Introducere

Declinul la nivel mondial al pădurilor, accentuat în ultimele trei secole (Uotila et al. 2002), ameninţă existenţa a numeroase specii caracteristice habitatelor forestiere – 12.5% din cele 270.000 de specii de plante şi 75% din cele de mamifere de pe glob (Krishnaswamy și Hanson 1999) – și este unul din motivele care au condus la modificări ale conceptelor privitoare la păduri. Eforturile actuale privind conservarea biodiversităţii au fost întărite oficial prin convenții internaționale precum Conferinţa Naţiunilor Unite pentru Mediu şi Dezvoltare de la Rio de Janeiro (1992) (Ferris și Humphrey 1999). Miller și Ehnes (2000) propun o serie de elemente de bază necesare conservării biodiversității la scară mare (landşaft/regiune): (i) constituirea de reţele de arii protejate, (ii) noi abordări în ceea ce privește lucrările silvice, care trebuie să fie capabile să încorporeze și să imite regimurile disturbanţelor¹ naturale, (iii) o gestionare a pădurilor în care să se realizeze un transfer permanent al rezultatelor cercetărilor.

Privit din prisma numeroaselor particularităţi ecologice, social-culturale sau, nu în ultimul rând, economice, pădurile cu un grad ridicat de naturalitate² (PGRN) prezintă o importanţă deosebită, incluzând aici și utilitatea acestora în dezvoltarea noilor metode de gospodărire a pădurilor (Hilbert și Wiensczyk 2007, Beadle et al. 2009).

Din punct de vedere ecologic, aceste păduri sunt caracterizate prin structuri specifice (arbori cu dimensiuni mari, lemn mort), nivele ridicate ale diversităţii (specifice, structurale, genetice) şi prin particularităţi ale proceselor ecosistemice (Frelich și Reich 2003). Ca exemplu, lemnul mort – unul din elementele caracteristice – oferă funcţii multiple, de la furnizarea de habitate pentru diferite specii (inclusiv unele rare) (Brang 2005), până la suport pentru regenerare arborilor, cu precădere a coniferelor (Harmon et al. 1986, Schulze et al. 2009).

Din punct de vedere social-cultural, PGRN pot fi privite prin prisma calităţilor estetice, culturale sau spirituale, cum este cazul aşa numitelor abordări de tip “muzeu” (Frelich și Reich 2003). Impactul psihologic al arborilor în vârstă sau de mari dimensiuni (Kimmins 2003), imaginea de ansamblu a complexităţii pădurii şi senzaţiile emoţionale induse (Beadle et al. 2009) sunt alte aspecte luate în considerare din această perspectivă.

Din punct de vedere economic, raportat la perioadele silviculturii extensive, când aceste păduri erau caracterizate în termeni precum “decadent, îmbătrânit” (Arsenault 2003), în prezent valoarea lor este una reconsiderată, mai ales din perspectiva aşa-numitelor servicii ecologice, precum biodiversitatea sau stocarea carbonului (Beadle et al. 2009). Privite din punctul de vedere al unei gestionări ecologice a pădurilor, PGRN pot furniza standarde de calitate privitoare la biodiversitate/mediu sau pentru evaluarea stării arboretelor gospodărite (Peterken 1996, Frelich și Reich 2003).

Pentru a putea beneficia de acestea, una dintre probleme o constituie identificarea și apoi stabilirea măsurilor necesare conservării acestor păduri, ceea ce presupune existența unor concepte prin care PGRN să fie clar definite și după care să fie posibilă apoi identificarea acestora în teren. Lucrarea își propune prezentarea mai multor concepte, atât referitoare la naturalitate, cât și asociate acesteia, inclusiv cu aplicație în cazul pădurilor, alături de informații cu caracter practic referitoare la suprafața minimă și la ponderea PGRN la nivel de landșaft.

Naturalitatea şi conceptele asociate

În literatura de specialitate străină, pentru definirea stării actuale a unui ecosistem în raport cu o stare de referinţă sunt utilizate mai multe noţiuni: naturalitate (naturalness³), sălbăticie (wild(er)ness), integritate, sănătate sau calitate a ecosistemului (pădurii) (ecosystem integrity, ecosystem health, forest quality), autenticitate (authenticity). Între acestea există apropieri atât din punctul de vedere al semnificaţiei, cât și sub raport practic: spre exemplu, integritatea ecologică se bazează pe naturalitate (Angermeier 2000), de aceasta din urmă este foarte apropiată autenticitatea (Dudley et al. 2005), iar ambele figurează ca standarde în ceea ce privește calitatea ecosistemelor.

