1. TRVALE UDRŽITELNÝ ROZVOJ
1.1. Udržitelný rozvoj 1.2. Základní dimenze trvalé udržitelnosti 1.3. Programy trvale udržitelného rozvoje 1.4. Hodnocení změn využití krajiny
1.1. Udržitelný rozvoj
Historický vývoj Pojem trvalá udržitelnost a od něj odvozený trvale udržitelný rozvoj nebo trvale udržitelný život patří v současné době, jak v odborné literatuře, tak na konferencích, ale i v legislativní praxi ke klíčovým a velmi frekventovaným slovům. Definice těchto pojmů není jednotná a často jsou různě chápány nezřídka i zpochybňovány. Počátkem 60. let se ozývají varovné hlasy o prudkém zhoršování stavu životního prostředí a jeho limitujícím vlivu na socioekonomický rozvoj a růst lidské populace. V roce 1972 byl publikován slavný dokument tzv. Římského klubu s názvem Meze růstu (Meadows a kol.), který upozorňoval na omezenost a vyčerpatelnost přírodních zdrojů. Jako jediné možné řešení přežití lidstva bylo navrhováno drastické omezení ekonomického a populačního růstu. Je zde definován „stav globální rovnováhy, při které se počet obyvatel Země a kapitál udržují na více-méně konstantní úrovni a tendence působení na růst či pokles těchto veličin musí být pod důslednou kontrolou“. V tomto období se světová ekonomika vyrovnávala s energetickou - ropnou krizí, po jejím překonání se původní předpoklady a proklamované záměry nenaplnily. V roce 1973 Světová unie ochrany přírody a zdrojů (IUCN) definuje ochranu přírody a přírodních zdrojů za takový způsob řízení přírodních zdrojů a živých organizmů včetně člověka, který zabezpečí dosažení nejvyšší udržitelné kvality života. Koncem 80. let převládla ve vědeckých a později i v politických kruzích holistická koncepce trvale udržitelného rozvoje, která se stala základním principem nové světové strategie ochrany přírody. Myšlenka trvale udržitelného rozvoje vešla v obecné povědomí po zveřejnění zprávy
1
Světové komise pro životní prostředí a rozvoj „Naše společná budoucnost“, kterou komise zpracovala v roce 1987 pod vedením Gro Harlem Brundtlandové.
Obr. 1: Kruh environmentálních problémů (W.E. STEAD, J.G. STEAD, 1998)
2
Obr. 2: Představa o strategii trvalé udržitelnosti (W.E. STEAD, J.G. STEAD, 1998)
Trvale udržitelný rozvoj (sustainable development) definovaný dle našeho zákona č.17/1992 Sb. o životním prostředí je proces, který splňuje stávající potřeby lidské společnosti, aniž by se dotýkal schopnosti budoucích generací uspokojovat své potřeby. Jeho cílem je zvyšování trvalého lidského života v mezních možnostech ekosystému planety. Základním etickým principem je respektování všech forem života nyní i v budoucnosti. Veškerý život na zemi je jedním velkým vnitřně závislým systémem. Narušení jedné části biosféry může ovlivnit celou litosféru. Zachování vitality a různosti země vyžaduje zachování rozsahu a kvality přírodních zdrojů (půda, voda, vzduch živé organismy), minimalizaci vyčerpávání neobnovitelných zdrojů a zajištění trvale udržitelného využívání zdrojů obnovitelných.
