanuri (ANCPI, 2008)
Există numeroase orașe al căror profil este dominat de prezența unor suprafețe semnificative de grădini
de bloc și grădini ale școlilor. Analizând orașele în ansamblu, observăm o heterogenitate ridicat ă în ceea ce
privește proporția fiecărei categorii de spațiu verde. Conform Multiple Correspondence Analysis , orașele din
România, se diferențiază prin tiparul pe care infrastructurile verzi îl prezintă. Diferențele sunt determinate de:
forma de relief pe care este dezvoltat orașul, localizarea într -o regiune istorică sau perioada înființării orașului.
Variabilele care contribuie cel mai mult la prima dimensiune (λ1 = .475 ) (Fig. 8) diferențiază două
grupuri de orașe. Primul grup, pe partea pozitivă a primei dimensiuni ( Fig. 8), include orașele localizate în
partea de sud -est a țării, în câmpii sau zone de podiș și înființate în perioada antică sau perioada post -comunistă.
Al doilea grup, pe partea negativă a primei dimensiuni ( Fig. 8), include orașele situate în partea nord -vestică a
țării, în zone montane sau deluroase și înființate în perioada medievală sau comunistă. Orașele din aceste două
grupuri diferă semni ficativ din punct de vedere a proporției categoriilor de SVU : al doilea grup are proporții mai
mari de aliniamente stradale, grădini ale școlilor, parcuri și grădini de bloc, pe când primul grup are proporții
reduse ale acestor categorii.

26
Fig. 8 Graficul de corespondență al variabilelor analizate în dimensiunile 1 -2
Interpretarea celei de -a doua dimensiuni a graficului ( Fig. 8), evidențiază o deosebire clară între orașele
înființate în perioada post -comunistă, localizate în unități de relief joase și cele înființate în perioada antică și
amplasate în zone de relief mai înalte. Diferențierea se remarcă la nivelul propo rției mari de aliniamente stradale
(>50%) și parcuri ( >30-40% ) pentru primul grup și grădinilor de bloc ( 40-50% ) pentru al doilea grup.
A treia dimensiune ( Fig. 9) relevă diferențe referitoare la proporția categoriilor SVU între orașele
înființate în perioada medievală (cu o distribuție predominantă în regiunile istorice Transilvania și Banat) și cele
din perioada comunistă ( cu o distribuție predominantă în Maramureș, Muntenia și Oltenia).
Primul grup are o proporție mai mare de parcuri ( 20-30% ), pe când cel de -al doilea grup are suprafețe
mai mari de aliniamente stradale ( 20-30% ) și grădini de bloc ( >50% ).

27
Fig. 9 Graficul de corespondență al variabilelor analizate în dimensiunile 2 -3
3.3.4 Factorii care explică variabilitatea indicatorului de SVU/locuitor în orașele României
Modelul de regresie și predictorii asociați explică 60.2% din varianța suprafeței verzi/cap de locuitor
(R2 = .602 ), iar o analiză aplicată pe toate orașele din România ar explica 54% din varianță ( Adjusted
R2=.540 ). Rezultatele obținute au avut la bază datele obținute din analiza spațială a ortofotoplanurilor cu
acoperire națională.
Din toate cele 13 variabile introduse în analiză, doar cinci (deci nu mai puțin de jumăt ate) au avut o
contribuție semnificativă pentru capacitatea explicativă a modelului de regresie: (1) densitatea spațiului construit
măsurată prin numărul de clădiri la hectar; (2) proximitatea spre drumurile europene (km); (3) orașele de rang
III – de impo rtanță scăzută; (4) orașele localizate în depresiuni montane și (5) orașele înființate în perioada post –
comunistă ( Tabel 5).
Suprafața verde pe cap de locuitor în mediul urban din România are o relație invers proporțională cu
densitatea spațiului construit , care a rezultat din analiză ca fiind un predictor semni ficativ statistic ( p <0.05 ). De
asemenea, odată cu creșterea distanței față de drumurile europene, suprafața verde pe cap locuitor crește cu
0.162 hectare la metru ( p <0.001 ). Conform modelului de regresie, orașele din România aparținând rangului III
– cu importantă scăzută, prezintă o suprafață mai mică de SVU față de orașele cu importanță mai mare, de rang
I.
Tabel 5 Rezultatele analizei de regresie liniară multiplă

B SE B Β 95.0% Intervalul de
confidență pentru B t p

28 Limita
inferioară
Limita
superioară

Densitatea spațiului
construit -.784 .358 -.257 -1.514 -.054 -2.189 .036
Distanța față de
drumurile europene .162 .037 .556 .085 .238 4.314 .000
Orașe de rang III –
Importanță scăzută -4.033 1.406 -.346 -6.897 -1.170 -2.869 .007
Orașe poziționate în
depresiuni
intramontane -4.602 1.567 -.390 -7.793 -1.410 -2.937 .006
Orașe înființate în
perioada post –
comunistă -6.908 2.104 -.405 -11.193 -2.623 -3.284 .002
Constant 21.714 1.729
18.192 25.237 12.558 .000
β = Coeficientul de regresie; SE β = Eroarea Standard pentru β; Β = Valoarea standardizată a B; t = T-test; p
= Nivelul de semnificație statistică .
3.4 Discuții
Studiul întreprins de noi, evidențiază diferențe semnificative între informațiile raportate la nivel
administrativ și datele obținute din analiza spațială. Suprafața SVU /locuitor este în momentul de față un
indicator complicat de calculat și cu un caracter ambiguu în contextul în care nu există proceduri standard de
evaluare , care să specifice categoriile de SVU luate în considerare pentru analiză. În aceeași măsură , evaluarea
indicatorului, presată fiind de stabilirea unor valori -țintă, este dificil de realizat în lipsa unui cadru metodologic
unitar la nivel național și euro pean.
Confuzia creată de cadrul metodologic, alături de lipsa de implicare a instituțiilor publice au favorizat
raportarea ambiguă a SVU .
Implicarea autorităților responsabile în dezvoltarea unui sistem expert de luare a deciziilor în scop
sustenabil, este importantă pentru a asigura un grad ridicat de credibilitate al informațiilor (Cash et al., 2003 ). În
cazul în care, categorii le de SVU utilizate pentru evaluarea indicatorului sunt necunoscute sau ambigue ( Tabel
2) informația rezultată devine incertă.
Chiar dacă baza de date Urban Atlas are avantajul acoperirii unitare la nivelul teritoriului european,
având o scară de 1:10 000, poate fi considerată i nsuficientă pentru o analiză detaliată la nivel urban.
În majoritatea orașelor, indicatorul de SVU /locuitor estimat din prelucrarea ortofotoplanurilor,
corespunde cu informația din sursele administrative. Totuși, există cazuri în care indicatorul este fie
supraevaluat, fie subevaluat în cadrul bazelor de date de tip administrativ.
Cerința legislativă pentru un mediu urban de a furniza cel puțin 26 m2 de spațiu verde pe cap de
locuitor , poate conduce la supra estimări ale cantității de SVU , așa cum au arătat rezultatele obținute. Pe de altă
parte, situația din orașele în c are indicatorul este subestimat , poate fi asociată cu lipsa unei metodologii standard
care să specifice categoriile de spații verzi incluse în evaluare.
Prin analiza distribuției la nivel naț ional, a orașelor cu deficit de SVU , s-a observat că acestea sunt
prezente în toate Regiunile de Dezvoltare identificate în România, astfel că managementul administrativ
deficitar reprezintă o problemă generală.

29 Stabilirea unei ținte pentru suprafața SVU poate reprezenta o inițiativă bună spre sustenabilitate ,
întrucât încurajează dezvoltarea de noi spații verzi în orașele cu deficit. SVU ajută la atingerea unor obiective
propuse la nivel internațional și pot asigura ecosistemelor urbane echilibru, stabilit ate și sustenabilitate, alături
de bunăstarea populației (SDSN, 2015 ). Pe de altă parte însă, atingerea țintei poate conduce la situații mai puțin
favorabile. În primul rând, înainte de momentul stabilirii acestui indicator de 26 m2/locuitor, în multe orașe din
România existau spații publice deschise, neîncadrate ca și spaț ii verzi. În aceste circumstanțe și în scopul
respectării legislației în vigoare, autoritățile au fost nevoite să recunoască prezența acestor spații publice și să le
încadreze în mod oficial ca SVU . Problematica acestui tip de abordare rezidă în faptul că nu au fost dezvoltate
noi spații verzi. De asemenea, ținta poate pune presiune pe autorități să crească suprafața de SVU prin
modificarea limitelor teritoriului administrativ , incluzând în limitele lui și alte categorii de spații verzi precum
pădurile urba ne.
Maximizarea succesului în cazul planificării spațiilor verzi poate fi realizată prin dezvoltarea unui
departament care să răspundă atât de planificarea urbană cât și de planificarea SVU , asigurând comunicarea
între părțile implicate (Thierfelder & Kabisch, 2015 ). Mai mult, este necesară o cooperare orizontală eficientă,
care s ă asigure elaborarea și adaptarea obiectivelor de mediu provenite din ținte europene sau naționale și
preluate la nivel local. În Germania, de exemplu, există o țintă națională pentru reducerea construcțiilor pe
terenuri libere, ca indicator pentru minimiz area pierderii spațiilor verzi. Însă, ținta nu este implementată în toate
provinciile germane ca urmare a nivelului redus de acceptare (Artmann, 2015 ). În general, este nevoie de o
acceptare la nivel decizional înalt pentru a ajunge la sustenabilitatea urbană (Artmann, 2014 ) și este necesar să
stabilim dacă ținta de SVU /locuitor în România este asumată de factorii de decizie.
Conform rezultatelor obținute, majoritatea orașelor din România au între 7 -10 categorii de SVU , iar în
aproape fiecare oraș lipsesc una sau două categorii. Din punct de vedere al categoriilor absente, cele mai
comune sunt: spațiile verzi aferente zonelor comerciale, grădinile școlilor și parcurile. Chiar dacă un oraș poa te
să asigure 26 m2 de SVU /locuitor, îi pot lipsi categorii importante de spații verzi, cu rol de bază în furnizarea
serviciilor ecosistemice menite a asigura calitatea locuirii și starea de sanogeneză a re zidenților.
După rezultatele studiului, cunoașter ea categoriilor de SVU și distribuția lor în cadrul orașelor, poate fi
chiar mai importantă decât indicatorul de 26 m2 de spațiu verde pe locuitor , pentru că se pot extrage mai departe ,
informații referitoare la serviciile și funcțiile asociate fiecărei ca tegorii. Astfel, se încurajează o planificare
eficientă menită a asigura o rețea multifuncțională de SVU (Onose, 2013 ).
Tiparul dominant al orașelor în relație cu proporția celor patru categorii de SVU este reprezentat de
orașele apărute în perioada comunistă, cu proporții mari ale grădinilor de bloc și alin iamentelor stradale. Acest
aspect poate fi asociat unei dezvoltări semnificative a spațiilor rezidențiale în perioada comunistă, ca răspuns la
fenomenul de creștere a populației și a forței de muncă din mediile urbane (Onose et al., 2013 ). În cadrul acestui
tipar, celelalte categorii de spații verzi urbane nu depășesc o pondere de 10-20% . În aceeași măsură, orașele din
Regatul Unit al Marii Britanii au o proporție mare a grădinilor comunitare în spațiile cu densități mari ale
clădirilor rezidențiale (Loram et al., 2007 ).
Se remarcă o relație invers proporțio nală între suprafața grădinilor de bloc și cea a parcurilor . Un
număr ridicat de grădini de bloc se asociază cu o suprafață redusă a parcurilor, fenomen explicat de o
complementaritate funcțională a acestor două elemente . Grădinile de bloc și parcurile , contribuie în cadrul
ecosistemului urban, la îmbunătățirea calității aerului, managementul apelor pluviale, minimizarea efectului de

30 insulă de căldură urbană (Cheval & Dumitrescu, 2009 ) și oferă spații pentru recreere. Lipsa parcurilor este o
problemă comună și în multe orașe din Statele Unite ale Americii, în mod special în cartierele cu nivel de trai
scăzut (Sherer, 2006 ).
Deși aceste două categorii de infrastructuri verzi urbane contribuie la îmbunătățirea cal ității vieții
locuitorilor, există orașe în România unde grădinile de bloc ocupă sub 10% din totalul infrastructurilor verzi
urbane , iar parcurile sub 5%. Este cazul multor comune declarate orașe, fără a considera însă cerințele pentru un
ecosistem urban s au pentru suprafața de SVU .
Lipsa grădinilor de bloc este asociată numărului redus de spații rezidențiale colective în orașele
dominate de ansamblurile de locuințe individuale. Caracteristic acestor tipuri de orașe este proporția mare a
suprafeței cimitire lor (20-40% ), inclusă în intravilanul orașelor ca urmare a extinderii urbane ( urban sprawl )
(Niță et al., 2014 ).
Este important să analizăm tiparele de SVU . Cunoscând structura unei infrastructuri verzi, se poate
stabili dacă în orașele cu deficit de categorii importante , se mai pot furniza servicii ecosistemice. O
infrastructură verde urbană în cadrul căreia sunt absente categorii importante precum parcurile, grădinile de bloc
sau grădinile școlilor, așa cum este cazul unor orașe din România, nu poate asigura cerințele populației cu
privire la recreere, practicarea activităților fizice sau de socializare.
Indicatorul de 26 m2/locuitor, considerăm că nu poate reprezenta o cerință standard pentru toate
mediile urbane din România . Ți ntele stabilite pentru SVU /locuitor ar trebui să țină cont nu doar de valoarea
cantitativă a spațiilor verzi ci și de calitatea și funcțiile acestora, care pot prezenta diferențe între tiparele de
infrastructuri verzi urban e. În relație cu furnizarea serviciilor ecosistemice în spațiul urban, cerințele locuitorilor
cu privire la beneficiile spațiilor verzi ar trebui să reprezinte o prioritate (Burkhard et al., 2012 ). Cerințele și
nevoile de spații verzi ale populației, ar trebui să fie fundamentale în procesul de planificare și reglementare. În
contextul dezvoltării sustenabile, este necesar să includem și o perspectivă socială a spațiilor verzi urbane
(European Commission, 2015 ). În relație cu aceasta, țintele de SVU ar trebui să fie corelate cu caracteristicile
diferitelor grupuri populaționale, diferențiate de nivelul cultural, gen sau vârstă.
Rezultatele studiului nostru arată că orașele care prezintă o densitate mare a spațiului construit, se află
în proximitatea drumurilor europene, sunt situate în depresiune sau declarate după perioada comunistă și în
ansamblul lor dețin o suprafața verde pe cap de locuitor mai r edusă. Aceste orașe prezintă un risc mai mare de a
nu atinge ținta stabilită de Uniunea Europeană (Badiu et al., 2016 ).
Densitatea mare a spațiului construit în mediile urbane este puternic corelată cu valori reduse ale
suprafețelor SVU /locuitor, în orașe din România precum și în orașe din Regatul Unit al Marii Britanii (Davies et
al., 2008 ; Dallimer et al., 2011 ). Odată cu creșterea densității spațiului construit de tip rezidențial sau comercial,
prioritatea conservării infrastructurilor verzi urbane scade. Valorile mici ale indicatorului SVU /locuitor în
orașele cu o den sitate mare a spațiului construit pot fi asociate cu nevoia asigurării locurilor de parcare sau a
extinderii infrastructurii de transport (Iojă, 2009 ) În aceeași măsură, o analiză a morfologie i urbane în orașele
din Regatul Unit al Marii Britanii, evidențiază interdependența dintre densitatea mare a clădirilor și suprafețele
reduse de SVU (Tratalos et al., 2007 ).
Proximitatea unui oraș spre infrastructuri majore de transport precum drumurile europene reprezintă un
factor important în procesul de dezvoltare economică a acestuia (Cheng & Masser, 2003 ). Boarnet and
Haughwout (2000 ) menționează în studiile efectuate , că proximitatea infrastructurilor majore de transport

31 conduce la o dezvoltare economică în spațiul urban respectiv. În cazul României, creșterea economică nu
integrează principiile dezvoltării sustenabile și conduce la o extindere a spațiului construit (Iojă et al., 2014b ) în
contextul distrugerii spațiilor verzi (Vânău, 2009 ).
Orașele localizate în ariile depresionare, în comparație cu cele din câmpie prezintă o valoare mai
redusă a spațiului verde pe cap de locuitor. Aceasta poate fi pusă pe seama disponibi lității reduse a spațiului și a
configurației orașului, dictată de re lief. Deficitul de infrastructuri verzi urbane în cazul acesta poate fi
compensat prin crearea unor elemente verzi care ocupă suprafețe reduse dar au aceeași funcționalitate.
Acoperișurile verzi pot rezolva problema spațiului și în același timp contribuie la managementul apelor pluviale
(Mentens et al., 2006 ) sau filtrarea poluanților atmosferici (Oberndorfer et al., 2007 ).
Comparativ cu orașele înființate înainte de perioada comunistă sau în perioada comunistă, valoarea
suprafeței verzi din orașele postcomuniste ale României este semnificativ mai redusă. Argumentată doar de
numărul de locuitori sau alte considerente politice, declararea după 1989 a multor orașe din România a făcut
trecerea de la mediul rural la medii care nu corespund standardelor urbane. Mai mult, orașele au fost afectate de
un declin economic indus de colapsul multor industrii (Saghin et al., 2012 ) și diminuarea investițiilor în SVU .
Rezultatele obținute core spund cu situația prezentată de (Venn & Niemela, 2004 ), referitoare la infrastructura
verde din Londra, influențată de perioada de dezvoltare a orașului. Fostele spații publice deschise (cunoscute ca
și common lands ) în perioada medievală , au fost menținute până în prezent, iar în momentul de față contribuie
la creșterea suprafeței infrastructurilor verzi urbane ale metropolei.
Orașele de importanță mare corespund în Rom ânia cu orașele de dimensiuni mari. Acestea au o valoare
mare a indicatorului SVU /locuitor în comparație cu mediile urbane de dimensiuni mai mici. Rezultatul
corespunde cu cel al lui Fuller & Gaston (2009), care susține faptul că importanța unui oraș poate fi corelată și
cu suprafața spațiilor verzi ce -l caracterizează.
Dincolo de toate acestea, SVU din orașele Români ei sunt afectate de schimbările legislative, precum
retrocedarea proprietăți lor de la forma publică la cea privată (Iojă et al., 2011b ). Acest fenomen a condus la
transformări radicale ale spațiilor verzi în spații rezidențiale sau alte utilizări profitabile d in punct de vedere
economic. Multe construcții nu corespund cu prevederile Planurilor Urbanistice Generale astfel că, există multe
cazuri în care se construiește pe spațiile publice deschise (Iojă, 2009 ; Grădinaru et al., 2015a ). Orașele de
importanță mare se confruntă, de exemplu, cu situații în care, o suprafață de teren este încadrată în Planul
Urbanistic General c a spațiu verde, însă, daca apare o oportunitate pentru construcția unui spațiu rezidențial,
statutul inițial de spațiu verde se modifică în spațiu pentru lociunțe . Un studiu realiza în Germania a arătat că, o
flexibilitate mare a planificării urbane poate favoriza construcțiile în detrimentul SVU (Artmann, 2014 ).
Toți acești factori explică de ce sunt încă multe orașe care nu îndeplinesc cerința Uniunii Europene și
necesarul de spații verzi pentru locuitorii dintr -un ecosistem urban (Andrén & Martinsson, 2006 ). Peisajul urban
divers al României demonstrează faptul că, o țintă unică pentru toate orașele nu este realistă. Din acest motiv,
instituțiile europene trebuie să stabilească ținte diferite , funcție de caracteristicile naturale sau importanța
orașelor, cu valori mai mari pentru ecosistemele urbane extinse și valori mai mici pentru orașele de dimensiuni
reduse, în care trăsăturile rurale sunt evidente .
Principalele constatări ale analizei noas tre evidențiază faptul că ținta de 26 m2 de spațiu verde pe cap
de locuitor nu poate fi utilizată ca indicator general pentru planificarea infrastructurilor verzi urbane și atingerea
obiectivelor de sustenabilitate ale tuturor orașelor din România. Astfel, este nevoie și de informații referitoare la

32 structura și factorii determinanți ai suprafeței SVU , în scopul unei planificării sustenabile care să răspundă
caracteristicilor fiecărui oraș.
Diferențe semnificative s -au identificat între suprafața de SVU /locuitor raportată de structurile
administrative ale României (de exemplu Institutul Național de Statistică) și rezultatele obținute, de noi, din
analiza spațială a ortofotoplanurilor cu acoperire națională. Acest aspect indică faptul că datele raportate cătr e
Uniunea Europeană cu privire la eforturile României de a atinge ținta propusă sunt diferite față de alte surse de
informații. Diferențele considerăm că pot fi puse pe seama lipsei unei metodologii standard de evaluare a
indicatorului se SVU /locuitor.
Acest aspect susține rezultatul nostru care exprimă o realitate și anume că, datele provenite din sursele
administrative pot fi neclare dacă nu sunt corelate și verificate cu alte surse de date. Estimări incerte din partea
birourilor cadastrale, referitoare l a utilizarea sau acoperirea terenului au fost asociate în Grecia de exemplu cu
titluri de proprietate ambigue sau chiar lipsa acestora (Koulouri & Giourga, 2007 ), în China cu valori
subestimate pentru a beneficia de bonusuri sau ajutor financiar (Smil, 1995 ) ori în Canada de schimbări în
limitele unităților administrativ teritoriale de -a lungul anilor (Huffman et al., 2006 ).
Tiparul dominant al orașelor care au valori scăzute ale suprafețelor de SVU coinci de În România cu
orașele declarate în perioada antică sau post -comunistă și amplasate în unități de relief joase. Este cunoscut
faptul că orașele dezvoltate în perioada post -comunistă au avut probleme în a păstra o morfologie sustenabilă
(Grădinaru et al., 2015b ).
În demersul nostru s -au identificat orașe care prezintă un deficit al categoriilor importante de SVU ,
precum parcurile , grădinile de bloc sau grădinile școlilor . Această deficiență va afecta capacitatea
infrastructurilor verzi urbane de a furniza servicii ecosistemice și de a acționa ca o rețea multifuncțională.
De exemplu, grădinile de bloc reprezintă un suport important pentru biodiversitate (Davies et al.,
2009 ), grădinile școlilor contribuie la bunăstarea elevilor sau studenților (Ozer, 2006 ; Iojă et al., 2014a ) iar
parcurile urbane au un rol important pentru recreere (Chiesura, 2004 ).
S-a stabilit de asemenea , că factorii care influențează variabilitatea suprafețelor verzi la niv el național
sunt: densitatea spațiului construit , proximitatea infrastructurii de transport , perioada înființării orașului și
relieful ca suport specific orașului . Orașele cu aceste caracteristici ar trebui atent monitorizate astfel încât să se
atingă țint a stabilită. În general, un sistem integrat de monitorizare al nivelului de dezvoltare urbană și a
impactului asociat trebuie să considere cantitatea și calitatea suprafețelor verzi, pentru a asigura un nivel ridicat
de calitate a vieții (Breuste et al., 2013 ). Totu și, analiza evidențiază că sunt necesare mai multe eforturi pentru a
dezvolta baze de date suficiente pentru funcționarea acestui sistem de monitorizare.
Analiza noastră subliniază cu claritate faptul că, în procesul de raportare a suprafețelor de spații v erzi
urbane, există carențe metodologice evidente .
Studiul insistă asupra importanței unui proces unitar care să cuantifice suprafețele de spații verzi
urbane însă nu doar din perspectiva indicatorului de spațiu verde pe cap de locuitor.
Dezvoltarea unei metodologii care să evalueze spațiile verzi urbane, bazată pe informație spațială
extrasă din imaginile aeriene sau ortofotoplanurile disponibile (Mathieu et al., 2007 ) considerăm că poate s ă
reprezinte o metodă eficientă.
Studiile viitoare ar trebui să fie direcționate spre evaluarea cantitativă, calitativă și monitorizarea
spațiilor verzi, împreună cu factorii de decizie și locuitorii direct influențați.