Naturalitatea unui sistem are în vedere funcţionarea acestuia în absenţa influenţei antropice, conform mersului naturii (Anderson 1991). Apartenenţa omului la ecosistem (în măsura în care acesta poate fi considerat ca parte integrantă a ecosistemului) (Peterken 1996) este considerată drept o situaţie acceptabilă doar începuturilor, însă nu şi perioadei moderne (Buchwald 2005), fiind aspectul cel mai dificil de cuantificat. În mod explicit, Angermeier (2000) consideră că tehnologia – în diferite forme de complexitate – este un criteriu de separare a caracterului natural de activitatea umană, aceasta însă neaplicându-se spre exemplu în cazul vânătorii sau al culesului (fără unelte). Angermeier (2000) atrage atenţia și asupra riscului utilizării unor clasificări binare (complet natural/complet nenatural sau artificial), care sunt caracterizate drept abstracţiuni, deoarece naturalitatea prezintă caracterul unei variabile continue, care ia valori în intervaluldelimitat de aceste extreme (Anderson 1991, Machado 2004). Un suport biologic pentru limitarea arbitrariului acestor clasificări este propus de Machado (2004), fiind bazat pe intervalele naturale de variaţie a ecosistemelor (natural range of variability), după cum sugerase anterior și Angermeier (2000).

Conceptul de naturalitate a primit și o serie de critici, definiția acestuia fiind considerată inclusiv inconsistentă și imprecisă (Cole et al. 2008), argumentele invocate în caest sens fiind bazate atât pe unicitatea spațio-temporală a ecosistemelor, cât și pe imposibilitatea de a gestiona viitorul pe baza datelor din trecut, întrun mod similar limitărilor din abordările care se bazează pe vegetația naturală potențială.

Apropiat de naturalitate este şi conceptul wilderness (regiune sălbatică) – termen folosit pentru prima dată în U.S. Wilderness Act (1964) – şi care defineşte “o zonă în care pământul şi comunitatea sa de viaţă sunt nederanjate de om, unde omul însuşi este un vizitator care nu rămâne”, sau ca o zonă ce “reţine caracterul şi influenţa sa primară … care este protejat şi gestionat astfel încât să conserve condiţiile sale naturale” (Landres et al. 2000). Dacă în unele abordări wild este sinonim cu natural (a se vedea, de ex. Angermeier 2000), la Ridder (2007) naturalitatea include şi sălbăticia. Landres et al. (2000) distinge sălbăticia (wildness – zonă fără control sau manipulare umană) de natural (utilizat în sensul de nativ, endemic, asociat cu sensul biologic al sălbăticiei). În cazul unor valori maximale ale acestora, se definește regiunea sălbatică (wilderness).

Urmând sensului general acceptat al termenului, sănătatea ecosistemului este considerată de Machado (2004) drept o formulare “metaforică” a sensului cunoscut, general (al sănătăţii), pentru a sugera “ideea unei funcţionări viguroase şi menţinerea acesteia sau dezvoltarea către o direcţie dorită”. În timp, conceptul a primit şi anumite critici din partea lui De Leo și Levin (1997) şi Hunter Jr. (2000), datorită apropierii de teoria organismică a lui Clements (1916), care aplicată în cazul pădurilor ar sugera că maximul de sănătate se atinge doar în stadiul climax al succesiunii.

Un alt concept, sub care se propune înglobarea elementelor ce țin de calitatea pădurii, este cel de autenticitate, considerată ca fiind “semnificaţia şi valoarea tuturor componentelor ecologice, sociale şi economice ale landşaftului forestier” (Dudley et al. 2006). Componentele autenticităţii includ caracteristicile majore – structurale şi funcţionale – ale ecosistemului (Dudley 1996, Puustjarvi și Simula 2005). În definirea autenticităţii, Dudley et al. (2006) diferenţiază sănătatea ecosistemului de un alt concept – integritatea ecologică, apropiindu- se de modelul naturalităţii dinamice, expus de Westphal et al. (2004).

Pentru a depăși limitările menționate anterior ale naturalității a fost propus concepul de integritate ecologică, în care naturalitatea este un criteriu important, însă nu singurul, ca exemplu fiind invocată conservarea biodiversității, un alt element cheie (Cole et al. 2008, McRoberts et al. 2012). Dintre componentele integrităţii ecologice (biologică, chimică, fizică), cea mai importantă este considerată a fi integritatea biologică. După definiţia originală a lui Karr (1996), aceasta reprezintă “capacitatea de a suporta şi a menţine un sistem echilibrat, integrat şi adaptat biologic, având o gamă întreagă de elemente (gene, specii, ansambluri) şi procese (mutaţii, demografie, interacţiuni biotice, dinamică a nutrienţilor şi energiei şi procese metapopulaţionale) ce se aşteaptă (a exista) în habitatul natural al unei regiuni”. Ulterior, Parrish et al. (2003) arată că “un sistem ecologic posedă integritate sau este viabil atunci când caracteristicile sale dominante (de ex. elemente ale compoziţiei, structurii, funcţionării şi proceselor ecologice) apar în intervalul lor natural de variaţie şi pot rezista şi se pot recupera din cele mai multe perturbaţii impuse de dinamica mediului natural sau de către întreruperile umane”. Cole et al. (2008) și Raffa et al. (2009) menționează de asemenea funcţionarea ecosistemelor în limitele variabilităţii naturale istorice drept o altă caracteristică a integrităţii ecologice.