3
Obr. 3: Využívání energie z fosilních paliv (Josef Riegler / Hans W. Popp, Hermann Kroll – Schlüter a kol., 1996)
kWh 14
10
"Jako zápalka v temnotě věčnosti" Christi Geburt
čas -4000
-2000
0
2000
4000
Hospodářské aktivity a životní styl musí být v souladu s kapacitou prostředí. Lidská společnost musí přezkoumat a změnit své hodnoty a chování. Předpokladem toho je osvojení hlavních idejí, základních pojmů a některých postupů na jejichž základě se určuje optimální vliv člověka na přírodu v souladu s jejími zákony. Předpokladem je i rozvoj schopností zhodnotit stav životního prostředí, správně rozhodnout, předvídat možné důsledky svého jednání, vyvarovat se negativního působení na přírodu ve všech oblastech společenské a pracovní činnosti. V některých obecných definicích je setrvalostí myšlen neomezený vývoj směrem k většímu prospěchu lidstva, k efektivnějšímu využívání zdrojů, a k rovnováze s prostředím, které je příznivé pro život člověka a většiny ostatních druhů. Jiné definice se však již snaží o detailnější rozbor. Velmi důležitou charakteristikou setrvalosti je i definice, že systém musí být schopen udržovat produktivitu i v podmínkách vystavení stresu či poruchám, vedoucím k narušení některých funkcí.
4
Obr. 4: Následky drancování surovin (Josef Riegler / Hans W. Popp, Hermann Kroll – Schlüter a kol., 1996)
Nehospodárné vynakládání prostředků v sériové velkovýrobě
Plýtvání energií (změna klimatu)
Zemědělská produkce pod tlakem a úbytek obchodů, ve kterých se neprodává žádné jídlo
Konečné suroviny
Lineární petrochemie namísto chemie orientované na koloběh přírodních látek
Umožnění centralizace (shromažďovací centra)
Nezaměstnanost (včetně rolníků)
Levnější doprava (dopravní kolapsy a cestování za zbožím)
Problematika odpadu (zadušení odpadem)
1.2. Základní dimenze trvalé udržitelnosti
Princip trvalé udržitelnosti má pět základních dimenzí: 1) ekologickou 2) socioekonomickou 3) morálně etickou 4) ekonomickou 5) politickou. 1.2.1 Dimenze ekologická Ekologická dimenze souvisí se strukturou a vlastní funkcí ekosystémů jako základních funkčních jednotek přírody. Součástí ekologické udržitelnosti je i respektování přirozené únosné kapacity (únosnosti) ekosystémů. 5
a) únosnost přírodní - stanovení limitního prahu využívání přírodního ekosystému, b) sociální únosnost - zhoršení kvality rekreačních možností a činností, c) environmentální únosnost - zahrnuje přírodní i člověkem vytvořené prostředí, vychází nejen z citlivosti vůči vnějším vlivům, ale i z ekologické a kulturní hodnoty území, d) prostorovou únosnost - vychází z předpokladu stabilizace počtu jedinců v určitém prostoru při uplatňování regulačních systémů mezi úžitnou úrovní ekosystémů a příslušnou strukturou populace. 1.2.2 Dimenze socioekonomická Pro dosažení udržitelného rozvoje naší planety jsou významné některé biofyzikální a socioekonomické faktory, mezi které spadá např.: a) úplná recyklace materiálů, b) přechod na trvale udržitelný celosvětový energetický systém, c) stabilizace nebo snížení úrovně lidské populace, d) snížení rozdílu mezi rozvinutými a rozvojovými státy světa, e) vytvoření struktury rozhodování založené na obci, která umožní široké koordinované zapojení do rozhodování o společných zdrojích planety, f) změna vztahu mezi ekonomickým a ekologickým systémem. Je nutné zohlednit skutečnost, že biofyzikální cykly na Zemi se uskutečňují s evoluční rychlostí, oproti průmyslové činnosti, která se historicky vyvíjí rychlostí revoluční. Trvalá udržitelnost je vztah mezi dynamickým lidským ekonomickým systémem a většími dynamickými, ale normálně a pomalu se měnícími ekologickými systémy.