33 Proiectarea și dezvoltarea spațiilor verzi urbane nu ar trebui să țină cont doar de ținta de 26 m2 de
SVU /locuitor, ci se impune să ia în considerație nevoile rezidenților și mărimea sau importanța ora șului.
O infrastructură verde urbană cu un grad ridicat de multifuncționalitate, care asigură furnizarea
serviciilor culturale pentru toți locuitorii , ar putea fi considerată situația ideală (Dunnett et al., 2002 ; European
Commission, 2012 ). Totuși, este dificil de stabilit un model de infrastructură verde care să fie aplicabilă tuturor
orașelor din România sau generalizată pentru medile urbane din Europa. Din acest motiv, planificarea teritorială
ar trebui să se direcționeze mai mult către dezvoltarea spațiilor verzi, funcție de caracteristicile fiecărui mediu
urban (Alberti et al., 2003 ).

CAPITOLUL IV EVALUAREA FUNCȚIONALĂ A INFRASTRUCTURILOR VERZI URBANE
4.1 Necesitatea evaluării funcționale a infrastructurilor verzi urbane
În prezent, infrastructurile verzi urbane sunt principalii furnizori de se rvicii ecosistemice în mediile
urbane afectate de modificări climatice, creșteri demografice și consum mare de resurse (Rees, 1997 ).
Dezvoltarea și amenajarea acestora contribuie la diminuarea efectelor induse de diversitatea presiunii antropice .
Totuși, dezvoltarea de noi spații verzi urbane se realizează fără a lua în considerare nevoile rezidenților
referitoare la experiența pe care doresc să o obțină într -un spațiu verde (Jim & Chen, 2006 ).
Evaluarea serviciilor ecosistemice și a capacității funcționale a infrastructurilor verzi urbane , poate
înlesni procesul de planificare teritorială, prin identificarea celor mai importante categorii de spații verzi, din
punct de vedere ecologic, economic s au social. Valența economică a serviciilor ecosistemice este relevantă în
contextul conservării: un serviciu ecosistemic cu valoare semnificativă, al cărui deficit ar putea duce la cheltuieli
suplimentare într -o societate, va primi o atenție mai mare în pr ocesul de conservare și dezvoltare.
Scopul analizei noastre este de a evalua importanța acordată de locuitori asupra funcționalității
categoriilor de infrastructuri verzi urbane existente la nivel național, de a stabili care sunt cele mai importante
funcții percepute de către locuitorii din mediu urban și ce servicii ecosistemice furnizează infrastructurile verzi
urbane. Analiza a fost dezvoltată cu scopul de a îmbunătăți cunoști nțele cu privire la percepția rezidenților
asupra serviciilor ecosistemice furnizate de mai multe categorii de spații verzi, în prezent, majoritatea studiilor
fiind direcționate către parcuri și păduri urbane (Botzat et al., 2016 ).
În scopul unor investiții prioritizate și direcționate în dezvoltarea și gestionarea infrastructurilor verzi
urbane este neces ară o astfel de ierarhizare a spațiilor verzi (Gavrilidis et al., 2016 ). Analiza își propune
dezvoltarea a două matrici de evaluare funcțională și evaluare a serviciilor ecosistemice și ierarhizarea
categoriilor de infrastructuri verzi urbane , după capacitatea lor funcțională.
Rezultatele obținute pot reprezenta fundamentul planificării urbane sustenabile, care să țină cont și de
necesitățile locuitorilor cu privire la serviciile ecosistemice.
4.2 Metodologie
În scopul dezvoltării matricei de evaluare a capacității funcționale (M'Ikiugu et al., 2012 ) s-au stabilit
13 categorii de spații verzi urbane, prezente la nivel național: aliniamente stradale, cimitire, grădinile
bisericilor, grădinile instituțiilor publice, grădinile spitalelor, grădinile școlilor, grădini de bloc, parcuri,
pădure urbană, scuaruri, spații verzi ale zonelor comerciale, spații verzi ale zonelor industriale și terenuri
sportive .

34 Categoriile de spați i verzi urbane stabilite prezintă o relativă omogenitate la nivelul României și sunt
corelate cu categoriile stabilite prin Legea nr. 47/2012. Au fost selectate 11 funcții potențiale , care pot
caracteriza spațiile verzi urbane din România: asigurare locur i de joacă, ameliorarea climatului, habitat pentru
animale, î mbunătățirea calității aerului, îmbunătățirea esteticii peisajului urban, reglarea scurgerii apelor
pluviale, spațiu pentru activități de agreement, spațiu pentru recreere, spațiu de socializare, spațiu pentru
activități culturale și umbrire .
Pentru analiza serviciilor ecosistemice s -a urmat clasificarea realizată prin metodologia CICES (Centre
for Environmental Management, 2013 ) servicii ecosistemice de aprovizionare, servicii ecosistemice de reglare,
servicii ecosistemice de suport și servicii ecosistemice culturale .
Clectare , structurat pe două componente: informații asupra respondenților (oraș, gen, vârstă, nivelul de
educație, domeniul ocupațional și nivelul de experiență); evaluarea funcțiilor și serviciilor ecosistemice , pentru
fiecare categorie de spațiu verde . S-a stabilit o scară de evaluare Likert de la 0 la 5 după cum urmează: 0 = Nu
îndeplinește funcția; 1 = Importanță foarte slabă; 2 = Importanță slabă; 3 = Importanță medie; 4 = Importanță
mare; 5 = Importanță foarte mare.
Chestionarele au fost distribuite în mod aleatoriu în mediul online către respondenți din diferite medii
universitare , instituții publice , domenii comerciale și organizații non -guvernamentale de profil .
Răspunsurile din chestionarele completate și validate au fost prelucrate și analizate utilizând pachetul
likert în programul R (R Development Core Team, 2011 ).
Datele de tip Likert pentru analiza informațiilor colectate prin chestionare repre zintă un instrument larg
utilizat în analiza percepției sociale. Rezultatele au fost interpretate cu ajutorul graficelor ( Density plot și Heat
plot) care redau nivelul de importanță al categoriilor de spații verzi în furnizarea beneficiilor și serviciilor
ecosistemice (Speerschneider & Bryer, 2013 ).
În baza răspunsurilor , s-au ierarhizat categoriile de spații verzi după capa citatea funcțională și de
furnizare a serviciilor ecosistemice .
4.3 Rezultate
4.3.1 Gradul de multifuncționalitate al infrastructurilor verzi urbane
Chestionarele au fost completate și validate pentru 98 de respondenți , aparținând celor două sexe și
tuturor grupelor de vârstă, iar majoritatea a fost reprezentată de persoane de sex masculin ( 52%) și încadrat ă în
grupa de vîrstă 25 -34 de ani ( 61% ). Majoritatea respondenților au fost persoane cu studii postuniversitare ce
aparțin unei diversități mari de profesii sau domenii de experiză: cercetare și consultanță în domeniul mediului,
finanțe, IT și programare, medicină sau inginerie .
În cadrul ecosistemului urban, parcul este categoria considerată cu cel mai ma re grad de
multifuncționalitate, îndeplinind cele mai importante funcții sociale sau ecologice, urmat de pădurile urbane și
grădinile școlilor . Parcurile oferă funcții care îmbunătățesc confortul și experiența locuitorilor în mediul urban,
prin asigurarea unui spațiu de socializare și recreere ( Fig. 10). Vegetația specifică și gradul de amenajare
contribuie la îmbunătățirea esteticii peisajului. Comparativ cu parcurile, multifuncționalitatea pădurilor urbane
are mai degrabă efecte asupra pr oceselor ecologice, prin ameliorarea climatului, îmbunătățirea calității aerului
sau asigurarea habitatelor pentru speciile locale ( Fig. 11).
Cu cel ma i redus grad de funcționalitate se încadrează scuarurile și cimitirele (Fig. 12).

35
Fig. 10 Importanța serviciilor ecosistemice furnizate de parcuril e urbane

Fig. 11 Importanța serviciilor ecosistemice furnizate de păduril e urbane

36
Fig. 12 Importanța serviciilor ecosistemice furnizate de cimitire

Aliniamentele stradale prezintă funcționalitate ridicată pentru componenta ecologică a mediului urban
și furnizează beneficii legate de calitatea aerului, climat și estetica peisajului . Grădinile de bloc reprezintă o
categorie importantă în peisajul urban românesc și are importante valențe ecologice și sociale. Prin fun cțiile pe
care le îndeplinește , poate reduce presiunea de utilizare asupra altor categorii de spații verzi, de tipul parcurilor.
În perspectiva locuitorilor, funcțiile cele mai importante din ecosistemul urban, regăsite la majoritatea
spațiilor verzi , sunt îmbunătățirea esteticii peisajului urban și îmbunătățirea calității aerului . Alte funcții
identificate ca importante pentru spațiile verzi din mediul urban sunt: umbrirea , ameliorarea climatului sau
reglarea scurgerii apelor pluviale . Cu cel mai redus grad de importanță se încadrează funcția de asigurare locuri
de joacă .
4.3.2 Impo rtanța infrastructurilor verzi urbane în furnizarea serviciilor ecosistemice
În furnizarea celor patru categorii de servicii ecosistemice, pădurile urbane au cea mai mare
importanță . Scuarurile și spațiile verzi asociate zonelor industriale și comerciale nu sunt considerate importante
pentru f urnizarea serviciilor ecosistemice în mediul urban.
Serviciile ecosistemice de reglare sunt percepute de locuitorii din mediul urban ca fiind cele mai
importante categorii furnizate de infrastructurile verzi urbane, co mparativ cu serviciile de aprovizionare .
Acestea sunt cel mai frecvent furnizate în cadrul parcurilor și pădurilor urbane, cu o capacitate redusă în cadrul
scuarurilor ( Fig. 13).

37
Fig. 13 Nivelul de furnizare al serviciilor de reglare pentru categoriile de spații verzi urbane

Fig. 14 Nivelul de furnizare al serviciilor de aprovizionare pentru cat egoriile de spații verzi urbane

38
Fig. 15 Nivelul de furnizare al serviciilor de suport pentru categoriile de spații verzi urbane

Fig. 16 Nivelul de furnizare al serviciilor culturale pentru categoriile de spații verzi urbane
Capacitatea de producție în categoriile de spații verzi din peisajul urban românesc este slab percepută
de locuitori. Rezultatele obținute evidențiează faptul că, servici ul ecosistemic de aprovizionare nu este specific
spațiilor verzi amenajate, cu excepția pădurilor urbane ( Fig. 14). Furnizarea serviciilor de suport și a celor
culturale este realizată în principal de parcuri și de păduri urbane. Terenurile sportive și spațiile verzi asociate

39 zonelor comerciale și industriale au o capacitate limitată de a asigura servicii ecosistemic e de suport ( Fig. 15).
Referitor la serviciile culturale, percepția generală arată că, multe din categoriile de spații verzi nu îndeplinesc
aceste ben eficii: aliniamentele stradale, scuaruile, cimitirele, etc ( Fig. 16).
4.4 Discuții
Parcurile urbane reprezintă categoria de infrastructură verde urbană cu cele mai multe funcții în
mediile urbane ale Român iei (Fig. 10). Rez ultatele nu sunt surprinzătoare, având în vedere faptul că este cel mai
popular tip de spațiu verde din peisajul urban românesc. Parcurile urbane au un grad mare de accesare, pentru o
diversitate mare de activități, de la recreere (Pătroescu & Iojă, 2004 ) la practi carea sporturilor sau interacțiunea
cu natura (Chiesura, 2004 ; McCormack et al., 2010 ; Iojă et al., 2011b ). O analiză comparativă a unor orașe din
Europa a scos în evidență importanța acordată de locuitori pentru parcurile urbane, ca principal furnizor de
servicii culturale (Bertram & Rehdanz, 2015 ). Din acest motiv, autorii insistă să considerăm în procesul de
planificare urbană, aspecte precum accesibilitatea parcurilor și calitatea serviciilor , în scopul asigurăii unor
spații de recreere adecvate .
Funcțiile reprezentative pentru parcurile urbane din orașele României pot fi încadrate în categoria
funcțiilor estetice și sociale, având în vedere dotările acestor spații verzi, îndreptate în special pentru experiența
rezidenților : infrastructură pentru sport, spații amenajate pentru câini sau infrastr uctură pentru agreement nautic.
Spațiile verzi urbane gestionate corespunzător și cu amenajări diversificate , sunt considerate de locuitori
importante în cadrul rețelei de infrastructuri verzi , în mod special pentru activitățile de recreere. Rezultatele
noastre coincid cu cele ale unui studiu întreprins în orașul New York, unde autorii au stabilit că parcurile
reprezintă o importantă infrastructură de recreere și experiențe în natură. Mai mult decât atât, prezența lor
contribuie la întărirea relațiil or sociale dintre rezidenți (Campbell et al., 2016 ). Conf orm studiului nostru și
rezidenții mediilor urbane din România consideră că parcurile sunt zone importante pentru socializare ( Fig. 10).
Sunt considerate mai importante pentru recreere decât pădurile urbane și datorită gradului mare de accesibilitate,
fiind poziționate în principal în apropierea zonelor rezidențiale.
Numărul mare de funcții îndeplinit de parcurile urbane poate reprezenta un argument important pentru
planificarea și dezvoltarea acestor categorii de spații verzi, în mod special pentru deservirea spațiilor
rezidențiale.
Funcția de habitat pentru animale este per cepută ca fiind slab îndeplinită de parcuri, acest aspect putând
fi explicat de amenajarea cu specii de plante non -native sau toaletare a excesivă a vegetației. Importanța acordată
de locuitori cu privire la biodiversitatea din parcuri coincide cu rezultate le obținute de către (Filibeck et al.,
2016 ) în orașul Roma, Italia, care a arătat că o arie cu vegetație nativă gestionată ca un parc urban are un
indicator de bogăție specif ică a plantelor mai mic cu 50%. Un motiv pentru gestionarea și întreținerea excesivă a
vegetației din spațiile v erzi urbane este percepția negativă a locuitorilor asupra zonelor cu vegetație spontană sau
prea abundentă , deseori considerate inestetice .
Dintre toate categoriile de spații verzi urbane, parcurile asigură locuitorilor spațiu pentru activități
sociale și furnizează o serie de beneficii care cresc nivelul calității vieții.
Importanța acordată multifuncționalității pădurilor urbane ne arată că rezidenții conștientizează în
primul rând valorile ecologice (prin fun cții de ameliorare a climatului, îmbunătățirea calității aerului sau
umbrire ) ale acestui tip de ecosistem forestier (Fig. 11). Un studiu realizat în Sta tele Unite ale Americii , al
poziției reziden ților asupra țintelor de management pentru pădurile urbane a scos în evidență faptul că , cele mai

40 importante măsuri ar trebui să vizeze protecția bazinelor hidrografice , pentru a asigura conservarea habitatelor și
funcționarea procese lor ecologice (Baur et al., 2016 ). Se pune accent pe importanța serviciilor de reglare, mai
degrabă decât a servic iilor culturale. Dincolo de percepția populației, analizele recente fundamentează rolul
pădurilor urbane în furnizarea acestor servicii ecosistemice de reglare. În 10 zone metropolitane din Italia,
(Manes et al., 2016 ) a cuantificat îndepărtarea pulberilor în suspen sie (PM 10) și a ozonului (O 3) din atmosferă , la
aproximativ 47 respectiv 297 mil. USD. O analiză calitativă menționează ca servicii ale pădurilor urbane din
Stockholm, Suedia : purificarea aerului, reglarea micro -climatului, reducerea intensității zgomotelo r și
managementul scrugerilor pluviale (Bolund & Hunhammar, 1999 ).
Deși relevanța pădurilor urbane este considerată de locuitorii mediilor urbane din România, acest tip de
spațiu verde nu este reglementat în procesul de planificare urbană, fenomen , de altfel prezent și în al te state din
fostul bloc comunist (Gudurić et al., 2011 ). Pădurile urbane din peisajul românesc nu sunt amenajate în scop
recreativ sau cultural. În schimb, pădurile urbane din alte țări sunt considerate importante spații de recreere.
Locuitorii din două orașe finlandeze sunt dispuși să plătească o taxă pentru a accesa pădurile în scop recreativ și
consideră esențiale accesiblitatea ridicată și man agementul activ al acestor spații verzi (Tyrväinen, 2001 ).
Cimitirele sunt considerate cele mai puțin importante în îndeplinirea funcțiilor ecologice și mai ales
sociale, rezultatul putând fii coroborat cu alte studii referitoare la percepția rezidenților asupra locului cimitirelor
în infrastructura verde a oraș elor din estul Europei (Tudor et al., 2013 ; Niță et al., 2014 ). Mai mult decât atât,
cimitirele sunt percepute ca spații verzi urbane care scad valoarea economică a proprietăților din proximitate.
Rezultatele analizei noastre coincid cu c ele ale studiului efectuat în Lodz, Polonia, unde s -a stabilit că parcurile
și pădurile urban e au o eficiență ridicată în a crește valoarea locuințelor, comparativ cu cimitirele care au o
influență negativă (Czembrowski & Kronenberg, 2016 ).
Dacă în ceea ce privește serviciile culturale, cimitirele nu sunt percepute pozitiv de către populație,
referitor la menținerea biodiversității urbane, acestea reprezintă o categorie importantă în ansamblul
infrastructurilor verzi urbane ( Fig. 12). În aceeași măsură, o analiză într eprinsă în Berlin, Germania, a
demonstrat, pe lângă valoarea culturală, diversitatea specifică ridicată (Kowarik et al., 2015 ) a cimitirelor .
Biodiversitatea din cadrul cimitirelor es te puternic influențată de morfologia și vechimea acestora, cu nivele
mari în cimitirele mai vechi de 100 de ani (Barrett & Barrett, 2001 ). Informația poate fi folositoare în demersul
de amenajare al spațiilor verzi care să susțină un nivel ridicat de biodiversitate, raportat la mediul urban.
Percepția rezi denților asupra cimitirelor variază funcție de contextul cultural din care fac parte și
funcție de structura acestora. În spațiile urbane din China, cimitirele reprezintă areale verzi cu un procent scăzut
de spațiu construit (Wang et al., 2013 ), cu zone extinse cu vegetație forestieră.
În Municipiul București, studiul realizat de Tudor et al. (2013 ) demonstrează percepția negativ ă a
locuitorilor asupra prezenței cimitirelor în ecosistemul urban. Rezidenții nu doresc să locu iască în spații care au
vedere directă asupra cimitirelor.
Funcțiile analizate scot în evidență importanța mare acordată de locuitori beneficiilor de ordin ecolo gic,
în raport cu cele sociale sau recreative. Rezultatul poate fi explicat de efectele directe pe care spațiile verzi
urbane le au asupra calității vieții locuitorilor, efecte care pot fi asociate și cu beneficii economice (Gómez –
Baggethun & Barton, 2013 ): scăderea consumului energetic pe timpul verii sau minimizarea costurilor pentru
îndepărtarea efectelor inundațiilor . Nivelul mare de conștientizare ale multifuncționalității și serviciilor

41 ecosistemice ale spațiilor verzi a fost demonstrat și într -un studiu aplicat în orașele New York și Berlin , însă cu
un grad scăzut de integrare în procesele decizionale (Rall et al., 2015 ), așa cum este și cazul României.
Multifuncționalitatea infrastructurilor verzi urbane merge dincolo de categoriile populare de spații verzi
precum parcurile sau pădurile urbane. Rezultatele analizei noastre au arătat că există categorii, precum grădinile
de bloc și grădinile școlilor , a căror importanță funcțională este cu claritate conșientizată. Un studiu întreprins
de Weber et al. (2014 ) a evidențiat valoarea acordată de locuitori vegetației native aflată de -a lungul drumurilor.
Grădinile comunitare reprezintă un exemplu de bună practică pentru implicarea locuitori lor în managementul
spațiilor verzi pe de -o parte și îmbunătățirea calității vieții pe de altă parte (Groenewegen et al., 2006 ). Grăd inile
școlilor contribuie la conectivitatea infrastructurilor verzi în ansamblu și promovează activitățile educaționale
(Iojă et al., 2014a ).
Concluziile noastre insistă asupra considerării și celorlalte categorii de verde în procesul de proiectare
și dezvoltare a infrastructurii verzi urbane , pentru a asigura un grad ridicat de funcționalitate și conectivitate.
Evaluarea serviciilor ecosistemice furnizate de infrastructurile verzi urbane valideaz ă rezultatele
prezentate anterior. Serviciile de reglare , care implică procese ecologice , sunt considerate mai importante în
contextul spațiilor verzi decât serviciile culturale. Rezidenții înțeleg valoarea serviciilor ecosistemice într -un
ecosistem transformat precum mediul urban.
Există studii care au stabilit că rezidenții oferă o importanță mai mare serviciilor ecosistemice cu
valoare ecologică , în comparație cu serviciile culturale (Jim & Chen, 2006 ). Alți autori, în schimb, au identificat
serviciile culturale și de recreere ca fiind cele mai reprezentative în cazul spațiilor verzi urbane (Tzoulas &
James, 2010 ), fiind considerate și un instrument eficient în gestionarea zonelor naturale din mediul urban sau în
atingerea unor ținte de sustenabilitate (Andersson et al., 2015 ). Autorii studiului justifică importanța acordată
serviciilor culturale prin faptul că efectele și beneficiile acestora sunt resimțite în mod direct , comparativ cu
serviciile de reglare.
Ierarhia categoriilor de infrastructuri verzi urbane insistă asupra gradul ui de multi funcționalitate dar și
preferințelor pentru accesarea , în mod diferențiat , a categoriil or de infrastructuri verzi urbane. Parcurile ,
pădurile urbane și gradinile școlilor au cel mai mare potențial de a acoperi o varietate mare de activități și
funcții (Iojă et al., 2014a ), în comparație cu scuarurile și cimitirele , care fie au o suprafață redusă și nu prezintă
dotări specifice, fie nu sunt considerate spații de recreere , având o conotație negativă (Tudor et al., 2013 ).
Existența unui număr mare de categorii de spații verzi, cu grad ridicat de fu ncționalitate va asigura o rețea
coerentă pentru nevoile rezidenților și va evita supraaglomerarea în mod exclusiv, a unor categorii de ti pul
parcurilor urbane.