Naturalitatea pădurii

Aplicat ecosistemelor forestiere, conceptul de naturalitate reprezintă “gradul în care o pădure corespunde pădurii originale în termenii compoziţiei speciilor şi ai proceselor ecologice” (UN-ECE/FAO 2000).

Ținând cont de faptul că gradul de naturalitate al pădurilor înregistrează o variaţie continuă, este posibilă dezvoltarea de ierarhii (Anderson 1991, Peterken 1996, Angermeier 2000), delimitate de maximul virtual asociat pădurilor virgine – precum în sistemul cu opt trepte al lui Peterken (1996), respectiv minimul asociat plantaţiilor de specii exotice (Buchwald 2005).

Pentru o diferențiere largă a nivelelor de naturalitate, Buchwald (2005) foloseşte noţiunile de pădure primară (primary forest) (o pădure cu o influenţă umană redusă, similar absenței modificării categoriei de folosinţă a terenului amintită de Westphal et al. 2004), respectiv secundară (secondary forest). În cazul în care la un moment dat se renunţă la influenţele antropice, pădurile secundare pot de asemenea prezenta valoare de conservare, prin aceea că își pot reconstitui ulterior configuraţii apropiate PGRN. Perioada de timp necesară poate însă varia, de la câteva sute la 1000 de ani (licheni vs. păduri boreale) (Rolstad et al. 2002).

O clasificare complexă (pe 14 nivele), incluzând atât păduri naturale, cât şi păduri artificiale (create de om) este propusă de Buchwald (2005). Condiţiile minime ce trebuie îndeplinite pentru ca o pădure să fie naturală (naturalitatea minimă) se referă la: (i) origine (să nu fie creată de om), (ii) compoziţie (să fie compusă doar din specii indigene) şi (iii) mod de perpetuare (să se perpetueze prin regenerare naturală), criterii prezente şi în alte metode de evaluare (de ex. la Westphal et al. 2004). Când toate cele trei condiții sunt îndeplinite, elementul în raport cu care se poate ierarhiza pădurea îl constituie influenţa antropică.

Continuitatea (la nivel temporală și spațial) este direct legată de aceste criterii, Rouvinen și Kouki (2007) aratând că o clasificare obiectivă a unei păduri în raport cu naturalitatea trebuie să fie una spaţio-temporală.

Continuitatea temporală se referă la “prezenţa neîntreruptă în timp, specifică unei anumite staţiuni, a unui arboret sau a componentelor acestuia”, aceasta fiind opusul temporal al fragmentării pădurii (Rolstad et al. 2002). Importanţa continuității temporale a pădurii, de exemplu prezența structurilor și proceselor naturale, este pusă în evidență de dependența unor specii, indicatori ai biodiversității, de pădurile disturbate natural (Norden și Appelqvist 2001). Pe baza acestor dependențe, speciile indicatoare au fost utilizate uneori și în practică drept element de diferenţiere a gradelor de naturalitate, respectiv drept criteriu de selectare a rezervaţiilor forestiere (Rolstad et al. 2002). Abordarea nu a fost lipsită de obiecții, în absența unor suite de specii indicatoare – în special în cazul speciilor cu o arie de dispersare redusă, precum organismele din sol – fiind recomandată utilizarea unor indicatori complementari, cum sunt cei bazaţi pe structură, sau a dendro- sau paleoecologiei. În cazul investigațiilor pedoantracologice (bazate pe cărbunele din sol), acestea permit reconstituiri ale disturbanțelor pe perioade lungi și pot fi utilizate cu succes în completarea unor metode similare (analiza polinică) (Robin et al. 2013).

Westphal et al. (2004) insistă asupra importanţei componentei temporale în definirea gradului de naturalitate al unei păduri, prin necesitatea cunoaşterii istoricului acesteia. Criticile aduse de autorii menționați metodelor anterioare de evaluare a naturalităţii (de exemplu cele bazate pe vegetaţia naturală potenţială – PNV) au în vedere tocmai caracterul static al acestora, care prezintă riscul apropierii de teoria amintită a climaxului lui Clements (1916). Aceasta nu ia în calcul prezența disturbanţele, dovedit ulterior un aspect important, inclusiv în cazul pădurilor (Er și Innes 2003). În plus, abordările bazate pe PNV nu țin cont nici de schimbările climatice, cele care generează condiții diferite de cele din trecut, la care se face referire în PNV (Reif și Walentowski 2008). Westphal et al. (2004) indică și principalele schimbări temporale care afectează naturalitatea și care, în ordinea descrescătoare a impactului, ar fi: modificarea categoriei deutilizare a terenului, tăierile rase, respectiv continuitate în existența lemnului mort.