6
Obr. 5: Vstupy a výstupy v přírodních (A) a kulturních (B) ekosystémech (Hendrix, 1987)
A S lu n e č n í e n e rg ie
Ž iv in y
P ř ír o d n í e ko s y s té m
V ý st u p
S rá ž k y
Z t rá t y
B
S lu n e č n í e n e rg ie Ž iv in y
S rá ž k y
H n o jiv a
A g ro e k o s y s té m
V ý st u p
Z á v la h y
P e s t ic id y
Z t rá t y
P a liv a a e n e rg ie ( O b d ě lá v á n í p ů d y , p o s t ř ik y a t d . )
7
1.2.3 Dimenze morálně-etická Základním východiskem pro morálně-etickou rovinu v udržitelném rozvoji je opuštění resp., překonání tradičních antropocentrických přístupů v oblasti lidského rozhodování a konání směřující k maximalizaci zisku. V antropoekologickém systému, na jehož myšlence je založena etika životního prostředí, není člověk nadřazen přírodě, nýbrž je její nedílnou součástí. a) Lidstvo, ale i ostatní činitelé mimo lidský život mají přirozenou estetickou hodnotu, která převyšuje jejich ekonomickou užitečnost. b) Biodiverzita a ekologické bohatství mají také přirozenou estetickou hodnotu, která převyšuje jejich ekonomickou hodnotu. c) Lidé by nikdy neměli zasahovat do přírodních procesů kromě plnění životně důležitých potřeb. d) Kvalita života a ne kvalita věcí je to, co je skutečně důležité a co stojí za ochranu. e) Lidstvo výrazně zasahovalo a zasahuje do přírody. f) Růst lidské populace se vymkl kontrole a musí být snížen a regulován. g) Měly by být vyvinuty vládní strategie zaměřené na ochranu bohatství přírody a vzájemných vztahů v ní. h) Hlubinní ekologové by měli být aktivisté a pracovat na zavedení výše uvedených principů. 1.2.4 Dimenze ekonomická Integrální součástí výše uvedeného atributu udržitelného rozvoje jsou i všeobecné principy konzistentní s etikou životního prostředí týkající se přirozené estetické hodnoty lidstva, ale i činitelů mimo něj, biodiverzity a ekologického bohatství, která převyšuje jejich ekonomickou užitečnost. Jedná se o problematiku ekologické ekonomie, zahrnující hodnocení ekonomické efektivnosti, vztahy mezi náklady a přínosy včetně započítání environmentálních a zdravotních externalit. Dosud známé ekonomické teorie plně neumožňují umístit ekologické stupnice hodnot do ekonomických kategorií.
8
1.2.5 Dimenze politická Problematika udržitelnosti musí stát v popředí zájmů jak ekologů, tak především hospodářských institucí a samotných politiků. Politický rozměr udržitelného vývoje v sobě zahrnuje jak ekologickou etiku a politiku, tak i funkci státu při řešení současných, zejména však budoucích úkolů a problematik.
1.3. Programy trvale udržitelného rozvoje Programy trvale udržitelného hospodaření ve venkovské krajině Z hlavních myšlenek a zásad trvale udržitelného rozvoje vycházejí v našich podmínkách konkrétní programy trvale udržitelného hospodaření ve venkovské krajině. Tyto programy předpokládají komplexní řešení tří okruhů vzájemně provázaných problémů: ekologických, ekonomických a sociálních, s cílem nalezení optimální hranice mezi přírodou a člověkem. V případě nedostatečného řešení ekologických problémů se bude nevyhnutelně zhoršovat i ekonomická oblast a následně dojde ke zhoršení situace i v sociální sféře. Platí ovšem i opačná závislost, kdy bez podstatného zlepšení sociálních a ekonomických podmínek venkova dojde k vylidňování části venkovské krajiny spojené s poklesem produkce a degradací kulturní krajiny jako celku. Program je proto zaměřen na polyfunkční využívání krajiny, zahrnující: a) ochranu a revitalizaci krajiny a jejích složek (vody, půdy, ovzduší, bioty); b) trvale udržitelné ekonomické využívání (zásobování společnosti potravinami, vodou, technickými plodinami, produkce a využívání obnovitelných zdrojů energie); c) mimoprodukční využívání krajiny, kulturní a sociální rozvoj venkova (bydlení, rekreace, sport, výchova, vzdělání a léčení).