CAPITOLUL V RELAȚIA DINTRE MEDIUL URBAN ȘI ARIILE PROTEJATE DIN PROXIMITATE
5.1 Deficitul de s pații de recreere urbane și amenințările induse ariilor naturale protejate
În ariile naturale protejate din România există numeroase amenințări care au varii geneze și
caracteristici. În cadrul analizei noastre ne -am oprit doar asupra urbanizării induse de ecosistemel urbane din
proximitate.
Procesul de urbanizare este un fenomen cu o influență care depășește limitele administrative ale
orașului (Niță et al., 2015a ), prin dependența față de resursele naturale din proximitate și factorii de degradare a
aerului sau apei (Grimm et al., 2008 ). Scăderea distanței dintre mediile urbane și ariile protejate naturale

42 conduce la apariția unor probleme de integritate a p eisajului sau a biodiversității desemnate pentru protecție în
aceste arii (Mcdonald et al., 2009 ). Proximitatea unui mediu urban față de una sau mai multe arii naturale
protejate conduce la beneficii de ordin social și ecologic pentru locuitorii orașului însă relația poate conduce la
apariția amenințărilor la adresa biodiversității. Supra fața ariilor naturale protejate din România a crescut
considerabil odată cu desemnarea siturilor din rețeaua Natura 2000 (Iojă et al., 2010b ) și astfel distanța dintre
aceste spații și mediile urbane a scăzut. Consecințele referitoare la consumul de resurse sau afectarea speciilor și
habitatelor protejate nu sunt însă pe deplin evaluate (McDonald et al., 2008 ).
Ariile protejate din România , care au statut de sit Natura 2000 , își propun, pe lângă protecția
biodiversității reprezentativă la nivel biogeografic, dezvoltarea socio -economică într -un mod durabil (Gaston et
al., 2008 ). Ca urmare a faptului că procesul de desemnare al siturilor Natura 2000 nu a avut un caracter
participativ (Iojă et al., 2010b ), eforturile de conservare au fost îngreunate de amenințările apărute ca urmare a
practicilor agricole (Iojă et al., 2011a ) și forestiere, la care se adaugă activitățil e industriale, comerciale și
turistice (Young et al., 2010 ; Tudor et al., 2014 ; Iojă et al., 2016 ) și a dezvoltării infrastructurii de transport
(Niță et al., 2015b ).
Dintre toate siturile Natura 2000, peste 30% sunt afectate de fenomenul de urbanizare (Ministerul
Mediului și Pădurilor, 2011b ; Ministerul Mediului și Pădurilor, 2011a ). Acesta poate fi explicat de construcțiile
cu destinație turistică, amplasate în proximitatea sau în in teriorul ariilor protejate, cu scopul asigurării nevoilor
de recreere a l locuitorilor din mediul urban sau de procesul de urbanizare al zonelor rurale din ariile protejate
(Trzyna, 2007 ). Problemele pe care mediul urban le ridică strategiilor de conservare din ariile naturale protejate
se leagă de distanța redusă dintre aceste a și influența mare asupra resurselor naturale, de peisaj și asupra
terenurilor (Mcdonald et al., 2009 ). În măsura în care mediul urban nu poate asigura spații de recreere ( parcuri
urbane , păduri urbane sau suprafețe acvatice ), locuitorii din orașe vor accesa ariile protejate din proximitate
pentru a -și asigura nevoia de apropiere de natură (Trzyna, 2007 ).

Fig. 17 Intensitatea urbanizării în siturile Natura 2000 din România

43 Plecând de la această idee, s copul analizei noastre este de a identifica dacă prezența și suprafața
spațiilor de recreere din mediul urban influențează intensitatea urbanizării din ariile protejate naturale din
proximitate.
Analiza vizează doar proximitatea față de siturile Natura 2000 ca urmare a distribuției spațiale
extensive a acestora, fapt care se reflectă în distanțe relativ mici între acestea și m ediile urbane.
5.2 Metodologie
5.2.1 Identificarea și prioritizarea factorilor care explică intensitatea urbanizării în siturile Natura 2000
din România
Pentru analiza relației dintre mediul urban și presiunile apărute în cadrul ariilor protejate ale rețelei
Natura 2000 s-a dezvoltat o bază de date cu indicatori socio -economici. S -au utilizat informațiile din Formularul
Standard Natura 2000 pentru a identi fica ariile protejate care prezintă urbanizarea ca presiune sau amenințare.
În baza acestora, siturile Natura 2000 au fost clasificate binar , funcție de intensitatea fenomenului de urbanizare
(1 – intensitate medie și ridicată; 0 – intensitate scăzută) . Pentru fiecare arie naturală protejată s -au completat în
baza de date următorii indicatori: proximitatea orașelor , suprafața de spațiu verde urban , suprafețele acvatice ,
suprafețele forestiere , suprafața construită și profilul funcțional .
Indicatorii de suprafață au fost extrași din baza de date TEMPO a Institutului Național de Statistică
(Institutul Național de Statistică, 2008 ) pentru anul 2014. Analizele de proximitate au fost realizate cu ajutorul
programului ArcGIS 10.1 (ESRI, 2012 ), instrumentul Near , care a calculat distanța în linie dreaptă de la limita
ariilor protejate la limita orașelor.
Relația dintre prezența urbanizării și capacitatea orașelor de a furniza spații de recreere (spații verzi
urbane, păduri urbane sau suprafețe acvatice) a fost analizată prin apli carea unui model de regresie logistică.
Prezența urbanizării a reprezentat variabila dependentă și a fost testată în raport cu cei șase indicatori menționați
mai sus. Selecția variabilelor independente este fundamentată prin exemple din literatura de speci alitate care
încearcă să explice relația dintre presiunile asupra ariilor protejate și influența mediului urban (Tabel 6).
Analiza a fost aplicată utilizând programul R (R Development Core Team, 2011 ) și pachetele Rcpp
(Eddelbuettel & Francois, 2011 ), MASS (Venables & Ripley, 2002 ), glm (Marschner, 2011 ) și lattice (Sarkar,
2008 ).
Pentru a testa acuratețea modelului în care s -a verificat dacă prezența urbanizării în ariile naturale
protejate este influențată de capacitatea mediului urban de a fur niza spații de recreere și de profilul funcțional al
orașului, în cadrul modelulu i de regresie, s -au verificat parametrii : McFadden (cu un interval al valorilor de la 0
la mai puțin de 1, unde valorile apropiate de 1 reprezintă o putere mare de predicție), și Hosmer și Lemeshow
goodness of fit , pentru a vede a cât de bine se potrivește modelul nostru cu datele introduse . Parametrul
McFadden este utilizat pentru a vedea cât de bine poate modelul nostru să explice relația dintre variabila
independentă și varia bilele predictori.

44 Tabel 6 Variabilele utilizate în modelul de regresie logistică
Variabila Descriere Unitate de
măsură Justificare
Variabila dependentă
Urbanizarea în
siturile Natura
2000 Existența urbanizării ca
amenințare sau presiune în
siturile Natura 2000 1-prezența
urbanizării
0-absența
urbanizării –
Variabilele independente
Proximitatea
orașelor Distanța față de cel mai
apropiat oraș m2/locuitor Prezența amenințărilor asupra ariilor
protejate a fost asociată cu proximitatea
față de mediile urbane (Mcdonald et al.,
2009)
Suprafața de
spațiu verde
urban Suprafața de spațiu verde din
orașele aflate la o distanță de
10 km față de aria protejată,
raportată la numărul de
locuitori m2/locuitor Existența unor suprafețe și categorii de
spații verzi care să asigure nevoile
rezidenților, poate scădea presiunea
asupra ariilor naturale protejate din
proximitatea orașului
Suprafețele
acvatice Suprafețele acvatice din orașele
aflate la o distanță de 10 km
față de aria protejată, raportate
la numărul de locuitori m2/locuitor Suprafețe le acvatice pot funcționa ca
spații de recreere pentru rezidenții care
pot alege între acestea și ariile naturale
protejate din proximitate.
Suprafețele
forestiere Suprafețele forestiere din
orașele aflate la o distanță de
10 km față de aria pr otejată,
raportate la numărul de
locuitori m2/locuitor O valoare ridicată a suprafețelor forestiere
care pot fi utilizate ca spații de recreere,
poate scădea presiunea de a accesa ariile
naturale protejate din proximitate
Suprafața
construită Supraf ețele construite din
orașele aflate la o distanță de
10 km față de aria protejată,
raportată la numărul de
locuitori m2/locuitor S-a pornit de la ipoteza că o densitate
mare a spațiunui construit în oraș poate
crește presiunea de urbanizare în ariile
protejate din proximitate (Mcdonald et al.,
2009 )
Profilul
funcțional Profilul funcțional al orașelor
aflate la 10 km față de aria
protejată 1 – agricol
2 – industrial
3 – servicii
4 – mixt Profilul funcțional al orașului din
apropierea unei arii protejate poate
determina apariția amenințărilor în ariile
naturale protejate
5.3 Rezultate
5.3.1 Factorii implicați în intensificarea procesului de urbanizare în siturile Natura 2000
Rezultatele regresiei logistice arată că modelul nostru , prin variabilele stabilite are o putere predictivă
bună (McFadden = 0.20533 ). Următorii parametrii au rezultat ca fiind nesemnificativ i din punct de vedere

45 statistic în explicarea intensității urbani zării: distanța față de cel mai apropiat oraș, suprafețele acvatice din
orașele aflate la o distanță de 10 km față de aria protejată, suprafețele forestiere din orașele aflate la o distanță de
10 km față de aria protejată, suprafața construite din orașele aflate la o distanță de 10 km față de aria protejată,
profilul funcțional – industrial și profilul funcțional – mixt. Intensitatea urbanizării în ariile naturale protejate
este explicată de suprafața de spațiu verde din orașele din proximitate și profilul funcțional de servicii al orașelor
din apropiere ( Tabel 7). Valoarea negativă pentru coeficientul de regresie al suprafeței de spațiu verde arată că,
o scădere a intensității urbanizării este acceptată atunci când supraf ața verde pe cap de locuitor în oraș crește
(B= -0.009407; p<0.05 ). Orașele în care profilul funcțional de servicii este dominant reprezintă un bun predictor
pentru creșterea intensității urbanizării în ariile naturale protejate (B= 2.314; p<0.01 ). Valoarea testului Hosmer
and Lemeshow arată că datele introduse în model sunt corespunzătoare (χ2=13.026 ; p=0.111 ). Diferența
obținută dintre deviația nulă și cea reziduală arată că modelul de regresie obținut este mai puternic decât un
model în care era inclusă doar constanta ( Null d eviance = 201.71; Residual deviance = 184.15 ).

Tabel 7 Rezultatele analizei regresiei logistice
Variabila B SE p
Distanța față de cel mai apropiat oraș -0.000022 0.000070 0.74791
Suprafața de spațiu verde din orașele aflate la o distanță de 10 km
față de aria protejată, raportată la numărul de locuitori -0.009407 0.004578 0.03992*
Suprafețele acvatice din orașele aflate la o distanță de 10 km față
de aria protejată, raportate la numărul de locuitori -0.000051 0.000099 0.60916
Suprafețele forestiere din orașele aflate la o distanță de 10 km
față de aria protejată, raportate la numărul de locuitori -0.000002 0.000017 0.89721
Suprafața construite din orașele aflate la o distanță de 10 km față
de aria protejată, raportată la număr ul de locuitori 0.000292 0.000347 0.40101
Profilul funcțional – Industrial 0.8291 0.7536 0.27122
Profilul funcțional – Mixt 1.291 0.7819 0.09868
Profilul funcțional – Servicii 2.314 0.823 0.00493**
B = Coeficientul de regresie; SE = Eroarea Standard pentru B; p = Nivelul de semnificație statistică ( *p<0.05;
**p<0.01 ).
5.4 Discuții
Rezultatele studiului nostru arată că factorii care explică cel mai bine intensitatea urbanizării în siturile
Natura 2000 din România sunt suprafața de spațiu verde din orașele situate în proximitate și profilul funcțional
de servicii al orașelor din apropiere. Orașele care prezintă suprafețe mai mari de spațiu verde urban pe cap de
locuitor au în proximitate (pe o distanță de 10 km) arii naturale protejate cu o intensitate redusă a urbanizării.
Acest lucru poate fi explicat de asigurarea activităților de recreere în mediul urban și scăderea presiunii acestora
în mediul natural. Un studiu realizat de Trzyna (2007 ) exemplifică o serie de cazuri de urbanizare în ariile
naturale protej ate de pe continentul african și american. Dezvoltările din domeniul turistic sau construcțiile care
deservesc o a doua locuință ori o casă de vacanță pentru locuitorii din mediul urban , reprezintă factori de
vulnerabilizare a mediilor naturale din ariile naturale protejate.

46 Existenția unui profil funcțional de servicii dominant, î n orașele din apropierea ariilor naturale protejate
crește presiunea asupra acestora și conduce la un grad ridicat de urbanizare. Explicația este dată de potențialul
acestor orașe de a-și extinde spațiile de interes turistic în zonele favorabile precum ariile naturale protejate .
Distanța față de cel mai apropiat oraș a rezultat ca fiind o variabilă nesemnificativ statistică în model.
Rezultatele noastre sunt diferite față de cele o bținute de Mcdonald et al. (2009 ), care arată că numeroase arii
naturale protejate sunt afectate de apropierea de mediile urbane, de la 10 km și până la 50 km.
Prezența unor suprafețe forestiere în proximitatea orașelor nu a reprezentat un parametru important care
să explice variația gra dului de intensitate din ariile naturale protejate, așa cum a fost cazul suprafeței verzi
urbane. Un studiu realizat în Viena, Austria explică fluxurile de vizitatori în două păduri urbane și peri -urbane și
arată că locuitorii nu sunt dispuși să străbată o distanță mai mare în cazul în care dispun de un spațiu recreativ în
imediata apropiere, în cadrul orașului (Arnberger, 2006 ).
Conform rezultatelor modelului nostru, suprafețele acvatice disponibile l ocuitorilor din mediul urban
nu explică gradul de intensitate al urbanizării în ariile naturale protejate din proximitate. În mod diferit față de
analiza noastră, Faggi et al. (2013 ) a comparat nivelul de accesare al suprafețelor acvatice urbane și suburbane
în scopuri recreative. Concluzia a scos în evidență diferențe între cele două categorii, cu un nivel mai mare de
accesare pentru spațiile familiare, mai apropiate de rezidenți.
Nivelul de urban sprawl care îi corespunde unui mediu urban este determinat, printre altele, de
suprafața construită din acel spațiu . Cu c ât suprafața construită dintr -un oraș este mai mare , cu atât expansiunea
urbană va fi mai ridicată (Jaeger et al., 2010 ) și poate avansa spre ariile naturale protejate aflate în spa țiul de
influență. Modelul nostru nu a considerat suprafața construită din orașe o variabilă explicativă pentru gradul de
urbanizare din ariile naturale protejate. Totuși, există legături stabilite între mediile urbane, expansiunea urbană
asociată și fenomenul de urbanizare la limita ariilor protejate, așa cum este cazul parcurilor naționale din aria de
influență a Los Angeles, Statele Un ite ale Americii sau din Kenya, Africa (Trzyna, 2007 ).
Dezvoltarea urban ă, pe de -o parte și declararea de noi arii protejate, pe de altă parte, va conduce la
minimizarea distanței dintre aceste două tipuri de utilizări iar numărul de amenințări va crește. Este important să
evaluăm presiunile care sunt determinate de activitate a și influența orașelor asupra terenului și resurselor
naturale pentru a asigura protecția speciilor și habitatelor pe termen lung. Cunoașterea factorilor care determină
probleme și conflicte în ariile naturale protejate din proximitatea orașelor, pot cons titui instrumente eficiente în
procesul de planificare pentru conservare. Mai mult, asigurarea unor suprafețe optime și diverse de spații
naturale de recreere în mediul urban, aproape de rezidenți, poate conduce la scăderea presiunii pentru accesarea
medii lor naturale.