Fragmentarea spațială (opusul continuităţii spaţiale) este strâns legată de disturbanţele majore care afectează pădurea, lipsa acesteia (de altfel, chestionabilă) fiind considerată un indicator de naturalitate ridicată de către Parviainen et al. (1994).

În ceea ce privește exemplele absolute de naturalitate (cel mai frecvent caz fiind cel al pădurilor “virgine”), realitatea arată că acestea sunt fie puţin probabile şi dificil de identificat în practică (Rouvinen și Kouki 2007), fie cvasi-inexistente, dacă se ține cont de efectelor acţiunilor omului asupra pădurilor, la diverse scări spațio-temporale (Angermeier, 2000). Pe același considerent al interacţiunilor pe termen lung existente între om şi pădure, atât la scară largă, cât și pe termen lung, Dudley (2005) consideră de asemenea exagerată atribuirea unor termeni ce descriu limita maximă a naturalităţii pădurilor precum intact, virgin, pristine.

Argumentele ce pot fi aduse în acest sens diferă în raport cu zona/regiunea vizată sau cu perioada de timp avută în vedere. Dacă în cazul Europei poate fi amintită agricultura organizată (10.000 de ani în sud-estul Europei) sau industrializarea (sec. al XIX-lea) (Bradshaw 2005), în cazul Americii, pentru perioada dinaintea coloniştilor europeni în care ar fi fost de presupus un impact antropic mai redus, Helms (2004) ridică problema influenţei aborigenilor prin incendii şi păşunat. Iar aceasta, cu atât mai mult cu cât Canada, Alaska sau zona Pacificului conțin zone relativ întinse cu păduri mult mai bine conservate comparativ cu cele din Europa (Peterken 1996), și implicit mai apropiate de caracterul PGRN.

O altă motivație este legată de perioada actuală, care se caracterizează, la nivel global, prin exercitarea de influențe multiple ale omului asupra ecosistemelor, prin diverși vectori: ploi acide, emisii de carbon sau specii invazive (Walentowski și Reif 2008). În acest context, privit din perspectiva conservării pădurilor, dezvoltarea de reţele de PGRN la scări cât mai fine devine la fel de importantă cu identificarea pădurilor în care naturalitatea înregistrează valori ridicate (Miller și Ehnes 2000).

Naturlitatea și conservarea pădurilor

Statistici regionale şi globale

Una dintre consecinţele directe ale lipsei armonizării accepţiunilor cu privire la PGRN o reprezintă imposibilitatea de a avea situaţii statistice reale la scară mare (regională, globală). O serie de acţiuni desfășurate la nivel internaţional au încercat să elimine aceste lipsuri – programele COST (E4, E27) la nivelul Europei sau evaluările bazate pe metodologii unice (în special teledetecție) la nivel global.

Între primele evaluări la nivel european, Parviainen et al. (1994) menționează existența a cca. 2500 de rezervaţii forestiere strict protejate, ce totalizează 0.3 milioane ha (0,4% din suprafaţa totală a pădurilor europene). Informaţii comparabile la nivel mondial se găsesc într-o serie de studii efectuate după o metodologie unitară: zonele sălbatice (wilderness areas – WA) (McCloskey și Spalding 1989), pădurile frontieră (frontier forests – FF) (Bryant et al. 1997) sau landşafturile forestiere intacte (intact forest landscapes – IFL) (Potapov et al. 2008). Conform ultimei abordări, proporţia actuală a landşafturilor cu păduri cu influenţă antropică minimă (Intact Forest Landscapes – IFL) (Potapov et al. 2008, Achard et al. 2009) ar fi cuprinsă între 21-23% din totalul suprafeţei acoperite cu păduri la nivel mondial. Ultimul inventar, bazat pe imagini satelitare de rezoluţie mai mare, arată că mai există cca. 13,1 milioane ha IFL în bazinele Amazonului şi al Congoului, în timp ce în Europa acestea se află în nord-vestul Rusiei şi, izolat, în Finlanda şi Suedia. Pentru România, hărțile asociate studiului indică singurul IFL identificat din zona temperată a Europei, localizat în zona Parcul Naţional Cheile Nerei- Beuşniţa, unde se găseşte şi rezervaţia naturală Nera, un landşaft cu PGRN de fag.