Principy trvale udržitelného využívání půdy jsou založeny na respektování limitujících faktorů jeho racionálního využívání. Mezi tyto faktory řadíme přírodní faktory (svažitost, úrodnost půdy, podnebí, erozní ohroženost apod.), dále faktory sociální, vodohospodářské, půdoochranné, hygienické i etické, vyjadřující polyfunkčnost krajiny. Váha jednotlivých faktorů může být regionálně značně rozdílná, vždy však platí, že trvale udržitelné využívání půdy a krajiny musí zohledňovat její polyfunkčnost v každém segmentu krajinného prostoru.
9
Projekt „Trvale udržitelná budoucnost pro ČR a SR“ hodnotí územní předpoklady trvalé udržitelnosti využívání krajiny na základě čtyř dílčích kroků: a) Hodnocení stability krajiny a odolnosti prostředí (vlastnost přírodního subsystému krajiny). b) Hodnocení produktivity a potenciálu krajiny z hlediska vybraných činností (předpoklady k využívání krajiny člověkem). c) Hodnocení rizik, ohrožení a zatížení krajiny (současný stav využívání krajiny a jeho rizika). d) Hodnocení územních předpokladů krajiny z hlediska trvalé udržitelnosti využívání (jako kombinace vyplývající z předchozích kroků).
Agenda 21 Jedním z nejvýznamnějších celosvětových dokumentů v oblasti životního prostředí je Agenda 21, kde je vytýčen program péče o životní prostředí pro 21. století. V tomto dokumentu jsou principy udržitelného rozvoje nejkomplexněji zformulovány a deklarovány na nejvyšší politické úrovni. Vyspělé státy se zde zavázaly ke spolupráci v oblasti ochrany životního prostředí a uznaly svoji rozhodující roli, včetně finanční, při řešení těchto otázek. Zdůrazněna je zde nutnost globálního přístupu k řešení a přijetí zásadních strategických rozhodnutí pro jednotlivé světadíly i státy. Jedná se o velmi rozsáhlý materiál dotýkající se všech základních oblastí lidského života. V oblasti zemědělství, které zahrnuje zhruba jednu třetinu zemského povrchu a kde pracuje převážná část lidské populace, jsou zdůrazněny tyto hlavní cíle: a) Vyvinout technologie hospodaření nenarušující přírodní prostředí, zvyšující přirozenou půdní úrodnost a ochraňující vodní zdroje a přirozený biologický potenciál území. b) Upřednostňovat technologie s nízkými vstupy a nízkou spotřebou energie. c) Zavádět technologie optimalizující vynakládání lidské práce i potenciál živých organizmů. d) Poskytovat zemědělcům odborné poznatky v oblasti ochrany půdních, vodních a lesních zdrojů, při aplikaci chemických látek i využívání zemědělských odpadů.
10
Pro oblast zemědělského výzkumu je zde vytýčen úkol týkající se vývoje environmentálně bezchybných metod hospodaření. Ceny zemědělských produktů by měly zahrnovat i nezbytně nutné náklady na ochranu přírodního prostředí a zemědělské dotace by měly směřovat na podporu udržitelného využívání přírodních zdrojů. Tyto myšlenky jsou zakotveny i v článku 34 Listiny základních práv a svobod: Každý má právo na příznivé životní prostředí. Každý má právo na včasné a úplné informace o stavu životního prostředí a přírodních zdrojů. Nikdo nesmí při uplatňování svých práv ohrožovat a poškozovat životní prostředí, přírodní zdroje, druhové bohatství přírody a kulturní památky nad míru stanovenou zákonem.