CAPITOLUL VI EVALUAREA CONECTIVITĂȚII INFRASTRUCTURILOR VERZI URBANE DIN
ORAȘELE R OMÂNI EI
6.1 Importanța conectivității structurale pentru infrastructurile verzi urbane
Studiile de evaluare a conectivității structurale sunt direcționate căt re capacitatea spațiilor verzi urbane
de a susține fauna și flora locală sau de a furniza servicii ecosistemice. Tian et al. (2014 ) a analizat
conectivitatea spațiilor verzi din orașul Hong Kong, China și a stabilit că în ariile urbane cu un grad mai redus
de activități umane, spațiile verzi au suprafețe mai mari, mai omogene și cu o conectivitate mai mare. Prin

47 utilizarea metricilor peisagistici, Tian et al. (2011 ) a stabilit d iferite nivele de fragmentare a spațiilor verzi în
orașul Hong Kong.
Analizând forma ideală a orașelor sustenabile, Ye et al. (2015 ) a demonstrat că o valoare ridicată a
conectivității și accesibilității spre spațiile verzi și corpurile de apă, poate contribui la un consum mai redus al
energiei în cadrul locuințelor .
6.2 Metodologie
6.2.1 Evaluarea conectivității structurale a infrastructurilor ve rzi urbane din România
S-a utilizat baza de date rezultată din vectorizarea spațiilor verzi urbane ale celor 38 de orașe menționate
în cuprinsul lucrării , la care s -a adugat un alt oraș de rang III, pentru a crește eșantionul specific acestei
categorii. S -au utilizat informațiile următoarel or componente a le infrastructurii verzi urbane : aliniamente
stradale, cimitire, grădini ale instituțiilor, grădini de b loc, grădini ale școlilor, parcuri, păduri urbane,
scuaruri, spații verzi ale zonelor comerciale, spații verzi ale zonelor industriale și terenuri sportive . Pentru
fiecare oraș analizat s -au selectat zonele umede, pădurile și ariile protejate de interes na țional și comunitar ,
aflate la o distanță de 10 km pentru orașele de rang III și 20 km pentru orașele de rang I și rang II.
Evaluarea conectivității structurale s-a realizat pentru trei scări de analiză , de la nivel local la nivel
regional :
1. Conectivitat ea categoriior de spații verzi
2. Conectivitatea infrastructurii (rețelei) verzi urbane la nivel de oraș/municipiu
3. Conectivitatea infrastructurii verzi urbane cu elementele naturale din proximitate: zone umede,
păduri și arii protejate de i nteres național și comunitar.
Pentru a obține rezultate relevante și a minimiza informația redundantă s -au stabilit indicatori care să
analizeze atât configurația infrastructurilor verzi urbane cât și gradul lor de conectivitate (Kupfer, 2012 ). S-au
aplicat doi indicatori și anume Total Core Area și Edge Density , care pot fi corelați și pot explica valorile de
conectivitate structurală ale un ei rețele de infrastructuri verzi urbane .
Total Core Area reprezintă un indicator relevant pentru conectivitatea unei infrastructuri verzi urbane și
implicit pentru absența sau prezența unor specii țintă. Cu ajutorul acestuia se cuantifică suprafața totală a
elementelor verzi (la nivel de rețea și la nivel de ca tegorie), după eliminarea unui buffer de margine (Kupfer,
2012 ).
Edge Density evaluează de asemenea , la nivel de rețea și categorie de spațiu verde lungimea
reprezentată de margini , raportată la hectar (McGarigal, 2014 ). Evaluarea indicatorului este importantă pentru
speciile sensibile la schimbări și la efectul de margine ale habitatelor (Primack et al., 2008 ). Dincolo de efectele
asupra biodiversității, efectul de margine influențează procesele biogeochimice (Fagan et al., 1999 ),
microclimatul și structura vegetației (Primack et al., 2008 ).
Indicatorul Proximity (PROX) se bazează pe suprafața elementelor verzi și dis tanța calculată dintre
acestea (McGarigal, 2014 ). Pentru calculul indicatorului la nivel de categorie și de rețea verde urbană, s -a
considerat o distanță de 300 m , aceasta fiind echivalentă cu un timp de mers de 5 minute (Harrison et al., 1995 ).
Pentru analiza conectivității cu elemenele naturale din proximitate, s -a stabilit o distanță de 20 km , ceea ce
reprezintă un timp parcurs cu autoturismul de 20 minute sau cu bicicleta de 60 minute. Seturile de date
vectoriale reprezentând categoriile de spații verzi pentru fiecare din cele 39 de orașe, au fost convertite în
modele raster , cu rezoluția gridulu i de 5mx5m. Pentru efectuarea analizelor s-a utilizat software -ul Fragtats 4.2

48 (McGarigal & Cushman, 2012 ). Pentru ca rezultatele obținute să fie comparabile, s -a utilizat aceeași dimensiune
a celulei și aceleași distan țe de căutare de 300 m , respectiv 20 km , pentru toate orașele analizate.
Prin selectarea indicatorilor de evaluare a conectivității structurale s -a dorit, pe lângă cuantificarea
gradului de proximitate/izolare dintre spațiile verzi și evaluarea elementelor de configurație , care pot influența
fluxurile de materie într -un spațiu conectat.
6.3 Rezultate
6.3.1 Evaluarea conectivității la nivel de categorii ale infrastructurii verzi urbane
Analizând fiecare categorie de spațiu verde din punct de vedere a configurației patch -urilor și a
gradului de conectivitate, observăm o serie de tipare la nivelul orașelor din România.

Fig. 18 Distribuția valorii indicatorului Total Core Area la nivel de categorie de spațiu verde în orașele din
România
Ierarhizând categoriile de spații verzi după mărimea suprafețelor centrale ( Total Core Area ), se
remarcă pădurile urbane, grădinile de bloc, parcurile și cimiti rele ca fiind cele mai extinse ( Fig. 18). La polul
opus se situează scuarurile, aliniamentele stradale, spațiile verzi ale zonelor comerciale și grădinile școlilor.
Calculul indicatorului Edge Density clasifică grădinile de bloc, aliniamentele stradale și spațiile verzi
ale zonelor industriale ca spații verzi cu un efect de margine ridicat, în comparație cu spațiile verzi ale zonelor
comerciale, scuarurile, terenurile spo rtive sau parcurile ( Fig. 19).

49
Fig. 19 Distribuția valorii indicatorului Edge Density , la nivel de categorie de spațiu verde în orașele din
România

Fig. 20 Dinamica valorii indicatorului Proximity , la niv el de categorie de spațiu verde în orașele din
România
Ierarhizând categoriile de spații verzi după contribuția fiecăr uia la gradul de conectivitate al întregii
rețele, cu cele mai mari valori de proximitate între patch -uri apar pădurile urbane, grădinile de bloc, cimitirele și
parcurile ( Fig. 20). Cele mai izolate categorii identificate sunt: scuarurile, spațiile verzi ale zonelor comerciale,
aliniamentele stradale și terenurile sportive.

6.3.3 Evaluarea conectivității structurale a infrastructurilor verzi urbane cu e lementele verzi din
proximitatea orașelor
Analizând gradul de conectivitate al infrastructurilor verzi dincolo de limita intravilanului, se remarcă
deosebiri clare între orașe, funcție de poziționarea în arealul marilor unități de relief . Dacă la nivel de rețea sau

50 categorie de infrastructură verde urbană, indicatorul Total Core Area prezintă valori mari pentru orașele de rang
I și II, la acest nivel importanța sau rangul orașului nu influențează dimensiunea suprafețelor centrale din
proximitatea mediilor urbane. Distribuția valorii indicatorului Total Core Area (Fig. 21) arată că,
infrastructurile verzi cu cele mai mari suprafețe cent rale sunt localizate în zona montană și subcarpatică, acolo
unde există cea mai mare densitate a suprafețelor forestiere și a ariilor protejate de interes național și comunitar.

Fig. 21 Distribuția valorii indicatorului Total Core Area la nivelul infrastructurilor verzi din proximitatea
orașelor
Distribuția indicatorului Edge Density (Fig. 22) urmează același tipar, cu valori reduse ale indicatorului
și implicit a efectului de margine, în proximitatea orașelor situate în zona montană și subcarpatică. Indicatorul
de conectivitate ( Proximity ) dintre infrastructurile verzi urbane și elementele naturale din proximitate , crește în
orașele cu importanță mare (Iași, Constanța, Oradea, Ploiești) și în orașele amplasate în zona montană sau de
podiș din Români a (Fig. 23).

51
Fig. 22 Distribuția valorii indicatorului Edge Density la nivelul infrastructurilor verzi din proximitatea
orașelor

Fig. 23 Gradul de conectivitate al infrastructurilor verzi urbane cu elementele verzi din p roximitatea
orașelor
6.4 Discuții
Rezultatele obținute din calculul indicatorilor de conectivitate evidențiează un grad mare de
heterogenitate între orașele din România. Printre categoriile care asigură cel mai mare nivel de coerență al
infrastructurilor verzi urbane , amintim : pădurile urbane , parcurile și grădinile de bloc . O analiză întrerprinsă în
două orașe din Canada insistă asupra importanței dimensiunii pentru conectivitate, asigurată de cele mai multe
ori de parcur i urbane. Totuși, autorii scot în evidență faptul că, gradul de conectivitate la nivelul orașului poate fi
îmbunățit prin dezvoltatea grădinilor de bloc (Rudd et al., 2002 ).

52 Aliniamentele stradale au rezultat ca fiind componente izolate ale rețelelor verzi, deși în alte studii au
reieșit ca instrumente eficiente în creșterea conectivității în spațiul urban. Un studiu asupra potențialului
aliniamentelor stradale din Madrid, Spania , de a asigura mobilitate pentru speciile de păsări, a evidențiat rolul
acestora în creșterea gradului de conectivitate dintre parcurile urbane (Fernández -Juricic, 2000 ).
Valorile mari ale indicatorul ui edge density pentru majoritatea orașelor analizate, evidențiază o
fragmentare și un efect de margine important pentru infrastructurile verzi urbane. Acest fenomen influențează în
mod negativ distribuția unor specii de faună sensibile la schimbările de t emperatură, umiditate sau luminozitate
(Bolger et al., 2000 ). Mai mult, infrastructurile verzi urbane cu un efect de margine ridicat sunt considerabil mai
afectate de schimb ările de temperatură, concentrațiile de poluanți atmosferici, sau amplitudinea eoliană
(Hasselrot & Grennfelt, 1987 ). Într -un studiu realizat în orașul Aksu, China, autorii au utilizat cu succes metricii
peisagistici, printre care și edge density , pentru a stabili legătura dintre configurația spațiilor verzi și temperatura
suprafețelor de teren . (Zhou et al., 2011 ) insistă asupra importanței configurației spațiilor în determinarea
schimbărilor de temperatură a suprafețelor. Indicatorul a fost utilizat și pentru a analiza capacitățile ecologice
ale diferitelor categorii de spații verzi urbane în orașul Hong Kong, China (Tian et al., 2011 ). Autorii au asociat
valorile mari ale indicatorului cu spații verzi de dimen siuni reduse și fragmentate, cu o capacitate mai redusă de
furnizare a beneficiilor ecologice.
Dimensiunea mare a suprafețelor centrale naturale asigură un management eficient al scurgerilor
pluviale și minimizarea riscului de inundații, ameliorarea climatului la nivel local și diminuarea efectelor create
de fenomenele extreme . (Kupfer, 2012 ) a analizat rezultatele mai multor studii care au evidențiat faptul că, o
suprafață centrală mare este asociată cu prezența unor specii sensibile la schimbări (Harper et al., 2005 ). Goetz
et al. (2009 ) a utilizat indicatorul de suprafață centrală a l habitatelor naturale pentru a analiza potențialul
acesteia într -un sistem conectat.
Gradul scăzut de conectivitate al infrastructurilor verzi urbane contribuie la afectarea proceselor
biogeochimice în aceste orașe. De exemplu, s -au stabilit corelații sem nificative între gradul mare de izolare al
patch -urilor și rata ridicată de pierdere a concentrației de azot din sol, ca urmare a scurgerii în suprafață
(Uuemaa et al., 2005 ).
Importanța unei conectivități structurale la nivelul infrastructurilor verzi urbane este dată de ineficiența
unui spațiu verde de dimensiuni reduse de a susține speciile de floră și faună ce definesc biodiversitatea urbană
(Clergeau, 2011 ). În acest sens, păstrarea potențialului de mobilitate și dispersie între categoriile de spații verzi,
dar mai ales cu ecosistemele naturale din proximitatea spațiului urban, poate asigura prezenț a elementelor de
biodiversitat e. Goddard et al. (2010 ) propune o abordare a biodiversității în mediul urban care să implice
considerarea grădinil or urbane ca elemente conectate , nu spații individuale care au efecte doar la nivel local.
Indicatorii de evaluare a conectivității structurale oferă rezultate cantitative referitoare la configurația
sau gradul de izolare al infrastructurilor verzi urbane. Numărul de date necesare este redus , fiind reprezentat de
distribuția spațială și suprafața arealelor ana lizate (Niculae & Pătroescu, 2011 ). Mai mult, aceștia sunt ușor de
interpretat și prezentat factorilor de decizie.
Relevanța lor însă, din punct de vedere ecologi c, este scăzută. Indicatorii nu oferă informaț ii despre
capacitatea acestora, înțeleasă prin factorii abiotici , de a susține existența unor specii și habitate pe termen lung
(din punct de vedere al habitatului de hrănire sau reproducere).

53 La nivel urban, metricii peisagistici sunt utilizați aproape exclusiv pentru analiza conectivității
structurale și sunt direcționați spre evaluarea gradului de izolare al habitatelor sau configurația spațiilor care
contribuie la o fragmentare ridicată, mai degrabă decât la capacitatea arealului respectiv de a furniza servicii
ecosistemice ori de a susține speciile de faună în procesul de dispersie. Dezavantajul indicatorilor constă și în
informația redundantă obținută din calculul mai multor metrici, fără a analiza în avans ceea ce dorim să obținem.
În vederea obținerii unor informații valoroase din calculul indicatorilor peisagistici, indiferent de tipul
de ecosistem, este necesară o analiză a datelor existente și a rezultatelor pe care dorim să le obținem. Pentru a
putea evalua c ât mai bine gradul de conectivitate, indicatorii selectați trebuie să ofere informații și despre
caracterul funcțional al spațiilor verzi urbane – precum suprafața centrală sau efectul de margine (Kupfer,
2012 ).
6.5 Conectivitatea funcțională a infrastructurilor verzi urbane în România. Studiu de caz: Municipiul
București
Analizele re feritoare la conectivitatea funcțională, atât în mediul natural cât și în cel urban, vizau
capacitatea habitatelor sau a infrastructurilor verzi rubane de a susține dispersia și viabilitatea speciilor de floră
și faună (Taylor et al., 1993 ; Urban & Keitt, 2001 ). Analiza conectiviății funcționale a infrastructurilor verzi
urbane, poate oferi însă și informații despre capacitatea de mobilitate a omului între diferite spații verzi, pentru
a-și asigura o serie de nevoi de recreere, socializare sau practicare a activităților fizice.
Cercetările s -au îndreptat către analiza diferitelor soluții din mediul urban, care au capacitatea de a
conecta spațiile verzi cu funcții similare (Saelens & Handy, 2008 ; Vandermeulen et al., 2011 ). Asemănător
conceptului de mobilitate al speciilor în mediul natural, locuitorii utilizează o infrastructură alternativă pentru a
se deplasa între parcurile urbane, păstrând astfel funcția de recree re pe tot parcursul traseului.
Un instrument eficient în creșterea gradului de conectivitate dintre spațiile verzi recreative poate fi
reprezentat de pistele de biciclete. Acestea promovează un tip de transport sustenabil (Midgley, 2011 ) și pot
conecta parcurile urbane, păstrând în același timp funcția de recree re pe parcursul deplasării. Orașe din țări
precum Olanda, Germania sau Danemarca au promovat o serie de măsuri pentru creșterea gradului de utilizare a
transportului alternativ cu bicicleta, în detrimentul transportului convețional (Pucher & Buehler, 2008 ).
Studiile care abordează funcționalitatea spațiilor verzi și a pistelor de biciclete pun accent pe efectele
benefice ale practicării activităților fizice în spații naturale.
Dezvol tarea unor modele de planificare a pistelor de biciclete, aplicate până în prezent, au vizat
asigurarea țintelor de sustenabilitate printr -o modalitate de transport alternativ (Aultman -Hall et al., 1997 ;
Rybarczyk & Wu, 2010 ). Asocierea acestui mod de depla sare recreativă cu parcurile urbane, este menționată în
numeroase studii de ecologie urbană (Bedimo -Rung et al., 2005 ), însă analiza conec tivității lor este incipientă.
Holman et al. (1996 ) și Veitch et al. (2006 ) au aplicat metode de evaluare calitativă a elementelor de
atractivitate a parcurilor urbane și au stabilită că, pistele de biciclete amenajate în interior reprezintă un criteriu
pentru accesarea acestor spații verzi.
Promovarea pistelor de biciclete, ca obiectiv pentru atingerea țintelor de sustanabilitate din orașe a
făcut obiectul a numeroase studii (Newman, 1999 ; Newman & Jennings, 2012 ; Portney, 2013 ). Un alt subiect
abordat frecvent în literatură este planificarea adecvată a pistelor de b iciclete, care să răspundă nevoilor
utilizatorilor. Winters et al. (2011 ) a stablit ca elemente importante în dezvolta rea pistelor de biciclete, criterii
precum prezența intersecțiilor, gradul de siguranță, delimitarea pistelor sau iluminarea lor. Su et al. (2010 )

54 insistă asupra relevanței factorilor de mediu, în planificarea rutelor de biciclete, precum concentrațiile de
poluanți atmosferici și procentul de acoperire cu vegeta ție.
Metodele de evaluare ale conectivității pistelor de biciclete în mediul urban se bazează pe analize
spațiale GIS și analize de rețea. Aultman -Hall et al. (1997 ) utilizează acest tip de analiză pentru a identifica
rutele preferate de bicicliști ș i pentru a stabili factorii care determină c omportamentul lor de deplasare.
În scopul identificării spațiilor favorabile pentru implementarea pistelor de biciclete în Municipiul
București, s -a pornit de la premisa că pistele ciclabile amenajate în prezent nu asigură o accesibilitate spre
parcurile urbane . Pistele de biciclete amen ajate au aproximativ 58 km , având acces la un procent de 28% din
numărul total de parcuri ( Fig. 24).
Analiza noastră abordează conceptul de conectivit ate funcțională drept capacitatea locuitorilor de a se
deplasa între parcurile urbane, pentru a -și satisface necesitățile de recreere, socializare și de practicare activități
fizice, prin păstrarea acestor funcții și în timpul deplasării.
Obiectivele lucrării sunt: (I) identificarea criteriilor și arealelor favorabile pentru planificarea pistelor
de biciclete și (II) evaluarea percepției și comportamentului utilizatorilor de biciclete din parcurile urbane al
Municipiului București.

Fig. 24 Parcurile urbane accesibile prin pistele de biciclete
6.6 Metodologie
6.6.1 Identificarea criteriilor și arealelor favorabile pentru planificarea pistelor de biciclete
În scopul identificării criteriilor și delimitării arealelor favorabile pentru planificarea pistelor de
biciclete, cu rol în conectarea parcurilor urbane am aplicat o analiză multicriterială (Fig. 25).
Pentru obținerea datelor de intrare în model s -au utilizat următoarele materiale și surse informaționale:
ortofotoplanul cu rezoluție medie de 5 m pentru Municipiul București (www.ancpi.ro , accesat la 10.03.2015) ,
baza de date Open Street Map ( www.openstreetmap.org , accesată la 10.12.2015) și baza de date Bikemap
(www.bikemap.net , accesată la 16.12.2015). Informațiile obținute din materialele cartografice au fost validate

55 prin observații realizate în tere n. S-au stabilit nouă criterii , ierarhizate prin metoda Delphi , bazată pe expert
opinion (Clayton, 1997 ; Onose et al., 2015 ) și procesul de ierarhizare analitică (Saaty, 1990 ). Pentru stabilirea
greutății fiecărui criteriu s -au stabilit specialiști cu educație fundamentată și expertiză în domeniul ecologiei
urbane și al managementului infrastructurilor verzi urbane (Krueger et al., 2012 ; Iojă et al., 2014b ). Prin
procesul de ierarhizare analitic ă, experții selectați au comparat criteriile între ele și au stabilit o valoare de la 1
la 9, funcție de importanța criteriului respectiv în planificarea pistelor de biciclete (Munier, 2004 ).
Valorile obținute din analiza Expert opinion au fost utilizate ca greutăți în aplicația Model builder
(ESRI, 2011 ) în cu scopul cartării arealelor favorabile pentru planificarea pistelor de biciclete.

Fig. 25 Modelul logic al analizei de conectivitate funcțională
6.7 Rezultate
6.7.1 Arealele favorabile pentru planificarea pistelor de biciclete
Analiza greutății criteriilor evidențiază Distribuția parcurilor urbane ca fiind cel mai important criteriu
considerat pentru planificarea rețelei de piste de biciclete ( Tabel 8). Importanța criteriului Arterele cele mai des
frecvent cu bicicleta este dată de faptul că, acesta oferă informați i despre preferințele biciclișt ilor pentru o serie
de artere de circulație. Cele mai reduse greutăți au rezultat pentru criteriile Distribuția rastelelor de biciclete și
Distribuția podurilor de traversare a infrastructurii de transport .
Tabel 8 Greutatea criteriilor selectate
Nr. crt. Criteriu Greutate
1. Distribuția parcurilor urbane 0.39
2. Arterele cele mai des frecvent cu bicicleta 0.23
3. Distribuția stațiilor de metrou 0.08
4. Distribuția rastelelor de biciclete 0.04

56 5. Distribuția facilităților de închiriere a bicicletelor 0.06
6. Distribuția podurilor de traversare a infrastructurii de transport 0.03
7. Distribuția pasajelor subterane în infrastructura de transport 0.06
8. Densitatea intersecțiilor stradale 0.05
9. Panta substratului morfologic al areterelor de circulație 0.06
Dezvoltarea și aplicarea acestui model a condus la identificarea arterelor favorabile pentru planificarea
pistelor de biciclete. Din analiza și supapunerea spațială a criteriilor , a rezultat o rețea de piste de biciclete de
aproximativ 180 km , cu o capacitate de conectare a 62% din parcurile urbane din Municipiul București.
Arterele favorabile pentru implementarea pistelor se suprap un cu arterele care au accesibilitate către
parcurile urbane, pe care s -au înregistrat cele mai mari frecvențe ale utilizatorilor de biciclete, cu densități ale
intersecțiilor reduse și caracterizate prin absența pasajelor subterane.
Costul de deplasare (cost distance ) arată dificultatea pe care o prezintă spațiul analizat de a permite
mobilitatea utilizatorilor de biciclete , între parcurile urbane. Prezintă cele mai reduse valori acele artere care
favorizează deplasarea între parcuri: artere principale (d e tip bulevard sau șosea) cu cel puțin două benzi pe
sensul de mers.
Distribuția extensivă a stațiilor de metrou în cadrul Municipiului București oferă o accesibilitate bună
către parcurile urbane ( 42 de parcuri se află la aproximativ 500 m distanț ă față d e stațiile de metrou).
Centrele de închiriere a bicicletelor au o distribuție foarte redusă în cadrul arealului Municipiului
București . De remarcat că acestea sunt poziționate exclusiv în interiorul sau în proximitatea parcurilor urbane ,
ceea ce crește gra dul de accesare, atât al facilităților de închiriere cât și al parcurilor, pentru utilizarea
bicicletelor în scop recreativ .
Facilită țile de parcare a bicicletelor au o distribuție preponderent centrală și nord -vestică în cadrul
Municipiului București .
Există în infrastructura de transport din Municipiul București și factori restrictivi care afectează
mobilitatea bicicliștilor, precum p odurile sau pasajele subterane . Prezența podurilor, cu o distribuție extensivă în
infrastructura de transport din Munici piul București, determină existența unor artere de circulație nefavorabile
pentru implementarea pistelor.
Arealele cu densitate ridicată a intersecțiilor sunt distribuite cu precădere în z ona centrală (Piața Unirii
– Izvor – Universitate ), zona Titan – Nicolae Grigorescu și zona Piața Sudului (Berceni) . Rezultatele aplicării
greutății criteriilor au stabilit că densitatea intersecțiilor nu este un criteriu definitoriu în planificarea pistelor.
Distribuția val orilor pantei, dat fiind relieful suport în Municipiul București, nu ajunge la valori ridicate
și nu crește semnificativ efortul la deplasare al utilizatorilor. Este considerat un criteriu important în planificarea
pistelor de biciclete în contextul în car e pantele cu valori mari sunt deseori evitate în mobilitatea cu bicicleta.
Arealele favorabile pentru planificarea pistelor de biciclete se suprapun peste arterele cu mai mult de
două benzi pe sens (Fig. 26).