O încercare de reconstituire a suprafeței pădurilor la nivel global, înainte de existența influențelor antropice majore – distribuția pădurilor originale la nivel mondial din urmă cu 7000-8000 de ani – a fost cea a World Forest Institute (WFI), bazată pe studii existente referitoare la vegetaţia naturală potenţială. Rezultatele WFI indică faptul că la nivel global (în anul 1996) mai existau cca. 53% din pădurile originale. Majoritatea se găseau în America de Nord (77,3%) şi de Sud (69,1%), în timp ce în Europa procentul era de 58%. Pentru România, aceleași estimări indicau un procent al pădurilor originale raportat la suprafaţa totală de cca. 75,2 % (17.860.000 ha). Rezultatele acestea trebuie însă privite cu circumspecție, deoarece metodele bazate pe reconstituiri ale vegetației naturale potențiale, în afara celor amintite, prezintă și un neajuns de natură metodologică: concret, în cazul limitelor folosite în mod curent (perioda Atlantică, acum 6000-8000 ani), chiar dacă influența antropică nu se manifesta pe arii extinse (Reif și Walentowski 2008), ea era totuși prezentă.

Nivel de organizare, mărime şi pondere

Potrivit lui Angermeier (2000), naturalitatea se manifestă ierarhic, la diferite nivele de organizare, cea a nivelelor superioare integrând-o pe cea a celor inferioare, motiv pentru care strategiile asociate trebuie să fie gândite și aplicate pornind de la un nivel regional, considerând landșafturile drept componente. Dacă până acum majoritatea cercetărilor conduse în PGRN s-au desfăşurat la nivel de arboret, în special în vederea identificării structurilor și proceselor specifice, posibil de a fi tranferate către practică (Hilbert și Wiensczyk 2007), abordările recente au în vedere extinderea abordării naturalității şi la nivel de landșaft, alături de înglobarea altor componente (biodiversitate, complexitate ecologică), în sensul amintit al integrității ecologice.

Alegerea singulară a rezervaţiilor ca unică soluţie de conservare poate eșua dacă se iau în considerare și efecte antropice la scări mari (de ex. poluarea). Din acest punct de vedere, o gestionare durabilă a pădurilor presupune, între altele, o proiectare a măsurilor silvice la nivele multiple (pădure/arboret şi landşaft) (Beadle et al. 2009). Două dintre aspectele practice ce trebuie avute în vedere în acest sens sunt mărimea minimă a PGRN, respectiv minimul necesar al suprafeţelor PGRN la nivel de landşaft. Kneeshaw și Gauthier (2003) insistă că, în acest sens, sunt necesare cunoştinţe asupra structurii şi dinamicii la scări multiple: la nivel de arboret prin prisma dinamicii dezvoltării arboretului, iar la nivel de landşaft prin proporţia “naturală” a PGRN.

Una dintre întrebările frecvente legate de calitatea rezervaţiilor se referă la cât de mare trebuie să fie suprafaţa pentru a avea o anumită certitudine că aceasta conservă toate structurile şi procesele. Pentru estimarea suprafeţei minime a PGRN, de-a lungul timpului s-au formulat mai multe alternative, bazate pe structură, faună sau disturbanţe.

Parviainen et al. (1994) folosește drept factori de evaluare a suprafeţei minime stadiile naturale de dezvoltare, determinate de mărimea golurilor, la rândul lor influențate de compoziția şi de productivitatea pădurii. Pentru a permite manifestarea continuă a structurilor și a proceselor naturale (inclusiv a disturbanţelor), zonele protejate ar trebui să includă toate stadiile de dezvoltare, motiv pentru care Angermeier (2000) consideră de o importanță deosebită rezervaţiile mari, la a căror proiectare trebuie luat în calcul inclusiv impactul disturbanţelor majore, cu apariţii episodice dar cu efecte catastrofale, care le pot afecta existenţa (Kneeshaw și Gauthier 2003).

Deoarece valorile orientative deduse din analizele de structură sau macrofaunistice din tabelul 1 nu iau în considerare și disturbanţele, în vederea unui calcul al suprafeţei optime a rezervaţiilor Parviainen et al. (1994) propune o multiplicarea de 5-10 ori a valorilor cunoscute ale acestora, o situaţie posibilă mai ales în zone de conservare extinse (parcuri naţionale). Alți autori (Kneeshaw și Gauthier 2003) propun factori de multiplicare diferiți: mai reduși în cazul suprafeţei maxime a disturbanţei (x3), însă mult mai mari (x50) în cazul disturbanţei medii. În cazul zonelor afectate de disturbanţe majore, recomandarea este pentru constituirea de reţele de rezervaţii la nivel de landşaft.

Totuși, trebuie avută în vedere și o considerare a naturalității într-un context mai larg, respectiv drept o componentă de bază a integrității ecologice, aceasta din urmă fiind și un concept mult mai flexibil, ce poate îngloba mai multe cerințe în ceea ce privește conservarea (Cole et al. 2008). În plus, măsurile care au la bază conceptul de integritate ecologică prezintă implicații imediate, inclusiv de ordin practic, putând servi drept reper în evaluarea managementului (Miller și Ehnes 2000, Parrish et al. 2003), iar în cazul pădurilor de producţie la îmbunătăţirea cunoaşterii implicațiilor ecologice ale unor lucări silvice (Tierney et al. 2009).