1.4. Hodnocení změn využití krajiny Na základě zatím centrálního významu otázek životního prostředí bylo vyvinuto v posledních desetiletích množství nástrojů vyhodnocujících životní prostředí. Probst (1998) popisuje okolo 70 různých nástrojů, jejichž základem je ostatně podobný návrh (odhad). Cílem této kapitoly je vyvinout na základě existujících nástrojů návrh (odhad, metodu), kterým se dají hodnotit modelově určené scénáře krajinného využití s ohledem na hlediska relevantní k životnímu prostředí a na socioekonomická hlediska. Přehled existujících nástrojů k hodnocení životního prostředí. Přehled se zakládá, pokud není označeno jinak, na znázornění od autorů Jungbluth (2000), Stahl (1999), Probst (1998) a Reitmayr (1995). Ekobilance: jedním z nejosvědčenějších a nejužívanějších nástrojů hodnocení životního prostředí je ekobilance. Cílem ekobilance je získat co nejpřesnější poznatky o účincích na životní prostředí zkoumaného systému a vytvořit tak základ k rozhodování o ekologicky směrovaných opatřeních (Zimmermann / Gaillard, 1997 in Probst, 1998). Zde se neprovádí ostatně žádný výpočet stavu v provozně hospodářském smyslu, jak by název ekobilance dával chybně tušit, nýbrž ukazatele relevantní k životnímu prostředí jsou zjišťovány na základě vývojového výpočtu (Probst, 1998). Anglické označení „Life-Cycle Assessment“ (LCA) je tímto vhodnější. Vyhotovení ekobilance stanovuje cílovou definicí, věcnou bilancí, odhadem účinku a interpretací získaných výsledků předem čtyři závazné dané kroky. Tato také v mezinárodním
11
měřítku uznávaná standardizace zaručuje širokou srovnatelnost výsledků. Ekobilance byla vyvinuta nejprve k hodnocení výrobků (ekobilance produktů). Mezitím se rozšířila také do jiných oblastí a umožňuje hodnocení v provozní rovině (provozní ekobilance), v procesuální rovině (procesuální ekobilance) a v regionální rovině (regionální ekobilance). Materialinput pro Serviceeinheit (MIPS, materiálový vstup pro servisní jednotku): Podobně jako v ekobilanci se provádí také v návrhu hodnocení životního prostředí MIPS nejprve věcná bilance. Omezuje se ostatně na určení materiálových ukazatelů. Na základě této věcné bilance je určován materiálový vstup přesahující životnost produktu a je stanoven ve vztahu k odpovídajícím výkonům (Schmidt-Bleek, 1993, cit. in Giegrich et al., 1995) Pozadím pro rozvoj tohoto nástroje je hypotéza, že je nemožné vyhotovit pro všechny disponibilní produkty podrobnou ekobilanci. MIPS má představovat možnost, jak zařadit do jednoho druhu screeningové ekobilance velké množství produktů a služeb s ohledem na jejich relevantnost k životnímu prostředí (Giegrich et al., 1995). Kumulované energetické náklady (výdaje)(KEA): Podobné jako pro MIPS platí též pro KEA. Jako vedoucí veličina jsou zde určeny místo materiálového vstupu energetické náklady každé produktové jednotky. Oproti úplné ekobilanci se dá tímto způsobem docílit značné pracovní úspory. Protože se dále úzce přidružuje ke spotřebě energie množství účinků na životní prostředí jako skleníkový efekt, okyselení, tvorba ozónu, hluk, lidsky a ekologicky toxické efekty, jakož i potřeba zdrojů, jeví se KEA jako přijatelný návrh (odhad) pro přehledovou ekobilanci (Giegrich et al., 1995). Ekologická stopa: Silný vztah k regionu má nástroj analýzy životního prostředí ekologické stopy. Metoda vyvinutá autory (Wackernagel et al. 1996 cit. in Jungbluth, 2000) vypočítává ekologickou snášenlivost určitého regionu. Ústřední hypotéza konceptu spočívá v tom, že v jednom