57
Fig. 26 Arterele favorabile pentru implementarea pistelor de conectivitate
6.8 Discuții
Aplicarea rezultatelor obținute de model, de planificare a pistelor de biciclete ar putea contribui la
creșterea accesibilității parcurilor de la 28% (în cazul pistelor deja existente) la 62% (Fig. 26).

58 O rețea de piste de biciclete conectate , permite locuitorilor menținerea mobilității în scop recreativ sau
de practicare a activităților sportive, atât în timpul deplasării cât și la momentul accesării parcurilor urbane,
păstrându -se astfel o capacitate mare de furnizare a serviciilor ecosistemice culturale.
Prezența parcurilor urbane pentru utilizatorii de biciclete este importantă pentru recreere dar și pentru
confortul fizic. O analiză a diferențelor de temperatură dintre suprafețele construite și parcuri, realizată cu
ajutorul unor senzori plasați pe biciclete, a arătat valori mai mici pentru spațiile cu vegetație față de cele
artificiale (Spronken -Smith & Oke, 1998 ). Un studiu întreprins de Kaczynski and Henderson (2007 ) a evidențiat
faptul că, locuitorii din proximitatea parcurilor tind să utilizeze mai mult bicicleta pentru deplasare.
Mijlocul de transport în comun, ca și element complementar în utilizarea bicicletelor , este prezent atât
la nivel de studii cât și la niv el administrativ, în cadrul politicilor și strategiilor de dezvoltare sustenabilă
(Martens, 2007 ). Utilizarea ambelor mijloace de deplasare este practicat ă în multe țări europene precum Olanda,
Germania sau Marea Britanie, ca o alternativă la autoturismele personale (Martens, 2004 ).
Centrele de închiriere au o importanță medie în cadrul modelului de planificare dezvoltat. Sunt
considerate utile cu precădere de către bicicliștii ocazionali (Pucher & Buehler, 2009 ), se deplaseaz ă către parc
cu un alt mijloc de transport decât bicicleta.
Prezența rastelelor nu este considerată un criteriu important, întrucât acestea nu oferă securitate
bicicletelor parcate și astfel utilizarea lor este evitată (Taylor & Mahmassani, 1996 ).
În procesul de planificare al pistelor de biciclete au fost luați în considerare și factorii care pot
restricționa sau îngreuna mobilitatea utilizatorilor. Aultman -Hall et al. (1997 ) a analizat elementele care
influențează negat iv transportul cu bicicleta și insist ă asupra tendinței de evitare a podurilor și a drumurilor de
mare viteză. Prezența podurilor sau a pasajelor subterane reprezintă o experiență negativă pentru bicicliști
întrucât sunt expuși unor condiții meteorologice nefavorabile (de exp. vânt puternic, temperaturi scăzute)
(Aultman -Hall et al., 1997 ). În contextul unei infra structuri de transport slab gestionate, podurile nu prezintă
facilități pentru mobilitatea bicicliștilor (de exp. secțiune delimitată și semnalizată pentru biciclete, iluminare
stradală ). Pasajele subterane oferă același tip de experiență negativă prin gra dul scăzut de iluminare și
insecuritatea creată de viteza ridicată a vehiculelor (Reynolds et al., 2009 ). Rezultatele noastre referitoare la
importanța pantei în planificarea pistelor de biciclete prezintă diferențe față de studiul lui Majumdar and Mitra
(2013 ). Analiza acestor autori a stabilit că elementele de topografie reprezintă un factor important în stabilirea
rutelor ciclabile .
Numărul mare de intersecții în spațiu urban contribuie la sporirea conectivității în ansamblu, întrucât
permite stabilirea unui număr ridicat de trasee dintr -un punct în altul (Minor & Urban, 2008 ). În cazul
transportului și co nectivității cu bicicleta însă, intersecțiile reprezintă bariere pentru deplasare prin diminuarea
vitezei medii, schimbarea direcției și creșterea riscului la accidente rutiere, îndeosebi în intersecțiile
nesemaforizate (Wachtel & Lewiston, 1994 ) sau cu trafic intens .
Creșterea conectivității funcționale a infrastructurii verzi urbane permite accesarea unui număr mare de
parcuri în mod com plementar: în scop recreativ, p entru practicarea activităților sportive, socializare sau
apropierea de natură ( nature experience ) (Bolund & Hunhammar, 1999 ). Accesarea spațiilor verzi urbane în
cadrul unei rețele de transport prin mijloace alternative s -a dovedit a fi foarte importantă pentru rezidenții
urbani . Suprafața mare și proximitatea a spațiilor verzi urbane a fost asociată cu practicarea activităților fizice și
recreative de tipul ciclismului (Giles -Corti & Donovan, 2002 ). Există studii care au arătat că, pentru creșterea

59 mobilității bicicliștilor, nu este nec esară doar amenajarea pistelor , ci mai degrabă , este important aspectul estetic
al peisajului urban (Black & Street, 2014 ). În cazul plimbărilor de relaxare în schimb, s -a evidențiat necesitatea
spațiilor verzi urbane, care îmbunătățesc estetica peisajului și experiența recreativă a biciclistului (Nasar, 2008 ).
Utilizarea baz elor de date online cu informații despre rutele practicate de bicicliști are avantajul unei
distribuții geografice extensive. Acest tip de abordare a fost implementat cu succes pentru evaluarea traseelor de
ciclism din Austin, Sta tele Unite ale Americii (Meyer, 2013 ). Avantajul modelului prezentat este reprezentat de
gradul mare de aplicabilitate î n orice zonă de studiu, în limita disponibilității datelor. Modelul poate fi prelucrat
prin adăugarea altor indicatorilor relevanți spațiului urban analizat.
Pe lângă dezvoltarea modelului de planificare prezentat, este foarte importantă înțelegerea nevoil or
reale ale utilizatorilor de biciclete (Aultman -Hall et al., 1997 ).
Planificarea pistelor de biciclete poate reprezenta un instrument activ de îmbunătățire a gradului de
conectivitate pentru parcurile urbane din Municipiul București. Utilizarea bicicletei ca mij loc de transport între
parcurile urbane păstrează funcția de recreere și de practicare a activităților fizice atât în momentul accesării
spațiului verde cât și pe parcursul deplasării.
6.9 Integrarea percepției sociale în analiza conectivității funcționale a infrastructurilor verzi urbane
Planificarea urbană și propunerea de noi proiecte de infrastructură care să deservească populația trebuie
să fie supuse unor proceduri de consultare publică sau de evaluare a percepție i cu privire la propunere. Analiza
percepției locuitorilor cu privire la amenajarea pistelor de biciclete reprezintă un pas important spre acest
demers și poate asigura utilizarea eficientă a acestui instrument pentru transportul alternativ. Consultarea
factorilor interesați este cu atât mai importantă cu cât experiența planificării pistelor de bicicilete din Municipiul
București nu a reprezentat un succes și amplasarea lor pe secțiunile pietonale a condus la utilizarea cu frecvență
redusă. De asemenea, ide ntificarea nevoilor rezidenților cu privire la activitățile de recreere și sport din parcurile
urbane poate conduce la o planificare responsabilă a spațiilor verzi.
6.10 Metodologie
6.10.1 Evaluarea percepției asupra elementelor de conectivitate funcțional ă dintre parcurile urbane ale
Municipiului București
Pentru analiza mijloacelor de transport alternative, ca instru ment de creș tere a conectivității funcționale
în parcurile urbane din Municipiul București, s -a analizat percepția utilizatorilor de biciclete din această
categorie de spațiu verde. S -a stabilit un eșantion de 34 de parcuri, reprezentând 67% din numărul total de
parcuri urbane de peste 1 ha, care acoperă în mod uniform te ritoriul Municipiului București (Iojă et al., 2011b ).
Diseminarea s -a realizat sub forma unui chestionar cu 18 întrebări , structurat astfel încât să furnizeze
informații referitoare la gradul de accesare al parcurilor urbane cu bicicleta, inclusiv conectivitatea stabilită între
acestea, nivelul de atractivitate pentru bicicliști, nivelul de utilizare al pistelor ciclabile amenajate și criteriile
relevante pentru planificarea acestora. Chestionarele au fost aplicate direct utilizatorilor de biciclete din cele 34
de parcuri , în două etape diferite, în intervalul martie -aprilie -mai 2016. Pentru a asigura un flux suficient de
respondenți, chestionarele au fost aplicate în intervalul orar 10:00 -20:00, în zile cu condiții meteorologice
favorabile (Sanesi & Chiarello, 2006 ). Au fost aplicate 863 chestionare, distribuite proporțional cu importanța și
dimensiunea parcurilor. Au fost validate 687 chestionare pentru 32 de parcuri. Cele 176 de chestionare au fost
invalidate ca urmare a absenței răspunsurilor pentru unele întrebări.

60
Fig. 27 Distribuția parcurilor urbane din Municipiul București incluse în analiza de conectivitate
Pentru analiza datelor s -au aplicat metode de statistică descriptivă, utilizând programul SPSS 20 (IBM
Corp, 2011 ). Pentru prelucrarea și analiza datelor de tip Likert (Nisbet et al., 2008 ) s-a utilizat pachetul likert , în
programul R (R Development Core Team, 2011 ). Analiza informațiilor colectate prin anchete sociale, în
formatul likert, reprezintă un instrument larg utilizat. Rezultatele sunt interpretate cu ajutorul graficelor ( Density
plot și Wrap ) care redau nivelul de importanță al criteriilor (Speerschneider & Bryer, 2013 ).
Pentru analiza spațială a informațiilor din chestionare s -a utilizat programul ArcGIS (ESRI, 2012 ). Au
fost cartate cele mai frecvent utilizate arterele pentru accesarea parcurilor urbane și drumurile favorabile pentru
planificarea pistelor de biciclete.

61 6.11 Rezultate
6.11.1 Percepția și comportamentul utilizatorilor de biciclete din parcurile urbane al Municipiului
București
Respondenții au fost în proporție de 65% de sex masculin și 35% de sex feminin, din care 34% au vîrste
cuprinse între 25 -34 ani și 28% între 35 -49 ani. Pensionarii nu folosesc bicicleta decât în număr redus ( 0.3% ).
73% din respondenți au experiență mai mare de 2 ani în utilizarea frecventă a bicicletei iar 31% între 2 -5 ani .
57% sunt utilizatorii frecvenți ai bicicletei, cu o proporție de 19% fiind cei care merg zilnic iar 38% care
folosesc bicicleta de 2 -3 ori pe săptâmână.
Pentru cei intervievati in parcurile metropolitane, suprafața parcului a fost un important factor de
accesare, în timp ce 18% le accesează pentru a se bucura de elementele caracteristice : agitație redusă ( 10% ) și
vegetația specifică ( 8%).
Utilizatorii parcurilor din Municipiul București folosesc bicicleta în principal în scop recreativ și mai
puțin pentru antrenament fiz ic sau c a mijloc de transport. Accesibilitatea ridicată și apropierea de locuință sunt
elementele care determină utilizatorii să acceseze parcurile urbane ( Fig. 28)

Fig. 28 Motivația utilizatorilor de biciclete pentru accesarea unui parc urban
Cele mai importante elemente de atractivitate pentru utilizatorii de biciclete sunt secțiunile dedicate
exclusiv acestora, aleile spațioase, accesibilitatea rutieră a parcului și gradul de iluminare ( Fig. 29).
Infrastructura de parcare auto și apropierea de metrou nu sunt relevante pentru u tilizarea bicicletei în parcurile
urbane din Municipiul București. 0.005.0010.0015.0020.0025.0030.0035.0040.00

62
Fig. 29 Elementele de atractivitate pentru utilizatorii de biciclete ale parcurilor din Municipiul București
Utilizarea pistelor de biciclete, amenajate în prezent, pentru a accesa parcurile urbane din Municipiul
București este dificilă ca urmare a lipsei acestora pe traseele de interes către spațiu verde dar și a autoturismelor
parcate care blochează circulația . Mai mult, fiind amenajate pe trotuar, traseu l bicicli știlor este întrerupt de
contactul cu pietonii. Lipsa accesului către parcuri reprezintă o problemă importantă semnalată pentru pistele de
bicicletă amenajate până în prezent (Fig. 30).

Fig. 30 Principalele probleme identificate pentru pistele amenajate de biciclete

63
Fig. 31 Evaluarea criteriilor pentru planificarea pistelor de biciclete
Pentru a putea fi utilizate în accesarea parcurilor urbane, pistele de biciclete trebuie să fie lipsite de
obstacole, să fie amenajate pe carosabil și să fie completate de aliniamente verzi s tradale. Respondenții au
considerat, în proporție de 34% , că parcurile urbane reprezintă un element de interes în dezvoltarea pistelor de
biciclete ( Fig. 31).
În cadrul unei plimbări cu bicicleta, majoritatea re spondenților accesează un singur parc urban ( 67% )
sau 2 -3 parcuri ( 29% ). Cele mai frecvent e opțiuni ale respondenților menționează parcurile: Herăstr ău,
Tineretului , Carol , Grădina Cișmigiu și Gheorghe Petrașcu . Dintre aceștia, 51% sunt dispuși să parcurgă o
distanță mai lungă de 2 km pentru a acce sa mai multe parcuri urbane.
Rezultatele analizei spațiale a chestionarelor a stabilit că drumurile cu cea mai mare frecvență de
utilizare, pentru a a junge în parcurile urbane din București, sunt artere de importanță mare, care conectează
zonele rezidențiale periferice de centru și de spațiile verzi ( Fig. 32). Referitor la arterele favorabile pentru
implementarea pistelor de biciclete, respondenții înclină spre drumuri cu cel puțin două benzi pe sens, care
traversează cartiere importante ale Muni cipiului și fac legătura cu parcurile urbane și cu zonele culturale ale
orașului ( Fig. 33).
6.12 Discuții
Metoda aplicată a condus la evaluarea spațiil or cu potențial ridicat de conectare al parcurilor urbane,
prin pistele de biciclete.
Utilizatorii de biciclete din Municipiul București accesează parcurile urbane în primul rând în scop
recreativ. Parcurile sunt considerate spații pentru activități de soc ializare sau activități fizice de relaxare, iar
utilizarea bicicletei în cadrul acestora a devenit foarte populară, atât în spațiile urbane naționale cât și în alte
orașe europene (Kafe et al., 2015 ).

64
Fig. 32 Frecvența utilizării traseelor pentru accesarea parcurilor urbane

65
Fig. 33 Arterele favorabile pentru planificarea pistelor de conectivitate
Antrenamentul fizic și tranzitul între două destinații, deși prezente, sunt mai puțin frecvente. Acest
aspect poate fi pus pe seama fluxului mare de vizitatori din parcuri, care nu permite deplasarea cu viteză
ridicată. De asemenea, distanțele reduse care pot fi parcurse în spațiul urban, direcționează utilizatorii de
biciclete spre a întreprinde antrenamente fizice pe un gradient urban -rural.

66 Parcurile sunt vizitate în medie de 2 -3 ori pe s ăptămână, dacă se află în apropierea locuinței sau au o
accesibilitate rutieră ridicată. O analiză a literaturii științifice întreprinsă de McCormack et al. (2010 ) a
identificat ca factori importanți pentru accesarea parcurilor urbane, apropierea față de locuință și prezența
infrastructurii sau aleilor ciclabile.
Proximitatea față de locuință reprezintă cel mai important motiv pentru accesarea unui parc urban cu
bicicleta. Fenomenul poate fi explicat de lipsa infrastructurii de biciclete din Municipiul București, care nu
permite o accesibilitate ridicată către parcurile urbane , rezidenții preferând să viziteze cel mai apropiat parc. În
orașele din China, Yang et al. (2015 ) a stabilit că, lipsa investițiilor în pistele de biciclete și facilitățile d e
parcare a acestora, reprezintă una din problemele care îngreunează revitalizarea utilizării acestui mijloc de
transport. O analiză realizată în orașele din America de Nord, asupra unei perioade de 20 de ani, a arătat că
principalul motiv pentru creșterea gradului de utilizare a bicicletelor este reprezentată de investițiile în
infrastructură și măsurile de siguranță promovate (Pucher et al., 2011 ).
Infrastructura de ciclism din prezent nu asigură o conectivitate ridicată între spațiile verzi recreative din
Municipiul București. Din acest motiv, gradul de utilizare al pistelor amenajate este foarte redus. Percepția unor
locuitori din zona Portland, Statele Unite ale Americii, coincide cu rezultatele noastre și arată că o
disponibilitate mai mare de piste de biciclete conectate poate fi asociată cu un grad mai mare de utilizare (Dill &
Voros, 2007 ).
Problematica pistelor ciclabile este legată și de proiectarea deficitară a acestora . Amplasarea pe trotuar
determină accidente ale bicicliștilor cu elementele de mobilier urban sau cu pietonii. Studiul lui Wachtel and
Lewiston (1994 ) demonstrează faptul că, riscul de producere al accidentelor este mai ridicat în zonele pietonale
decât pe arterele de circulație rutieră. Pentru a se deplasa cu o vit eză mai rdicată și pentru a evita mașinile
parcate pe pistele de biciclete, utilizatorii preferă să le acceseze într -o proporție redusă. Un studiu realizat în
Edmonton, Canada , asupra percepției utilizatorilor de biciclete scoate în evidență faptul că, bic icliștii se simt
mai în siguranță pe pistele de biciclete amenajate , față de arterele cu trafic mixt (Hunt & Abraham, 2007 ).
Diferențele de percepție față de rezultatele noastre sunt date de modul în care este proiectată și dezvoltată
infrastructura de ciclism și dacă asigură confortul și nevoile utilizatorilor.
Bicicliștii consideră că o experiență îmbunătățită este determinat ă de piste dedicate în cadrul parcurilor
și prezența aleilor spațioase, pentru a evita aglomerația și chiar potențiale accidentări cu ceilalți vizitatori.
Peisajul este un element important care determină atractivitatea parcurilor, inclusiv pentru vizitato rii cu
biciclete. În spațiile urbane din Norvegia, atractivitatea parcurilor pentru rezidenții care practică activități fizice
este strâns legată de peisaj și prezența vegetației (Bjerke et al., 2006 ).
Estetica peisajului, determinată de modul de gestionare a vegetației condiționează starea de confort a
utilizatorilor. Un studiu realizat în orașele din Olanda a demonstrat efectul infrastructurilor verzi și implicit a
vegetației de a crea un confort termic și un efect de scădere a temperaturii în zilele de vară (Klemm et al., 2015 ).
Prezența vegetației, atât în cadrul parcurilor accesate cât și pe traseul de conectare, este considerată un element
importa nt, vegetația contribuind la îmbunătățirea esteticii peisajului și la creșterea gradul ui de confort al
bicicliștilor pe traseu. Aliniamentele stradale, prin procentul de umbrire, contribuie la scăderea temperaturii la
nivel local și contribuie la filtrarea poluanților dăunăori pentru practicanții de activități fizice.
În procesul de planificare al pistelor de biciclete între parcurile urbane, rezidenții preferă să se ia în
considerare, în primul rând , elementele de siguranță în trafic. Rybarczyk and Wu (2010 ) menționează că