Concluzii

Utilizarea unui bagaj comun de concepte cu privire la naturalitatea pădurilor prezintă importanţă atât pentru elaborarea de statistici cu privire la PGRN existente, cât şi pentru aplicarea coerentă a unor măsuri de conservare şi gestioanare durabilă a pădurilor.

În afara componentelor generale ale diversității (structurală, specifică, genetică), cunoaşterea istoricului unei anumite păduri prezintă importanță pentru stabilirea gradului său de naturalitate. Noile cunoștințe cu privire la ecosistemele forestiere confirmă caracterul dinamic al acestora, datorat și disturbanţelor, ceea ce însemană că în absenţa influenţelor umane acestea pot evolua de la nivele mai reduse către nivele mai ridicate de naturalitate. Din acest punct de vedere, chiar dacă pădurile cu naturalitate ridicată sunt valoroase prin nivelele biodiversităţii pe care le includ, la scări spațio-temporale mari – la nivel de landşaft sau pe termen lung – prezintă interes şi pădurile cu un grad de naturalitate mai redus, care pot fi declarate rezervaţii şi care, în timp, pot evolua spre configuraţii asemăntoare PGRN. În vederea unei proiectări şi gestionări durabile a ariilor protejate, trebuie ținut cont de și diversele metode de evaluare a suprafeţei minime sau a proporţiei acestora, însă măsurile de conservare nu trebuie să se bazeze doar pe naturalitate, ci trebuie privite și dintr-o perspectivă mai largă, cum este cea a integrității ecologice.

Mulţumiri

Studiul a fost definitivat în vederea publicării în cadrul proiectului PN-II-ID-PCE-2011-3-0781 „Managementul gazelor cu efect de seră din păduri”, finanţat în cadrul competiţiei IDEI-PCE 2011 de către CNCS – UEFISCDI.

Note

¹ Utilizarea termenului “disturbanţă” ca traducere a eng. “disturbance”, în loc de cel mai comun, “perturbare” (cf. Leviţchi & Bantaş 1998, p. 112: disturbance 3 tehn. etc. deranjament, defectare; tulburare; perturbare; anomalie) se bazează pe diferenţierea dintre termenii “perturbation” şi “disturbance” documentată de White & Picket (1985, pp. 4-8). Utilizarea ultimului în cadrul lucrării se constituie ca o propunere de armonizare cu terminologia folosită la nivel internaţional. White & Picket (1985, pp. 4-8) definesc “perturbation” (=perturbare) ca o “depărtare (definită explicit) de la o stare, caracteristică sau traiectorie normală (de asemenea explicit definite)”. Ei consideră că „este improbabil ca ecosistemele naturale să poată fi caracterizate în suficient detaliu pentru a justifica utilizarea frecventă a “perturbării” (…) datorită dificultăţilor de definire a ceea ce semnifică “normal” pentru setările de mediu ale sistemelor naturale”. “Disturbance” (= disturbanţă) este definită drept „orice eveniment relativ discret în timp care distruge structura ecosistemului, a comunităţii sau a populaţiei şi schimbă resursele, disponibilitatea substratului sau mediul fizic”. Ultimul termen a devenit, de altfel, larg folosit, fiind încetăţenit în lucrările de profil, inclusiv cele de bază (Frelich 2002 sau Attiwill 1994).

² Aceste păduri au fost denumite generic după abordările lui Er & Innes (2003) şi Buchwald (2005), denumire prescurtată PGRN în continuare. Termenul are o accepţiune diferită de cea folosit de WWF – “păduri cu valoare ridicată de conservare” (High Conservation Value Forests – HCV) (Jennings et al. 2003).

³ În continuare, cuvintele subliniate cu caractere italice se vor referi la termeni din limba engleză.

Bibliografie

Achard F., Eva H., Mollicone D., Popatov P., Stibig H.J., Turbanova S., Yaroshenko A., 2009. Detecting intact forests from space: hot spots of loss, deforestation and the UNFCCC. In: Wirth, C., Gleixner, G. și Heimann, M. (eds.) Old-growth forests. Function, fate and value, pp. 409-427. Springer-Verlag Berlin Heidelberg.

Anderson J.E., 1991. A conceptual framework for evaluating and quantifying naturalness. Conservation Biology 5: 347-352.

Angermeier P.L., 2000. The natural imperative for biological conservation. Conservation Biology 14: 373-381.

Arsenault A., 2003. A note on the ecology and management of old-growth forests in the Montane Cordillera. Forest Chronicle 79: 441-454.