67 măsurile de siguranță reprezintă un criteriu foarte important pentru bicicliști, inclusiv în procesul de selectare al
rutei. Din acest motiv, în planificarea pistelor de biciclete are trebui să se țină seama elementele care asigură o
mobilitate fără accidente (Allen -Munley et al., 2004 ).
În prezent, gradul de conectivitate dintre parcuri este relativ scăzut ca urmare a faptului că,
majoritatatea utilizatorilor accesează un singur parc urban în cadrul unei plimbări. Planificarea pistelor de
biciclete adecvate poate crește numărul de parcuri accesate, având în vedere și disponibilitatea ridicată a
locuitorilor. Mai mult, fenomenul poate contribui la diminuarea presiunii asupra traficului de autoturisme, dacă
pistele de biciclete sunt proiectate în conformitate cu preferințele utilizatorilor (Zhang et al., 2014 ).
Pistele de biciclete amenajate corespunzător pot avea capacitatea de a crește conectivitatea și
atractivitatea parcurilor urbane și de a răspunde nevoilor rezidenților pentru o mobilitate alternativă. Prezența
acestora poate reprezenta și un bun indicator pentru calitatea sustenabilă a mediilor urbane.
Rezultatele diferite obțin ute între aplicarea modelului d e planificare al pistelor și analiza chestionarelor
evidențiează faptul că, planificarea urbană și a infrastructurilor destinate rezidenților trebui e să ia în considerare
nevoile și preferințele acestora de mobilitate. Implicarea și consultarea factorilor interesați, în special a
utilizatorilor de biciclete , va asigura accesarea pistelor în mod constant.
CONCLUZII GENERALE
Lucrarea de față reprezintă o analiză comprehensivă a infrastructurilor verzi urbane la nivelul mediilor
urbane din România. Contribuțiile studiului rezidă nu doar în rezultatele obținute și discuțiile formulate ci și în
dezvoltarea unei baze de date cu distribuție spațială, extensiv ă pentru România.
Evaluarea cantitativă a spațiilor verzi pe cap de locuitor, în 38 de orașe din România, demonstrează
faptul că, situația suprafețelor verzi este deficitar gestionată și atingerea țintelor stabilite în legislație, este
dificilă. Stabilire a unei valori unitare de spațiu verde, pentru toate orașele României nu poate asigura și
elementele de accesibilitate și multifuncționalitate, pe care trebuie să le prezinte infrastructurile verzi urbane.
Atenția autorităților trebuie îndreptată către oraș ele unde lipsesc categorii importante de verde urban și
îndeosebi spre acei factori care determină , prin acțiunea lor, o diminuare a suprafeței verde lui urban .
Beneficiile și serviciile ecosistemice oferite de spațiile verzi urbane depind de categoriile prezente în
oraș, iar lipsa unei categorii nu trebuie privită doar ca o diminuare a suprafeței verzi, ci ca pe un deficit
structural și funcțional. Ierarhizarea obținută prin evaluarea funcțională a infrastructurilor verzi urbane este
deosebit de important ă pentru autoritățile decizionale implicate în dezvoltarea infrastructurilor verzi urbane, mai
ales că, un deficit de spa țiu verde în mediul urban poate conduce la intensificarea unor amenințări în cadrul
ariilor naturale protejate din proximitate.
Analiza conectivității funcționale , considerăm că a fost tratată, în mod inovativ, din perspectiva
mobilității locuitorilor. Conectivitatea funcțională influențează capacitatea de accesare a parcurilor urbane
pentru recreere, iar aceasta poate fi îmbunătățită prin asigurarea unei infrastructuri de transport alternativ, de
asemenea cu scop de recreere. În analiza conectivității în mediul urban este esențială integrarea percepției
locuitorilor în modelele de planificare și dezvoltare a rețelelor de transport precum și a celor de accesare a
spațiilor verzi .
La nivel local, rezultatele cercetării scot în evidență necesitatea stabilirii unui model complex de
infrastructuri verzi urbane, care să asigure nevoile rezidenților prin multifuncționalitate și conectivitate, da r care
să fie specific fiecărui oraș în parte, funcție de caracteristicile sale socio -economice. Lipsa unor categorii cheie

68 de spații verzi urbane poate crea dezechilibre în procesul de furnizare al serviciilor ecosistemice. La nivel
național, studiul nostru arată că procesul de raportare a informațiilor cu privire la infrastructurile verzi urbane
este deficitar, ca urmare a unei metodologii confuze. De asemenea, stabilirea unei ținte fixe, de spațiu verde pe
cap de locuitor, valabilă conform legislației na ționale în vigoare , la nivelul tuturor orașelor din România , nu este
un instrument eficient în atingerea obiectivelor de sustenabilitate. Recomandările noastre coincid cu prevederile
Strategiei Naționale pentru Dezvoltare Durabilă a României Orizonturi 201 3-2020 -2030, de a diferenția țintele
de spațiu verde pe cap de locuitor după nivelul de importanță al orașului.
Rezultatele lucrării pot fi utile factorilor de decizie care trebuie să se asigure că mediile urbane din
România dispun de condiții reale pentru a atinge ținta stabilită de spațiu verde pe cap de locuitor. Dincolo de
aceasta, administrațiile locale și regionale pot dezvolta ținte diferite, funcție de suprafața și importanța orașului
sau de nevoie rezidenților pe care trebuie să îi deservească. Pra cticienii în domeniul planificării urbane pot
considera dezvoltarea de noi spații verzi care să asigure complementar itate cu rețeaua deja existentă menite să
îmbunătățească nivelul de calitate al vieții. De asemenea, cei interesați în dezvoltarea pistelor de biciclete , care
să contribuie la conectarea parcurilor și la sporirea funcționalității spațiilor de recreere, pot aplica rezultatele
modelului propus și al analizei chestionarelor de percepție.
Infrastructurile verzi urbane ar trebui să reprezinte un obiectiv important în procesul de planificare spre
un oraș durabil. Gestionarea și dezvoltarea lor trebuie să se bazeze pe date reale și transparente luând în
considerare caracteristicile socio -econo mice ale fiecărui ecosistem urban.

69 BIBLIOGRAFIE
Ahern, J. (2007). Green infrastructure for cities: The spatial dimension. Cities of the Future
Towards Integrated Sustainable Water and Landscape, IWA Publishing , 267 –283.
Alberti, M. & Susskind, L. (1996). Managing urban sustainability: An introduction to the
special issue. Environmental Impact Assessment Review, 16 (4-6), 213 -221.
Alberti, M., Marzluff, J. M., Shulenberger, E., Bradley, G., Ryan, C. & Zumbrunnen, C.
(2003). Integrating humans into ecology: opportunities and challenges for studying
urban ecosystems. BioScience, 53 (12), 1169 -1179.
Alexandri, E. & Jones, P. (2008). Temperature decreases in an urban canyon due to green
walls and green roofs in diverse climates. Building and Environment, 43 (4), 480 -493.
Allen -Munley, C., Daniel, J. & Dhar, S. (2004). Logistic model for rating urban bicycle route
safety. Transportation Research Record: Journal of the Transportation Research
Board, 1878 (107-115).
Anderberg, M. R. (2014). Clus ter Analysis for Applications: Probability and Mathematical
Statistics: A Series of Monographs and Textbooks Vol. 19.
Andersson, E., Tengö, M., McPhearson, T. & Kremer, P. (2015). Cultural ecosystem services
as a gateway for improving urban sustainability. Ecosystem Services, 12 (165-168).
Andrén, D. & Martinsson, P. (2006). What contributes to life satisfaction in transitional
Romania? Review of Development Econ omics, 10 (1), 59 -70.
Arnberger, A. (2006). Recreation use of urban forests: An inter -area comparison. Urban
forestry & urban greening, 4 (3), 135 -144.
Arrif, T., Blanc, N. & Clergeau, P. (2011). Trame verte urbaine, un rapport Nature – Urbain
entre géogra phie et écologie. Cybergeo: European Journal of Geography,
Environnement, Nature, Paysage, 574 .
Artmann, M. (2013). Spatial dimensions of soil sealing management in growing and
shrinking cities – a systemic multi -scale analysis in Germany. Erdkunde 67 (3), 249-
264. doi: 10.3112/erdkunde.2013.03.04
Artmann, M. (2014). Institutional efficiency of urban soil sealing management – from raising
awareness to better implementation of sustainable development in Germany.
Landscape and Urban Planning, 131 (83-95). doi: 10.1016/j.landurbplan.2014.07.015
Artmann, M. (2015). Managing urban soil sealing in Munich and Leipzig (Germany) – from
a wicked problem to clumsy solutions. Land Use Policy, 46 (21-37). doi:
10.1016/j.landusepol.2015.02.004
Artmann, M. & Breuste, J. (201 5). Cities built for and by residents – soil sealing management
in the eyes of urban dwellers in Germany. Journal of Urban Planning and
Development, 141 (3). doi: 10.1061/(ASCE)UP.1943 -5444.0000252
Aultman -Hall, L., Hall, F. & Baetz, B. (1997). Analysis of bicycle commuter routes using
geographic information systems: implications for bicycle planning. Transportation
Research Record: Journal of the Transportation Research Board, 1578 (102-110).
Badiu, D. L., Bodescu, F. P., Iojă C. & Pătroescu, M. (2014a). Planning ecological corridors
on arable lands in Natura 2000 Sites: Case Study ROSCI0123 Macin Mountains,
Romania. Revue Roumaine de Geographie, 59 (1), 19 –28.
Badiu, D. L., Chincea, I., Iojă, C., Niculae, M. I., Niță, M. R., P ătroescu, M. & Vânău, G.
(2014b). The diversity of urban green infrastructures in a former industrial city in
Romania. Case study –Reșița. Paper presented at the International Multidisciplinary
Scientific Geoconferences, Albena, Bulgaria.
Badiu, D. L., Iojă , C. I. & Pătroescu, M. (2014c). The environmental impact of arable land in
a protected area of community interest. Case study: ROSCI0123 Macin Mountains,
Romania. Forum Geographic, 8 (1), 59 -65. doi: 10.5775/fg.2067 -4635.2014.132.i

70 Badiu, D. L., Iojă, C., Pătroescu, M., Breuste, J., Artmann, M., Niță, M. R., Grădinaru, S. R.,
Hossu, C. A. & Onose, D. A. (2016). Is urban green space per capita a valuable target
to achieve cities’ sustainability goals? Romania as a case study. Ecological
Indicators, 70 , 53-66. doi: 10.1016/j.ecolind.2016.05.044
Barrett, G. W. & Barrett, T. L. (2001). Cemeteries as repositories of natural and cultural
diversity. Conservation Biology, 15 (6), 1820 -1824.
Bastian, O., Haase, D. & Grunewald, K. (2012). Ecosystem properties, potenti als and
services –the EPPS conceptual framework and an urban application example.
Ecological Indicators, 21 (7-16).
Baur, J. W., Tynon, J. F., Ries, P. & Rosenberger, R. S. (2016). Public attitudes about urban
forest ecosystem services management: A case st udy in Oregon cities. Urban Forestry
& Urban Greening, 17 , 42-53.
Baycan -Levent, T., Van Leeuwen, E., Rodenburg, C. & Nijkamp, P. (2002). Development
and management of green spaces in European cities: a comparative analysis. Research
memorandum, 25 .
Bedi mo-Rung, A. L., Mowen, A. J. & Cohen, D. A. (2005). The significance of parks to
physical activity and public health: a conceptual model. American journal of
preventive medicine. 28, 2 (159-168).
Benedict, M. A. & McMahon, E. T. (2006). Green Infrastructur e: Linking Landscape and
Communities . Washington.
Benzécri, J. P. (1973). L’analyse des données. II. L’analyse des correspondances (Data
analyses II. Correspondence analysis)
Bertram, C. & Rehdanz, K. (2015). Preferences for cultural urban ecosystem ser vices:
Comparing attitudes, perception, and use. Ecosystem Services, 12 (187-199).
Bjerke, T., Østdahl, T., Thrane, C. & Strumse, E. (2006). Vegetation density of urban parks
and perceived appropriateness for recreation. Urban Forestry & Urban Greening,
5(1), 35 -44.
Black, P. & Street, E. (2014). The power of perceptions: exploring the role of urban design in
cycling behaviours and healthy ageing. Transportation Research Procedia, 4 (68-79).
Blanc, N. (2011). L'habitabilite urbaine. Ecologies urbaines, 169-183.
Bloom, D. E., Canning, D. & Fink, G. (2008). Urbanization and the wealth of nations.
Science, 319 (5864), 772 -775.
Boarnet, M. G. & Haughwout, A. F. (2000). Do highways matter? Evidence and policy
implications of highways' influence on metropolitan d evelopment T. B. I. C. o. U. a.
M. Policy (Ed.) (pp. 45).
Bolger, D. T., Suarez, A. V., Crooks, K. R., Morrison, S. A. & Case, T. J. (2000). Arthropods
in urban habitat fragments in southern California: area, age, and edge effects.
Ecological Application s, 10 (4), 1230 -1248.
Bolund, P. & Hunhammar, S. (1999). Ecosystem services in urban areas. Ecological
Economics, 29 , 293 –301.
Botzat, A., Fischer, L. K. & Kowarik, I. (2016). Unexploited opportunities in understanding
liveable and biodiverse cities. A review on urban biodiversity perception and
valuation. Global Environmental Change, 39 (220-233).
Breuste, J., Haase, D. & Elmqvist, T. (2013). Urban Landscapes and Ecosystem Services :
John Wiley & Sons, Ltd.
Breuste, J., Artmann, M., Li, J. & Xie, M. (2015). Introduction. Special Issue on Green
Infrastructure for Urban Sustainability. Journal of Urban Planning and Development,
141(3). doi: 10.1061/(ASC E)UP.1943 -5444.0000291
Brock, G., Pihur, V., Datta, S. & Datta, S. (2011). clValid, an R package for cluster
validation. Journal of Statistical Software , 32.

71 Burkhard, B., Kroll, F., Nedkov, S. & Müller, F. (2012). Mapping ecosystem service supply,
demand and budgets. Ecological Indicators, 21 , 17-29.
Calantone, R. J., Di Benedetto, C. A., Hakam, A. & Bojanic, D. C. (1989). Multiple
multinational tourism positioning using correspondence analysis. Journal of travel
research, 28 (2), 25 -32.
Campbell, L. K., Svendsen, E. S., Sonti, N. F. & Johnson, M. L. (2016). A social assessment
of urban parkland: Analyzing park use and meaning to inform management and
resilience planning. Environmental Science & Policy, 62 (34-44).
Campbell, S. (1996). Green cities, growi ng cities, just cities? Urban planning and the
contradictions of sustainable development. Journal of the American Planning
Association, 62 (3), 296 -312.
Candrea, B., Candrea, P. & Niță, M. D. (2008). Romania's relief units map. Retrieved
15.01.2015, from http://www.geo -spatial.org http://www.geo –
spatial.org/download/harta -unitati -relief -romania
Cash, D. W., Clark, W. C., Alcock, F., D ickson, N. M., Eckley, N., Guston, D. H., Jäger, J. &
Mitchell, R. B. (2003). Knowledge systems for sustainable development. Proceedings
of the National Academy of Sciences, 100 (4), 8086 -8091.
Centre for Environmental Management. (2013). Common Internatio nal Classification of
Ecosystem Services (CICES): Consultation on Version 4. In R. Haines -Young,
Potschin, M., (Ed.). United Kingdom: University of Nottingham.
Cheng, J. & Masser, I. (2003). Urban growth pattern modeling: a case study of Wuhan city,
PR Chi na. Landscape and urban planning, 62 (4), 199 -217.
Cheval, S. & Dumitrescu, A. (2009). The July urban heat island of Bucharest as derived from
modis images. Theoretical and Applied Climatology, 96 (1-2), 145 -153.
Chiesura, A. (2004). The role of urban park s for the sustainable city. Landscape and Urban
Planning, 68 , 129 -138.
Ciocănea, C. (2013). Modificări structurale și funcționale ale peisajelor urbane determinate
de modelele de consum ale societății. Studiu de caz – Sectorul 3 al Municipiului
București. Universitatea din București, București.
Clayton, M. J. (1997). Delphi: a technique to harness expert opinion for critical decision
making tasks in education. Educational Psychology, 17 (4), 373 -386.
Clergeau, P. (2011). Ville et biodiversité. Les ensei gnements d’une recherche
pluridisciplinaire P. u. d. Rennes (Ed.)
Cohen, J., Cohen, P., West, S. G. & L.S., A. (1983). Applied Multiple Regression/Correlation
Analysis for the Behavioral Sciences . New Jersey: Lawrence Erlbaum Associates.
Comisia Europea nă. (2011). Strategia Uniunii Europene în domeniul biodiversității pentru
2020 . Oficiul pentru publicații al Uniunii Europene.
Corbusier, L. & Eardley, A. (1973). The Athens Charter . New York, NY: Grossman
Publishers.
Cornelis, J. & Hermy, M. (2004). Biodiversity relationships in urban and suburban parks in
Flanders. Landscape and Urban Planning, 69 (4), 385 -401.
Crooks, K. R. & Sanjayan, M. (2006). Connectivity conservation: maintaining connections
for nature. Conservation Biology S eries – Cambridge, 14 (1), 1 -10.
Cvejić, R., Eler, K., Pintar, M., Železnikar, Š., Haase, D., Kabisch, N. & Strohbach, M.
(2015). A typology of urban green spaces, ecosystem provisioning services and
demands (Vol. EU FP7 (ENV.2013.6.2 -5-603567) GREEN SURGE project (2013 –
2017)).
Czembrowski, P. & Kronenberg, J. (2016). Hedonic pricing and different urban green space
types and sizes: Insights into the discussion on valuing ecosystem services. Landscape
and Urban Planning, 146 (11-19).

72 Dallimer, M., Tang, Z., Bibby, P. R., Brindley, P., Gaston, K. J. & Davies, Z. G. (2011).
Temporal changes in greenspace in a highly urbanized region. Biology Letters, 7 (5),
763-766.
Davies, R. G., Barbosa, O., Fuller, R. A., Tratalos, J., Burke, N., Lewis, D. & Gaston, K. J.
(2008). City -wide relationships between green spaces, urban land use and topography.
Urban Ecosystems, 11 (3), 269 -287.
Davies, Z. G., Fuller, R. A., Loram, A., Irvine, K. N., Sims, V. & Gaston, K. J. (2009). A
national scale inventory of resource provision for biodiversity within domestic
gardens. Biological Conservation, 142 (4), 761 -771.
Davies, Z. G., Edmondson, J. L., Heinemeyer, A., Leake, J. R. & Gaston, K. J. (2011).
Mapping an urban ecosystem service: quantifying above ground carbon storage at a
city wide scale. Journal of applied ecology, 48 (5), 1125 -1134.
De Ridder, K., Adamec, V., Banuelos, A., Bruse, M., Burger, M., Damsgaard, O., Dufek, J.,
Hirsch, J., Lefebre, J., Perez -Lacorzana, J. M., Thierry, A. & Weber, C. (2004). An
integrated methodology to assess the benefits of urban green space. Science of the
Total Environment, 334 – 335, 489 –497.
DeGraaf, R. M. & Wentworth, J. M. (1986). Avian guild structure and habitat associations in
suburban bird commun ities. Urban Ecology, 9 (3), 399 -412.
Deutscher Rat für Landespflege. (2006). Durch doppelte Innenentwicklung
Freiraumqualitäten erhalten. Schriftenreihe des Deutschen Rates für
Landschaftspflege, 78 , 5-39.
Dill, J. & Voros, K. (2007). Factors affecting b icycling demand: initial survey findings from
the Portland, Oregon, region. Transportation Research Record: Journal of the
Transportation Research Board, 2031 (9-17).
Dunn, R. R. (2010). Global mapping of ecosystem disservices: the unspoken reality that
nature sometimes kills us. Biotropica, 42 (5), 555 -557.
Dunnett, N., Swanwick, C. & Woolley, H. (2002). Improving Urban Parks, Play Areas and
Green Spaces : Queen’s Printer and Controller of Her Majesty’s Stationery Office.
Eddelbuettel, D. & Francois, R. (20 11). Rcpp: Seamless R and C++ Integration. Journal of
Statistical Software, 40 (8), 1 -18.
ESRI. (2011). Geoprocessing with ModelBuilder. ArcGIS Resource Center .
ESRI. (2012). ArcGIS Desktop: Release 10.1. Redlands, CA: Environmental Systems
Research Insti tute.
European Commission. (2010a). Urban Atlas Geodatabase.
European Commission. (2010b). Making our cities attractive and sustainable. How the EU
contributes to improving the urban environment . Luxembourg:: Publications Office
European Commission. ( 2012). The Multifunctionality of Green Infrastructure Environment
Directorate -General, Science for Environment Policy (pp. 40).
European Commission. (2014). Mapping and Assessment of Ecosystems and their Services.
2nd Report – Final .
European Commission. (2015). Towards an EU Research and Innovation policy agenda for
nature -based solutions & re -naturing cities. Final report of the Horizon 2020 expert
group on “nature -based solutions and re -naturing cities”. Brussels.
European Environment Agency. (2011). Green infrastructure and territorial cohesion. The
concept of green infrastructure and its integration into policies using monitoring
systems. Publications Office of the European Union, 18 , 142. doi: 978 -92-9213 -242-2
Everitt, B. S., Landau, S., Leese, M. & Stahl, D. (2011). Cluster Analysis – Wiley Series in
Probability and Statistics (pp. 348).
Fagan, W. F., Cantrell, R. S. & Cosner, C. (1999). How habitat edges change species
interactions. The American Naturalist, 1 53(2), 165 -182.