Beadle C., Duff G., Richardson A., 2009. Old forests, new management? The conservation and use of old-growth forests in the 21st century. Forest Ecology and Management 258: 339-340.

Brang P., 2005. Virgin forests as a knowledge source for central European silviculture: reality or myth. Forest, Snow and Landscape Research 79: 19-32.

Bryant D., Nielsen D., Tangley L., 1997. The last frontier forests: ecosystems and economies on the edge. World Resources Institute, Washington D.C., USA.

Buchwald E., 2005. A hierarchical terminology for more or less natural forests in relation to sustainable management and biodiversity conservation. In: FAO (ed.) Third expert meeting on harmonizing forest-related definitions for use by various stakeholders, FAO, pp. 137.

Cole D.N., Yung L., Zavaleta E.S., Aplet G.H., Chaplin F. S. III, Graber D.M., Higgs, E.S., Hobbs R.J., Landres P.B., Millar C.I., Parsons D.J., Randall J.M., Stephenson N.L., Tonnessen K.A., White P.S., Woodley S, 2008. Naturalness and beyond: Protected area stewardship in an era of global environmental change. The George Wright Forum 25(1): 36-56.

Clements F.E., 1916. Plant succession: An analysis of the development of vegetation. Carnegie Institution of Washington, Washington D.C.

De Leo G.A., Levin S., 1997. The multifaceted aspects of ecosystem integrity. Conservation Ecology 1: 3.

Dudley N., 1996. Authenticity as a means of measuring forest quality. Biodiversity Letters 3: 6-9.

Dudley N., 2005. Identifying and using reference landscapes for restoration. In: Mansourian S., Vallauri D., Dudley N. (eds.), Forest restoration in landscapes: beyond planting trees, Springer Verlag, pp. 109-114.

Dudley N., Morrison J., Aronson J., Mansourian S., 2005. Why do we need to consider restoration in a landscape context? In: Mansourian S., Vallauri D., Dudley N. (eds.), Forest restoration in landscapes: beyond planting trees, Springer Verlag, pp. 51-58.

Dudley N., Schlaepfer R., Jackson W., Jeanrenaud J.P., Stolton S., 2006. Forest quality: assessing forests at a landscape scale, pp. 3-8.

Ferris R., Humphrey J.W., 1999. A review of potential biodiversity indicators for application in British forests. Forestry 72: 313.

Frelich, L. E., Reich, P. B., 2003. Perspectives on development of definitions and values related to old-growth forests. Environmental Reviews 11(S1): S9-S22.

Harmon M.E., Franklin J.F., Swanson F.J., Sollins P., Gregory S.V., 1986. Ecology of coarse woody debris in temperate ecosystems. Advances in Ecological Research 15: 133-302.

Helms J.A., 2004. Old-growth: what is? Journal of Forestry 102: 8-12.

Hilbert J., Wiensczyk A., 2007. Old-growth definitions and management: a literature review. JEM 8: 15-31.

Hunter Jr, M.L., 2000. Refining normative concepts in conservation. Conservation Biology 14: 573-574.

Karr J.R., 1996. Ecological integrity and ecological health are not the same. In: Schulze P.C. (ed.), Engineering within ecological constraints, pp. 97-109.

Kimmins J.P., 2003. Old-growth forests: an ancient and stable sylvan equilibrium, or a relatively transitory ecosystem condition that offers people a visual and emotional feast? Answer – it depends. Forest Chronicle 79: 429-440.

Kneeshaw D., Gauthier S., 2003. Old growth in the boreal forest: a dynamic perspective at the stand and landscape level. Environmental Review 11(Suppl. 1): S99-S114.

Krishnaswamy A., Hanson A., 1999. Our forests, our future. Summary report of the World Commission on Forests and Sustainable Development.

Landres P.B., Brunson M.W., Merigliano L., Sydoriak C. Morton S., 2000. Naturalness and wildness: the dilemma and irony of managing wilderness. In: Cole, D.N.,

McCool S.F., Borrie, W.T., O’Loughlin J., 2000. Wilderness science in a time of change conference – Volume 4: Wilderness visitors, experiences, and visitor management; 1999 May 23-27; Missoula, MT. Proceedings RMRS-P-15-VOL-4. Ogden, UT: U.S. Department of Agriculture, Forest Service, Rocky Mountain Research Station. 273 p.

Machado A., 2004. An index of naturalness. J. Nat. Cons. 12: 95-110.

McCloskey J.M., Spalding H., 1989. A reconnaissancelevel inventory of the amount of wilderness remaining in the world. Ambio 18: 221-227.

McRoberts R.E., Winter S., Chirici G., LaPoint E., 2012. Assessing forest naturalness. Forest Science 58(3): 294- 309.