73 Faggi, A., Breuste, J., Madanes, N., Gropper, C. & Perelman, P. (2013). Water as an
appreciated feature in the landscape: a comparison of residents’ and visitors’
preferences in Buenos Aires. Journal of Cleaner Production, 60 , 182 -187.
Fernández -Juricic, E. (2000). Avifaunal use of wooded streets in an urban landscape.
Conservation Biology, 14 (2), 513 -521.
Field, A. (2009). Discovering Statistics Using SPSS (3rd ed.). London.
Filibeck, G., Petrella, P. & Cornelini, P. (2016). All ecosyste ms look messy, but some more
so than others: A case -study on the management and acceptance of Mediterranean
urban grasslands. Urban Forestry & Urban Greening, 15 (32-39).
Foltête, J. C., Girardet, X. & Clauzel, C. (2014). A methodological framework for the use of
landscape graphs in land -use planning. Landscape and Urban Planning, 124 (140-
150).
Forman, R. T. T. (2006). Land Mosaics, The ecology of landscapes and regions . Cambridge,
United Kingdom: Cambridge University Press.
Fuller, R. A. & Gaston, K. J. ( 2009). The scaling of green space coverage in European cities.
Biology letters, 5 (3), 352 -355.
Future Earth. (2013). Future Earth Initial Design: Report of the Transition Team. Paris:
International Council for Science (ICSU).
Gaston, K. J., Jackson, S. E. , Nagy, A., Cantu -Salazar, L. & Johnson, M. (2008). Protected
areas in Europe – principle and practice. Annals of the New York Academy of
Sciences, 1134 , 97–119.
Gavrilidis, A. A. (2014). Efecte spațiale și peisagere ale expansiunii și dinamicii urbane în
România. Studiu de caz – municipiul Ploiești. Universitatea din București, București.
Gavrilidis, A. A., Grădinaru, S. R., Iojă, I. C., Cârstea, E. M. & Pătru -Stupariu, I. (2015).
Land Use And Land Cover Dynamics In The Periurban Area Of An Industriali zed
East-European City An Overview Of The Last 100 Years. Carpathian Journal of
Earth and Environmental Sciences, 10 (4), 29 -38.
Gavrilidis, A. A., Ciocănea, C. M., Niță, M. R., Onose, D. A. & Năstase, I. I. (2016). Urban
Landscape Quality Index –Planning Tool for Evaluating Urban Landscapes and
Improving the Quality of Life. Procedia Environmental Sciences, 32 (155-167).
Giles -Corti, B. & Donovan, R. J. (2002). The relative influence of individ ual, social and
physical environment determinants of physical activity. Social science & medicine,
54(12), 1793 -1812.
Gill, S. E., Handley, J. F., Ennos, A. R. & Pauleit, S. (2007). Adapting cities for climate
change: the role of the green infrastructure. Built environment, 33 (1), 115 -133.
Goddard, M. A., Dougill, A. J. & Benton, T. G. (2010). Scaling up from gardens: biodiversity
conservation in urban environments. Trends in Ecology and Evolution, 30 , 1-9.
Goetz, S. J., Jantz, P. & Jantz, C. A. (2009). Connectivity of core habitat in the Northeastern
United States: Parks and protected areas in a landscape context. Remote Sensing of
Environment, 113 (7), 1421 -1429.
Gómez -Baggethun, E. & Barton, D. N. (2013). Classifying and valuing ecosystem services
for urban planning. Ecological Economics, 86 , 235 -245.
Grădinaru, S. R. (2015). Expansiunea urbană în România: caracteristici spațiale și
consecințe asupra planificării peisajului. (Teză de doctorat), Universitatea din
București, București.
Grădinaru, S. R ., Iojă, C. I., Onose, D. A., Gavrilidis, A. A., Pătru -Stupariu, I., Kienast, F. &
Hersperger, A. M. (2015a). Land abandonment as a precursor of built -up development
at the sprawling periphery of former socialist cities. Ecological Indicators, 57 , 305 –
313.

74 Grădinaru, S. R., Iojă, C. I. & Pătru -Stupariu, I. (2015b). Do Post -Socialist Urban Areas
Maintain their Sustainable Compact Form? Romanian Urban Areas as Case Study.
Journal of Urban and Regional Analysis, 7 (2), 129 -144.
Grimm, N. B., Faeth, S. H., Golubiewski, N. E., Redman, C. L., Wu, J., Bai, X. & Briggs, J.
M., (), . (2008). Global change and the ecology of cities. Science, 319 (5864), 756 -760.
Groenewegen, P. P., Van den Berg, A. E., De Vries, S. & Verheij, R. A. (200 6). Vitamin G:
effects of green space on health, well -being, and social safety. BioMedCentral, 6 (1).
Gudurić, I., Tomićević, J. & Konijnendijk, C. C. (2011). A comparative perspective of urban
forestry in Belgrade, Serbia and Freiburg, Germany. Urban Fore stry & Urban
Greening, 10 (4), 335 -342.
Strategia Națională pentru Dezvoltare Durabilă a României Orizonturi 2013 -2020 -2030
(2008).
Strategia de Dezvoltare Teritorială a României (2014).
Haase, A., Bernt, M., Großmann, K., Mykhnenko, V. & Rink, D. (2013). Varieties of
shrinkage in European cities. European Urban and Regional Studies , 1-17. doi:
10.1177/0969776413481985
Hansen, R., Kolouch, G., Maurer, E. & Veitl, B. (2015). Linz Austria – Case Study City
Portrait; part of a GREEN SURGE study on urban green infrastructure planning and
governance in 20 European cities: Technische Universität München
Harper, K. A., Macdonald, S. E., Burton, P. J., Chen, J., Brosofske, K. D., Saunders, S. C. &
Esseen, P. A. (2005). Edge influence on forest structure and composi tion in
fragmented landscapes. Conservation Biology, 19 (3), 768 -782.
Harrison, C., Burgess, J. & Millward, A. (1995). Accessible natural greenspace in towns and
cities A review of appropriate size and distance criteria; guidance for the preparation
of str ategies for local sustainability English Nature (pp. 55). Peterborough, United
Kingdom.
Hasselrot, B. & Grennfelt, P. (1987). Deposition of air pollutants in a wind -exposed forest
edge. Water, Air, and Soil Pollution, 34 (2), 135 -143.
Havik, G., Buizer, M. & Daalder, R. (2015). Amsterdam, The Netherlands – Case Study City
Portrait; part of a GREEN SURGE study on urban green infrastructure planning and
governance in 20 European cities. The Netherlands: Wageningen Universiteit (WU).
Hennig, C. (2013). fpc: Fl exible procedures for clustering. R package version 2.1 -5.
Hobbs, E. R. (1988). Species richness of urban forest patches and implications for urban
landscape diversity. Landscape Ecology, 1 (3), 141 -152.
Holman, C. D., Donovan, R. J. & Corti, B. (1996). F actors influencing the use of physical
activity facilities: results from qualitative research. Health Promotion Journal of
Australia: Official Journal of Australian Association of Health Promotion
Professionals, 6 (1), 16.
Huffman, T., Ogston, R., Fisette, T., Daneshfar, B., L., White, P. G., Maloley, M. & Chenier,
R. (2006). Canadian agricultural land -use and land management data for Kyoto
reporting. Canadian journal of soil science, 86 (3), 431 -439.
Hunt, J. D. & Abraham, J. E. (2007). Influences on bicyc le use. Transportation, 34 (4), 453 –
470.
IBM Corp. (2011). IBM SPSS Statistics for Windows, Version 20.0. Armonk, NY: IBM
Corp.
Institutul Național de Statistică. (2008). Baza de date TEMPO .
Institutul Național de Statistică. (2014). Baza de date TEMPO .
Iojă, C., Pătroescu, M., Matache, M., Pârvulescu, G. & Damian, R. (2007). Environmental
Impact Assessment of the Vegetable Cultivations using the Pimentel -Euleistein

75 Model.Case Study Arges Lower Watershed. Paper presented at the 17th European
Symposium on Computer Aided Process Engineering – ESCAPE17, London.
Iojă, C. (2009). Metode și tehnici de evaluare a calității mediului în aria metropolitană a
municipiului București. (Teză de doctorat), Editura Univer sității din București,
București.
Iojă, C., Pătroescu, M., Niță, M., Rozylowicz, L., Vânău, G., Iojă, A. & Onose, D. (2010a).
Categories of residential spaces by their accessibility to urban parks -indicator of
sustainability in human settlements case st udy: Bucharest. WSEAS Transactions on
Environment and Development, 5 , 307 -314.
Iojă, C., Pătroescu, M., Rozylowicz, L., Popescu, V., Vergheleț, M., Zotta, M. & Felciuc, M.
(2010b). The efficacy of Romania’s protected areas network in conserving
biodiversi ty. Biological Conservation, 143 , 2468 -2476.
Iojă, C., Rozylowicz, L., Pătroescu, M., Niță, M. & Onose, D. (2011a). Agriculture and
Conservation in the Natura 2000 Network. A Sustainable Development. Approach of
the European Union. In I. Global (Ed.), Agricultural and Environmental Informatics,
Governance and Management: Emerging Research Applications (pp. 339 -358).
Iojă, C., Rozylowicz, L., Pătroescu, M., Niță, M. & Vânau, G. (2011b). Dog walkers’ vs.
other park visitors’ perceptions: The importance of planning sustainable urban parks
in Bucharest, Romania. Landscape and urban planning, 103 , 74-82.
Iojă, C., Grădinaru, S. R., Onose, D. A., Vânău, G. O. & Tudor, A. C. (2014a). The potential
of school green areas to improve urban green connectivity and m ultifunctionality.
Urban Forestry & Urban Greening, 13 (4), 704 -713.
Iojă, C., Niță, M., Vânău, G., Onose, D. & Gavrilidis, A. (2014b). Using multi -criteria
analysis for the identification of spatial land -use conflicts in the Bucharest
Metropolitan Area. Ecological Indicators, 42 , 112 -121.
Iojă, C., Hossu, C. A., Niță, M. R., Onose, D. A., Badiu, D. L. & Manolache, S. (2016).
Indicators for Environmental Conflict Monitoring in Natura 2000 Sites. Procedia
Environmental Sciences, 32 , 4-11. doi: 10.1016/j.pro env.2016.03.007
Iojă, C. I., Niță, M. R., Vânău, G. O., Onose, D. A., Gavrilidis, A. A. & Hossu, A. C. (2015).
Managementul conflictelor de mediu . București.
Jaeger, J. A., Bertiller, R., Schwick, C. & Kienast, F. (2010). Suitability criteria for measures
of urban sprawl. Ecological indicators, 10 (2), 397 -406.
James, P., Tzoulas, K., Adams, M. D., Barber, A., Box, J., Breuste, J., Elmqvist, T., Frith, M.,
Gordon, C., Greening, K. L., Handley, J., Haworth, S., Kazmierczak, A. E., Johnston,
M., Korpela, K., Moretti, M., Niemela, J., Pauleit, S., Roe, M. H., Sadler, J. P. &
Thompson, C. W. (2009). Towards an integrated understanding of green space in the
European built environment. Urban Forestry and Urban Greening, 8 , 65-75.
Jim, C. Y. & Chen, W. Y. (2006). Perception and attitude of residents toward urban green
spaces in Guangzhou (China). Environmental management, 38 (3), 338 -349.
Kabisch, N. & Haase, D. (2013). Green spaces of European cities revisited for 1990 –2006.
Landscape and Urban Planning, 110 , 113 -122.
Kabisch, N., Qureshi, S. & Haase, D. (2014). Human –environment interactions in urban
green spaces – A systematic review of contemporary issues and prospects for future
research. Environmental Impact Assessment Review, 50 , 25 -34. doi:
10.1016/j.eiar. 2014.08.007
Kabisch, N., Strohbach, M. & Haase, D. (2015). Internal project report on inventory of urban
green space demand for the two scale levels, ULLs and European Urban Atlas cities.
Green Surge (Vol. Report Nr. MS 24): Humboldt -University Berlin.
Kaczynski, A. T. & Henderson, K. A. (2007). Environmental correlates of physical activity: a
review of evidence about parks and recreation. Leisure Sciences, 29 (4), 315 -354.

76 Kadoya, T. (2009). Assessing functional connectivity using empirical data. Populatio n
Ecology, 51 , 5-15.
Kafe, A., Papantoniou, P. & Papantoniou, I. (2015). P19 Developing a brand new
multifunctional green park outside Kalamata, Greece. Journal of Transport & Health,
2(2), 73.
Kammen, D. M. & Sunter, D. A. (2016). City -integrated renewa ble energy for urban
sustainability. Science, 352 (6288), 922 -928.
Karteris, M., Theodoridou, I., Mallinis, G., Tsiros, E. & Karteris, A. (2016). Towards a green
sustainable strategy for Mediterranean cities: Assessing the benefits of large -scale
green roo fs implementation in Thessaloniki, Northern Greece, using environmental
modelling, GIS and very high spatial resolution remote sensing data. Renewable and
Sustainable Energy Reviews, 58 (510-525).
Kelly, J. F., Zhu, T. (2016). Transport solutions for clean er air. Science, 352 (6288), 934 -936.
Kindlmann, P. & Burel, F. (2008). Connectivity measures: a review. Landscape ecology,
23(8), 879 -890.
Klemm, W., Heusinkveld, B. G., Lenzholzer, S., Jacobs, M. H. & Van Hove, B. (2015).
Psychological and physical impa ct of urban green spaces on outdoor thermal comfort
during summertime in The Netherlands. Building and Environment, 83 (120-128).
Kong, F. & Nakagoshi, N. (2006). Spatial -temporal gradient analysis of urban green spaces in
Jinan, China. Landscape and urban Planning, 78 (3), 147 -164.
Kong, F., Yin, H., Nakagoshi, N. & Zong, Y. (2010). Urban green space network
development for biodiversity conservation: Identification based on graph theory and
gravity modeling. Landscape and Urban Planning, 95 , 16-27.
Koulouri, M. & Giourga, C. (2007). Land abandonment and slope gradient as key factors of
soil erosion in Mediterranean terraced lands. Catena, 69 (3), 274 -281.
Kowarik, I., Buchholz, S., von der Lippe, M. & Seitz, B. (2015). Biodiversity functions of
urban cemeteries: Evidence from one of the largest Jewish cemeteries in Europe.
Urban Forestry & Urban Greening, 14 (4), 1054 –1058.
Krueger, T., Page, T., Hubacek, K., Smith, L. & Hiscock, K. (2012). The role of expert
opinion in environmental modelling. Environmental Modelling & Software, 36 , 4-18.
Kuemmerle, T., Muller, D., Griffiths, P. & Rusu, M. (2009). Land use change in Southern
Romania after the collapse of socialism. Regional Environmental Change, 9 , 1-12.
Kupfer, J. A. (2012). Landscape ecology and biogeography: Rethinking landscape metrics in
a post -FRAGSTATS landscape. Progress in Physical Geography, 36 (3), 400 –420.
doi: 10.1177/0309133312439594
Lafortezza, R., Davies, C., Sanesi, G. & Konijnendijk, C. C. (2013). Green Infrastructure as a
tool to support spatial planning in European urban regions. iForest -Biogeosciences
and Forestry, 6 (7), 102.
Lancaster, R. K. & Rees, W. E. (1979). Bird communities and the structure of urban habitats.
Canadian Journal of Zoology, 57 (12), 2358 -2368.
Le Roux, B. & Rouanet, H. (2010). Multiple correspondence analysis. Quantitative
applications in the social sciences Vol. 163.
Lebart, L. (1994). Complementary use of correspondence analysis and cluster analysis. In B.
M.J., J. (Ed.), Correspondence Analysis in the Social Sciences (pp. 162 –178).
London: Academic Press.
Levesque, L. (1999). Montréal, l'informe urbanité des terrains vagues: Pour une gestion
créatrice du mobilier urbain = Montreal : its vacant lots. Annales de la recherche
urbaine, 85 , 47-57.
Lõhmu s, M. & Balbus, J. (2015). Making green infrastructure healthier infrastructure.
Infection ecology & epidemiology, 5 . doi: 10.3402/iee.v5.30082

77 Loram, A., Tratalos, J., Warren, P. H. & Gaston, K. J. (2007). Urban domestic gardens (X):
the extent & structur e of the resource in five major cities. Landscape Ecology, 22 (4),
601-615.
Lotfi, M., Weber, C., Di Pietro, F. & Wissal, S. (2012). Évolution de la place du végétal dans
la ville, de l’espace vert a la trame verte. Vertigo – La revue electronique en scien ces
de l'environment, 12 .
Lyytimäki, J., Petersen, L. K., Normander, B. & Bezák, P. (2008). Nature as a nuisance?
Ecosystem services and disservices to urban lifestyle. Environmental sciences, 5 (3),
161-172.
M'Ikiugu, M. M., QianNa, W. & Kinoshita, I. (2 012). Green Infrastructure Gauge: A tool for
evaluating green infrastructure inclusion in existing and future urban areas. Procedia –
Social an Behavioral Sciences, 68 , 815 -825.
Majumdar, B. B. & Mitra, S. (2013). Investigating the relative influence of v arious factors in
bicycle mode choice. Procedia -Social and Behavioral Sciences, 104 (1120 -1129).
Manes, F., Marando, F., Capotorti, G., Blasi, C., Salvatori, E., Fusaro, L. & Munafò, M.
(2016). Regulating Ecosystem Services of forests in ten Italian Metrop olitan Cities:
Air quality improvement by PM 10 and O 3 removal. Ecological Indicators, 67 , 425 –
440.
Marschner, I. C. (2011). Glm2: fitting generalized linear models with convergence problems.
The R journal, 3 (2), 12 -15.
Martens, K. (2004). The bicycle a s a feedering mode: experiences from three European
countries. Transportation Research Part D: Transport and Environment, 9 (4), 281 –
294.
Martens, K. (2007). Promoting bike -and-ride: The Dutch experience. Transportation
Research Part A: Policy and Practice , 41(4), 326 -338.
Martín -López, B., Iniesta -Arandia, I., García -Llorente, M., Palomo, I., Casado -Arzuaga, I.,
Del Amo, D. G., Gómez -Baggethun, E., Oteros -Rozas, E., Palacios -Agundez, P.,
Willaarts, B., González, J. A., Santos -Martín, F., Onaindia, M., Lóp ez-Santiago, C. &
Montes, C. (2012). Uncovering ecosystem service bundles through social preferences.
PloS one, 7 (6).
Marulli, J. & Mallarach, J. M. (2005). A GIS methodology for assessing ecological
connectivity: application to the Barcelona Metropolitan Area. Landscape and Urban
Planning, 71 , 243 -261.
Mathieu, R., Freeman, C. & Aryal, J. (2007). Mapping private gardens in urban are as using
object -oriented techniques and very high -resolution satellite imagery. Landscape and
Urban Planning, 81 (3), 179 -192.
McCormack, G. R., Rock, M., Toohey, A. M. & Hignell, D. (2010). Characteristics of urban
parks associated with park use and physi cal activity: a review of qualitative research.
Health & place, 16 (4), 712 -726.
McDonald, R. I., Kareiva, P. & Forman, R. T. (2008). The implications of current and future
urbanization for global protected areas and biodiversity conservation. Biological
conservation, 141 (6), 1695 -1703.
Mcdonald, R. I., Forman, R. T., Kareiva, P., Neugarten, R., Salzer, D. & Fisher, J. (2009).
Urban effects, distance, and protected areas in an urbanizing world. Landscape and
Urban Planning, 93 (1), 63 -75.
McDonnell, M. J. & MacGregor -Fors, I. (2016). The ecological future of cities. Science,
352(6288), 936 -938.
McGarigal, K. & Cushman, S. A. (2012). FRAGSTATSv4:Spatial pattern analysis program
for categorical and continuous maps Amherst (Ed.) University of Massachusetts
McGarigal, K. (2014). FRAGSTATS help Amherst (Ed.)

78 McRae, B. H., Dickson, B. G., Keitt, T. H. & Shah, V. B. (2008). Using circuit theory to
model connectivity in ecology, evolution, and conservation. Ecology, 89 (10), 2712 –
2724.
Mehdi, L., Weber, C., Pietro, F. D. & Selmi, W. (2012). Évolution de la place du végétal
dans la ville, de l’espace vert a la trame verte. VertigO -la revue électronique en
sciences de l'environnement, 12 (2).
Mentens, J., Raes, D. & Hermy, M. (2006). Green roofs as a tool for solving the rainwater
runoff problem in the urbanized 21st century? Landscape and Urban Planning, 77 ,
217-226.
Meyer, J. L. (2013). Bike big data: how GPS route data collected from smartphones can
benefit bicycle planning: University of Texas at Austin.
Midgley, P. (2011). Bicycle -sharing schemes: enhancing sustainable mobility in urban areas
(pp. 1 -12): United Nations. Department of Economic and Social Affairs.
Ministerul Mediului și Pădurilor. (2011a). Formularul Standard Natura 2000 pentru ariile de
protecție specială avifaunistică . București.
Ministerul Mediului și Pădurilor. (2011b). Formularul Standard Natura 2000 pentru siturile
de importanță comunitară București.
Minor, E. S. & Urban, D. L. (2008). A graph theory framework for evaluating landscape
connectivity and conservation planning. Conservation biology, 22 (2), 297 -307.
Mirkin, B. (1998). Mathematical classification and clustering: From how to what and why.
Moilanen, A., Kujala, H. & Leathwick, J. R. (2009). The Zonation f ramework and software
for conservation prioritization. Spatial conservation prioritization, 196 -210.
Morancho, A. B. (2013). A hedonic valuation of urban green areas. Landscape and Urban
Planning, 66 , 35-41.
Morgan Grove, J., Cadenasso, M. L., Burch Jr, W. R., Pickett, S. T., Schwarz, K., O'Neil –
Dunne, J., Wilson, M., Troy, A. & Boone, C. (2006). Data and methods comparing
social structure and vegetation structure of urban neighborhoods in Baltimore,
Maryland. Society and Natural Resources, 19 (2), 117 -136.
Munier, N. (2004). Multicriteria environmental assessment: a practical guide
Nasar, J. L. (2008). Assessing perceptions of environments for active living. American
journal of preventive medicine, 34 (4), 357 -363.
National Environmental Protection Agency. (2008). Anual reports on environmental state.
Newman, P. & Jennings, I. (2012). Cities as sustainable ecosystems: principles and
practices .
Newman, P. W. (1999). Sustainability and cities: extending the metabolism model.
Landscape and urban plannin g, 44 (4), 219 -226.
Niculae, I. & Pătroescu, M. (2011). Quantifying forest ecosystems fragmentation in the
Subcarpathians between the Ramnicu Sarat and the Buzau valleys, Romania, using
landscape metrics. Forum Geografic, 10 , 187 -194.
Niculae, M. I., Niță , M. R., Vânău, G. O. & Pătroescu, M. (2016). Evaluating the Functional
Connectivity of Natura 2000 Forest Patch for Mammals in Romania. Procedia
Environmental Sciences, 32 (28-37).
Niemelä, J. (1999). Ecology and urban planning. Biodiversity and Conservat ion, 8 , 119 -131.
Nisbet, E. K., Zelenski, J. M. & Murphy, S. A. (2008). The nature relatedness scale: Linking
individuals' connection with nature to environmental concern and behavior.
Environment and Behavior .
Niță, M. R. (2012). Mapping favorability fo r residential development. Case study: Bucharest
Metropolitan Area. Procedia Environmental Sciences, 14 , 59-70.
Niță, M. R., Iojă, C., Rozylowicz, L., Onose, D. A. & Tudor, A. C. (2014). Land use
consequences of the evolution of cemeteries in the Buchares t Metropolitan Area.

79 Journal of Environmental Planning and Management, 57 (7), 1066 -1082. doi:
10.1080/09640568.2013.815607
Niță, M. R., Niculae, M. I., Onose, D. A., Pătroescu, M., Vânău, G. O. & Ciocănea, C. M.
(2015a). Recommendations for Natural Resourc es Conservation in the Influence
Areas of Cities: A Case Study of Bucharest, Romania. In K. D. Thomas (Ed.),
Handbook of Research on Sustainable Development and Economics (Vol. 5, pp. 72 –
94): IGI Global.
Niță, M. R., Niculae, M. I. & Vânău, G. O. (2015b). Integrating Spatial Planning of Protected
Areas and Transportation Infrastructures. In E. V. Ocalir -Akunal (Ed.), Using
Decision Support Systems for Transportation Planning Efficiency (Vol. 12, pp. 311 –
329): IGI Global.
Niță, M. R. (2011). Dinamica reziden țialului în Zona Metropolitană a Municipiului București
și proiecția ei în starea mediului. (Phd), University of Bucharest, Bucharest.
Niță, M. R. (2016). Infrastructuri Verzi – o abordare geografică . București, România: Editura
Etnologică.
Normile, D. (2016). China Rethinks Cities. Science, 352 (6288), 916 -918.
Oberndorfer, E., Lundholm, J., Bass, B., Coffman, R. R., Doshi, H., Dunnett, N., Gaffin, S.,
Kohler, M., Liu, K. & Rowe, B. (2007). Green roofs as urban ecosystems: ecological
structures, functio ns, and services. BioScience, 57 (10), 823 -833.
Onose, D. A., Iojă, C., Pătroescu, M., Vânău, G. O. & Niță, M. R. (2011). Spatial analysis of
locational conflicts Case study: Locational conflicts generated by the expansion of
built up surfaces in the northern area of Bucharest, Romania Paper presented at the
7th Virtual City and Territory Congress, Lisbon, Portugal.
Onose, D. A. (2013). Modelarea interdependențelor dintre componentele structurale,
funcțiile urbane și calitatea mediului din Municipiul București în perspectiva
planificǎrii durabile a teritoriului. (Teză de doctorat), Universitatea din București,
București.
Onose, D. A., Iojă, I. C., Vânău, G. O., Niță, M. R., Ciocănea, C. M. & Mirea, D. A. (2013).
Spatial and temporal dynamics of residential areas affected by the industrial
function in a post -communist city. Case study Bucharest. Real Corp 2013
Planning Times, 821 -830.
Onose, D. A., Niță, M. R., Ciocănea, C. M., Pătroescu, M., Vȃnău, G. O. & Bodescu, F. P.
(2015). Identifying Critical Areas Of Exposure To Environmental Conflicts Using
Expert Opinion And Multi -Criteria Analysis. Carpathian Journal of Earth and
Environmental Sciences, 10 (4), 15 -28.
Ozer, E. J. (2006). The Effects of school gardens on students and schools: conceptualization
and considerations for maximizing healthy development. Health Education &
Behavior, 34 (6), 846 -863.
Parlament ul României. (2001). Legea nr. 351 privind aprobarea Planului de amenajare a
teritoriului național – Secțiunea a IV a – Rețeaua de localități . București, România:
Monitorul Oficial.
Parlamentul României. (2012). Legea nr. 47/2012 pentru modificarea și completarea Legii
nr. 24/2007 privind reglementarea și administrarea spațiilor verzi din intravilanul
localităților . București, România: Monitorul Oficial.
Parlamentul României. (2013). Legea nr. 70/2013 – privind aprobarea Ordonanței de urgență
a Guvernu lui nr. 114/2007 pentru modificarea și completarea Ordonanței de urgență
a Guvernului nr. 195/2005 privind protecția mediului București, România: Monitorul
Oficial.
Pataki, D. E., Carreiro, M. M., Cherrier, J., Grulke, N., Jennings, V., Pincet, S., Pouyat, R. V.,
Whitlow, T. H. & Zipperer, W. C. (2011). Coupling biogeochemical cycles in urban

80 environments: ecosystem services, green solutions, and misconceptions. Frontiers in
Ecology and the Environment, 9 , 27-36.
Pătroescu, M. & Bordușanu, M. (1999). Polit ici de protecție a mediului în municipiul
București și aria sa metropolitană. Comunicări de Geografie, 3 .
Pătroescu, M. & Cenac -Mehedinți, M. (1999). Scenarii de restructurare ecologică urbană
specifice ariei urbane și metroplitane a municipiului Bucureșt i. Analele Universității
Spiru -Haret Seria Geografie, 2 , 43-48.
Pătroescu, M., Iojă, C., Necșuliu, R. & Brăilescu, C. (2004). The quality of oxygenating
surfaces. The green areas of Bucharest. A case studies. Revue Roumaine de
Geographie, 48 (1), 205 -216.
Pătroescu, M. & Iojă, I. C. (2004). Disfuncționalități în gestionarea suprafețelor oxigenante.
Studiu de caz – spațiile verzi din Municipiul București. Analele Universității din
Craiova Seria Geografie, 7 .
Pătroescu, M., Iojă C. & Necșuliu, R. (2007). Th e impact of agricultural degradation sources
on the environmental quality in Bucharest’s Metropolitan area. Present Environment
and sustainable development, 1 , 84-91.
Pătroescu, M., Vânău, G. O., Niță, M. R., Iojă, I. C. & Iojă, A. (2011). Land Use Change in
the Bucharest Metropolitan Area and its Impacts on the Quality of the Environment in
Residential Developments. Forum geografic, 10 (52-64).
Pătroescu, M., Iojă, C., Rozylowicz, L., Vânău, G., Niță, M., Pătroescu -Klotz, I., Iojă, A.
(2012). Evaluarea In tegrată a Calității Mediului în Spații Rezidențiale. Editura
Academiei Romane , 246.
Petrișor, A. I. (2010). The Theory and Practice of Urban and Spatial Planning in Romania:
Education, Laws, Actors, Procedures, Documents, Plans, and Spatial Organization. A
Multiscale Analysis. Serbian Architectural Journal, 2 (2), 139 -154.
Platt, R. H., Rowntree, R. A. & Muick, P. C. (1994). The ecological city: preserving and
restoring urban biodiversity
Popescu, V. D., Rozylowicz, L., Cogălniceanu, D., Niculae, I. M. & Cucu, A. L. (2013).
Moving into protected areas? Setting conservation priorities for Romanian reptiles
and amphibians at risk from climate change. PloS one, 8 (11).
Portney, K. E. (2013). Taking sustainable cities seriously: Economic development, the
environment, and quality of life in American cities : MIT Press.
Primack, R., Pătroescu, M., Rozylowicz, L. & Iojă, C. (2008). Fundamentele conservării
diversității biologice . București: Editura AGIR.
Pucher, J. & Buehler, R. (2008). Making cycling irresistibl e: lessons from the Netherlands,
Denmark and Germany. Transport Reviews, 28 (4), 495 -528.
Pucher, J. & Buehler, R. (2009). Integrating bicycling and public transport in North America.
Journal of Public Transportation, 12 (3), 79 -104.
Pucher, J., Buehler, R . & Seinen, M. (2011). Bicycling renaissance in North America? An
update and re -appraisal of cycling trends and policies. Transportation research part
A: policy and practice, 45 (6), 451 -475.
R Development Core Team. (2011). R: A Language and Environment f or Statistical
Computing. Retrieved from http://www.R -project.org
Rall, E. L., Kabisch, N. & Hansen, R. (2015). A comparative exploration of uptake and
potential application of ecosystem services in urban planning. Ecosystem Services,
16(230-242).
Rebele, F. (1994). Urban ecology and special features of urban ecosystems. Global ecology
and bioge ography letters , 173 -187.
Rees, W. E. (1997). Urban ecosystems: the human dimension. Urban Ecosystems, 1 (1), 63 –
75.

81 Rey, V., Groza, O., Pătroescu, M. & Ianos, I. (2007). Atlas de la Roumanie: dynamiques du
territoire.
Reynolds, C. C., Harris, M. A., Teschke, K., Cripton, P. A. & Winters, M. (2009). The
impact of transportation infrastructure on bicycling injuries and crashes: a review of
the literature. Environmental Health, 8 (1), 47.
Romanian Parliament. (2012). Law n o. 47/2012 amending and supplementing Law no.
24/2007 on the regulation and management of green spaces in urban areas .
Bucharest, Romania: Romanian Official Journal.
Rudd, H., Vala, J. & Schaefer, V. (2002). Importance of Backyard Habitat in a
Comprehensi ve Biodiversity Conservation Strategy: A Connectivity Analysis of
Urban Green Spaces. Restoration Ecology, 10 , 368 –375.
Rybarczyk, G. & Wu, C. (2010). Bicycle facility planning using GIS and multi -criteria
decision analysis. Applied Geography, 30 (2), 282 -293.
Saaty, T. L. (1990). How to make a decision: the analytic hierarchy process. European
journal of operational research, 48 (1), 9 -26.
Saelens, B. E. & Handy, S. L. (2008). Built environment correlates of walking: a review.
Medicine and science in spor ts and exercise, 40 (7), 550 –566.
Saghin, I., Iojă, C., Gavrilidis, A., Cercleux, L., Niță, M. & Vânău, G. (2012). Perception of
the Industrial Areas Conversion in Romanian Cities -Indicator of Human Settlements
Sustainability. Paper presented at the 48th I SOCARP Congress.
Șandric, I., Onose, D. A. & Vânău, G. O. (2016). Identifying and monitoring urban heat
island in Bucharest using satellite time series and low cost meteorological sensors.
Paper presented at the EGU General Assembly Conference Abstracts.
Sandström, U. G. (2002). Green Infrastructure planning in urban Sweden. Planning Practice
and Research, 17 , 373 –385.
Sandström, U. G., Angelstam, P. & Mikusiński, G. (2006). Ecological diversity of birds in
relation to the structure of urban green space. Landscape and urban planning, 77 (1),
39-53.
Sanesi, G. & Chiarello, F. (2006). Residents and urban green spaces: the case of Bari. Urban
Forestry & Urban Greening, 4 (3), 125 -134.
Sarkar, D. (2008). Lattice: Multivariate Data Visualization with R. Springer .
Saura, S. & Torne, J. (2009). Conefor Sensinode 2.2: a software package for quantifying the
importance of habitat patches for landscape connectivity. Environmental Modelling &
Software, 24 (1), 135 -139.
Savard, J. P. L., Clergeau, P. & Mennechez, G. (20 00). Biodiversity concepts and urban
ecosystems. Landscape and Urban Planning, 48 , 131 -142.
Schipperijn, J., Ekholm, O., Stigsdotter, U. K., Toftager, M., Bentsen, P., Kamper -Jørgensen,
F. & Randrup, T. B. (2010). Factors influencing the use of green spac e: Results from
a Danish national representative survey. Landscape and urban planning 95 (3), 130 –
137.
Scholz, M. & Grabowiecki, P. (2007). Review of permeable pavement systems. Building and
Environment, 42 (11), 3830 -3836.
SDSN, L. C. o. t. (2015). Indicators and a Monitoring Framework for the Sustainable
Development Goals.
Seto, K. C. & Ramankutty, N. (2016). Hidden linkages between urbanization and food
systems. Science, 352 (6288), 943 -945.
Sherer, P. M. (2006). The Benefits of Parks: Why America needs more city parks and open
space
Smil, V. (1995). Who will feed China? The China Quarterly, 143 , 801 -813.

82 Speerschneider, K. K. & Bryer, J. M. (2013). likert: An R Package for Visualizing and
Analyzing Likert -Based Items . Paper presented at the 201 3 useR! Conference,
University at Albany.
Spronken -Smith, R. A. & Oke, T. R. (1998). The thermal regime of urban parks in two cities
with different summer climates. International journal of remote sensing, 19 (11),
2085 -2104.
Su, J. G., Winters, M., Nunes , M. & Brauer, M. (2010). Designing a route planner to facilitate
and promote cycling in Metro Vancouver, Canada. Transportation research part A:
policy and practice, 44 (7), 495 -505.
Takano, T., Nakamura, K. & Watanabe, M. (2002). Urban residential enviro nments and
senior citizens’ longevity in mega -city areas: the importance of walkable green space.
Journal of Epidemiology & Community Health, 56 , 913 –916.
Taylor, D. & Mahmassani, H. (1996). Analysis of stated preferences for intermodal bicycle –
transit in terfaces. Transportation Research Record: Journal of the Transportation
Research Board, 1556 (86-95).
Taylor, P. D., Fahrig, L., Henein, K. & Merriam, G. (1993). Connectivity is a vital element of
landscape structure. Oikos, 68 , 571 -573.
TEEB. (2010). The Economics of Ecosystems and Biodiversity: Mainstreaming the
Economics of Nature: A synthesis of the approach, conclusions and recommendations
of TEEB. Malta.
Thierfelder, H. & Kabisch, N. (2015). Viewpoint Berlin: Strategic urban development in
Berlin – Challenges for future urban green space development. Environmental
Science & Policy . doi: 10.1016/j.envsci.2015.09.004
Tian, Y., Jim, C. Y., Tao, Y. & Shi, T. (2011). Landscape ecological assessment of green
space fragmentation in Hong Kong. Urban Forestry & Urban Greening, 10 (2), 79 -86.
Tian, Y., Jim, C. Y. & Wang, H. (2014). Assessing the landscape and ecological quality of
urban green spaces in a compact city Landscape and Ur ban Planning, 121 , 97-108.
Tratalos, J., Fuller, R. A., Warren, P. H., Davies, R. G. & Gaston, K. J. (2007). Urban form,
biodiversity potential and ecosystem services. Landscape and urban planning, 83 (4),
308-317.
Trzyna, T. (2007). Global urbanization a nd protected areas. Sacramento, California:
Californian Institute of Public Affairs for IUCN.
Tudor, A. C., Iojă, C., Hersperger, A. & Pǎtru -Stupariu, I. (2013). Is the residential land use
incompatible with cemeteries location? Assessing the attitudes of urban residents.
Carpathian Journal of Earth and Environmental Sciences, 8 (2), 153 – 162.
Tudor, A. C., Iojă, C., Pătru -Stupariu, I., Niță, M. R. & Hersperger, A. M. (2014). How
successful is the resolution of land -use conflicts? A comparison of cases fro m
Switzerland and Romania. Applied Geography, 47 , 125 –136.
Tudor, C. A., Iojă, I. C., Rozylowicz, L., Pǎtru -Stupariu, I. & Hersperger, A. M. (2015).
Similarities and differences in the assessment of land -use associations by local people
and experts. Land Use Policy, 49 (341-351).
Tyrväinen, L. (1997). The amenity value of the urban forest: an application of the hedonic
pricing method. Landscape and Urban Planning, 37 (3-4), 211 –222.
Tyrväinen, L. (2001). Economic valuation of urban forest benefits in Finla nd. Journal of
environmental management, 62 (1), 75 -92.
Tzoulas, K., Korpela, K., Venn, S., Yli -Pelkonen, V., Kazmierczak, A., Niemela, J. & James,
P. (2007). Promoting ecosystem and human health in urban areas using Green
Infrastructure: A literature revi ew. Landscape and Urban Planning, 81 , 167 –178.

83 Tzoulas, K. & James, P. (2010). Peoples’ Use of, and Concerns about, Green Space
Networks: A Case Study of Birchwood, Warrington New Town, UK. Urban Forestry
& Urban Greening, 9 , 121 -128.
United Nations. (2016). Habitat III – New Urban Agenda – draft version.
Urban, D. & Keitt, T. (2001). Landscape connectivity: a graph -theoretic perspective.
Ecology, 82 (5), 1205 -1218.
Uuemaa, E., Roosaare, J. & Mander, Ü. (2005). Scale dependence of land scape metrics and
their indicatory value for nutrient and organic matter losses from catchments.
Ecological Indicators, 5 (4), 350 -369.
Vânău, G. O. (2009). Interfața spațial – funcțională dinre municipiul București și teritoriul
suport al acestuia. Univer sitatea din București, București.
Vandermeulen, V., Verspecht, A., Vermeire, B., Van Huylenbroeck, G. & Gellynck, X.
(2011). The use of economic valuation to create public support for green
infrastructure investments in urban areas. Landscape and Urban Planning, 103 (2),
198-206.
Veitch, J., Bagley, S., Ball, K. & Salmon, J. (2006). Where do children usually play? A
qualitative study of parents’ perceptions of influences on children's active free -play.
Health & place, 12 (4), 383 -393.
Venables, W. N. & R ipley, B. D. (2002). Modern Applied Statistics with S. Fourth Edition.
Springer Netherlands .
Venn, S. J. & Niemela, J. K. (2004). Ecology in a multidisciplinary study of urban green
space: the URGE project. Boreal environment research, 9 (6), 479 -489.
Vierikko, K., Fors, H. & Saarinen, R. K. (2015). Helsinki, Finland – Case Study City Portrait;
part of a GREEN SURGE study on urban green infrastructure planning and
governance in 20 European cities: Department of Environmental Sciences, Helsingin
Yliopisto ( UH), Finland; Sveriges Lantbruksuniversitet (SLU), Sweden.
Von Der Dunk, A., Grêt -Regamey, A., Dalang, T. & Hersperger, A. M. (2011). Defining a
typology of peri -urban land -use conflicts – A case study from Switzerland. Landscape
and Urban Planning, 101 , 149-156.
Wachtel, A. & Lewiston, D. (1994). Risk factors for bicycle -motor vehicle collisions at
intersections. ITE Journal (Institute of Transportation Engineers), 64 (9), 30 -35.
Wang, H. F., Qiu, J. X., Breuste, J., Friedman, C. R., Zhou, W. Q. & Wang, X . K. (2013).
Variations of urban greenness across urban structural units in Beijing, China. Urban
forestry & urban greening, 12 (4), 554 -561.
Wang, Y., Bakker, F., de Groot, R. & Wörtche, H. (2014). Effect of ecosystem services
provided by urban green infr astructure on indoor environment: A literature review.
Building and Environment, 77 (88-100).
WCED, W. C. o. E., Development. (1987). Our common future . New York: Oxford
University Press.
Weber, F., Kowarik, I. & Säumel, I. (2014). A walk on the wild side: Perceptions of roadside
vegetation beyond trees. Urban Forestry & Urban Greening, 13 (2), 205 -212.
Weiss, K. R. (2016). Vancouver's Green Dream. Science, 352 (6288), 918 -921.
Wigginton, N. S., Fahrenkamp -Uppenbrink, J., Wible, B. & Malakoff, D. (2016). Cities are
the Future. Science, 352 (6288), 904 -905.
Winters, M., Davidson, G., Kao, D. & Teschke, K. (2011). Motivators and deterrents of
bicycling: comparing influences on decisions to ride. Transportation, 38 (1), 153 -168.
World He alth Organization. (2010). Urban planning, environment and health: from evidence
to policy action. In W. R. O. f. Europe (Ed.), (pp. 119).
Wu, J. (2008). Making the case for landscape ecology an effective approach to urban
sustainability. Landscape journal , 27(1), 41 -50.

84 Wu, J. (2010). Urban sustainability: an inevitable goal of landscape research. Landscape
ecology, 25 (1), 1 -4.
Xu, L., You, H., Li, D. & Yu, K. (2016). Urban green spaces, their spatial pattern, and
ecosystem service value: The case of Bei jing. Habitat International, 56 , 84-95.
Yang, J., Yu, Q. & Gong, P. (2008). Quantifying air pollution removal by green roofs in
Chicago. Atmospheric environment, 42 (31), 7266 -7273.
Yang, J., Chen, J., Zhou, M. & Wang, Z. (2015). Major issues for biking revival in urban
China. Habitat International, 47 , 176 -182.
Ye, H., He, X., Song, Y., Li, X., Zhang, G., Lin, T. & Xiao, L. (2015). A sustainable urban
form: The challenges of compactness from the viewpoint of ene rgy consumption and
carbon emission. Energy and Buildings, 93 (90-98).
Young, J. C., Marzano, M., White, R. M., McCracken, D. I., Redpath, S. M., Carss, D. N. &
Watt, A. D. (2010). The emergence of biodiversity conflicts from biodiversity
impacts: characte ristics and management strategies. Biodiversity and Conservation,
19(14), 3973 -3990.
Zhang, D., Magalhães, D. J. A. V. & Wang, X. C. (2014). Prioritizing bicycle paths in Belo
Horizonte City, Brazil: Analysis based on user preferences and willingness
considering individual heterogeneity. Transportation Research Part A: Policy and
Practice, 67 (268-278).
Zhang, X., Shen, L. & Wu, Y. (2011). Green strategy for gaining competitive advantage in
housing development: a China study. Journal of Cleaner Production, 19(2-3), 157 –
167.
Zhelev, Z. M., Popgeorgiev, G. S. & Angelov, M. V. (2013). Investigating the changes in the
morphological content of the blood of Pelophylax ridibundus (Amphibia: Ranidae) as
a result of anthropogenic pollution and its use as an environ mental bioindicator. Acta
Zoologica Bulgarica, 65 (2), 187 -196.
Zhou, W., Huang, G. & Cadenasso, M. L. (2011). Does spatial configuration matter?
Understanding the effects of land cover pattern on land surface temperature in urban
landscapes. Landscape and Urban Planning, 102 (1), 54 -63.

Pagini de internet
www.ancpi.ro
www.bikemap.net
www.geo -spatial.org
www.openstreetmap.org