Miller P., Ehnes J.W., 2000. Ecological integrity: integrating environment, conservation, and health. In: Pimentel D., Westra L., Noss R. F. (eds.), Ecological integrity: integrating environment, conservation, and health. Island Press, pp. 157.

Norden B., Appelqvist T., 2001. Conceptual problems of ecological continuity and its bioindicators. Biodiversity and Conservation 10: 779-791.

Parrish J.D., Braun D.P. și Unnasch R.S., 2003. Are we conserving what we say we are? Measuring ecological integrity within protected areas. BioScience 53: 851- 860.

Parviainen J., Bucking W., Vanderkerkhove K., Schuck A., Paivinen R., 1994. Strict forest reserves in Europe: efforts to enhance biodiversity and research on forests left for free development in Europe (EU-COST-Action E4). Forestry 73: 108-118.

Peterken G.F., 1996. Natural woodland. Ecology and conservation in Northern temperate regions. Cambridge University Press, Cambridge.

Potapov P., Yaroshenko A., Turbanova S., Dubinin M., Laestadius L., Thies C., Aksenov D., Egorov A., Yesipova Y., Glushkov I., Karpachevskiy M., Kostikova A.,Manisha A., Tsybikova E., Zhuravleva I., 2008. Mapping the Wolrd’s intact forest landscapes by remote sensing. Ecology și Society 13: 51.

Puustjrvi E., Simula M., 2005. Definitions related to classifications of forests and their management status. In: Fao (ed.) Third expert meeting on harmonizing forestrelated definitions for use by various stakeholders, pp. 19-50.

Raffa, K. F., Aukema, B., Bentz, B. J., Carroll, A., Erbilgin, N., Herms D. A., Hicke J. A., Hofstetter R. W., Katovich S., Lindgren B. S., Logan J., Mattson W., Munson A.S., Robison D. J., Six D. L., Tobin P. C., Townsend

P. A., Wallin K. F., 2009. A literal use of “forest health” safeguards against misuse and misapplication. Journal of Forestry 5: 276-277.

Reif, A., Walentowski, H. 2008. The assessment of naturalness and its role for nature conservation and forestry in Europe. Waldökologie, Landschaftsforschung und Naturschutz 6: 63-76.

Ridder B., 2007. An exploration of the value of naturalness and wild nature. Journal of Agricultural and Environmental Ethics 20: 195-213.

Robin, V., Talon, B., Nelle, O. 2013. Pedoanthracological contribution to forest naturalness assessment. Quaternary International 289: 5-15.

Rolstad J., Gjerde I., Gundersen V.S., Saet M., 2002. Use of indicator species to assess forest continuity: a critique. Conservation Biology 16: 253-257.

Rouvinen S., Kouki J., 2007. The natural Northern European boreal forests: unifying the concepts, terminologies and their applications. Silva Fennica 42: 135-146.

Schulze E.D., Hessenmoeller D., Knohl A., Luyssaert S., Boerner A., Grace J., 2009. Old-growth forests. Function, fate and value. In: Wirth, C., Gleixner, G. și Heimann, M. (eds.) Old-growth forests. Function, fate and value, Springer-Verlag Berlin Heidelberg, pp. 11-33.

Tierney G.L., Faber-Langendoen D., Mitchell B.R., Shriver W.G., Gibbs J.P., 2009. Monitoring and evaluating the ecological integrity of forest ecosystems. Frontiers in Ecology and the Environment 7: 308-316.

UN-ECE/FAO 2000. Forest resources of Europe, CIS, North America, Australia, Japan and New Zealand (industrialized temperate/boreal countries). UN/ECE/FAO contribution to the global forest resources assessment, 2000: Main report. United Nations Publication, New York and Geneva.

Uotila A., Kouki J., Kontkanen H., Pulkkinen P., 2002. Assessing the naturalness of boreal forests in eastern Fennoscandia. Forest Ecology and Management 161: 257-277.

Westphal C., Hardtle W., von Oheimb G., 2004. Forest biodiversity: lessons from hystory for conservation. In: Honnay O., Verheyen K., Bossuyt B. (eds.), Forest biodiversity: lessons from hystory for conservation, CABI Publishing, pp. 205-220.

Abstract

The paper review the naturalness related concepts, with a special emphasis on forests, and also their implications on forest conservation. Beside naturalness, key aspects of wild(er)ness, ecosystem integrity, ecosystem health, forest quality and authenticity are disscussed. The main approaches on forest naturalness are presented, including the basic (minimum) naturalness requests, the shortcomings of associating high extreme naturalness levels (virgin, pristine) to forests, or the necessity to consider the temporal component of naturalness (e.g. the forest history). In the section of conservation issues is presented a brief summary of the most important regional/world based statistics of high naturalness forests, including practical reccomendations regarding their size and weight at landscape scale.

Keywords: naturalness, wilderness, ecosystem integrity, authenticity, forest conservation, forest reserves, minimum area.