regionu může být spotřebováno jen tolik zdrojů, kolik jich je v tomto regionu k dispozici. Zohledněné budou látkové a energetické toky oboru potravin, bydlení, dopravy, atd. Ekologická stopa je příkladem nástroje analýzy životního prostředí, jehož těžištěm je plakátové znázornění problematiky životního prostředí. Analýza produktových linií (PLA): V doposud představených nástrojích jsou zohledněny výhradně účinky na životní prostředí. Oproti tomu směřuje PLA k celostnímu hodnocení výrobku a zohledňuje podle toho také ekonomická a sociální kritéria. V mezioborovém návrhu se slučují výzkumy z různých oborů. Přitom může být ekologické hodnocení provedeno příkladně ekobilancí (Probst, 1998). Systémy indikátorů životního prostředí: Těžištěm
systému indikátorů životního
prostředí je zhotovení komprimovaných dat životního prostředí, která mohou být použita 12
k formulování politiky a evaluaci, jakož i k informování veřejnosti (Stahl, 1999). Systém indikátorů životního prostředí vyvinutý OECD (1993) člení indikátory do oblastí: zatěžující emise (Pressure), stav (State) a opatření k ochraně životního prostředí (Response). Alternativně se nechají indikátory životního prostředí podobně jako u ekobilance také dále dělit na problémové oblasti vztahující se k životnímu prostředí. Paralelní zúčtování ekologických a ekonomických parametrů: Koncept „Paralelního zúčtování ekologických a ekonomických parametrů“ (Reitmayr, 1995) spojuje prvky ekobilance
s provozním účetnictvím a
hodí
se
především k doplnění
stávajících
ekonomických kalkulací o ekologické parametry. Audit životního prostředí: Také v zákonně řízeném auditem životního prostředí podle vyhlášky (EWG) 1836/93 se určují ekologické vlivy podle předem daného postupu, podobně jako u ekobilance. Těžiště tohoto nástroje leží ostatně ve výstavbě a přezkoušení provozního systému ekologického managementu. Také audit životního prostředí mimo jiné konkrétně předepisuje, které provozní zaváděcí kroky je třeba provést, jako například kontrolní opatření a zahrnutí spolupracovníků. Zkouška ekologické snášenlivosti (UVP): UVP zkoumá potenciální ekologické účinky konkrétních stavebních záměrů na člověka, zvířata, rostliny, půdu, vodu, vzduch, klima a krajinu. Je zákonem řízena (Zákon o zkoušce ekologické snášenlivosti, srovn. Umweltbundesamt, 2001) a je pro řadu stavebních záměrů závazně předepsána. Na základě místního specifického plánování konkrétního projektu, jako je například stavba silnice, je na UVP kladen silný místní zřetel. Při provádění UVP se provádí nejprve průzkum ekologické snášenlivosti (UVU). Ten slouží jako rozhodovací základna ke sladění s dalšími plánovacími veličinami hodnocení, jako například s hospodářskou nutností procesu. V protikladu k ekobilanci není postup závazně řízen a dá se podle toho specificky směrovat na jednotlivé případy. Kvalita UVP je zajišťována mezi jiným úřední kontrolou a soudní napadnutelností výsledků. Odhad technických následků (TFA): Odhady technických následků analyzují techniku, případně možnosti jejího rozvoje se zřetelem na vědecké, technické, zdravotní, lidské, sociální a další následky. Podle autora Stahl (1999) spočívá cíl TFA v tom, aby byly v předstihu rozpoznány šance využití a rizika techniky a tím aby TFA plnila funkci včasného varování. Odhady technických následků mohou být prováděny pro jednotlivé technologické obory, ekologické obory, ale také pro skupiny produktů.
13
Index trvalé udržitelnosti životního prostředí – ESI Skupina expertů sdružená při Světovém ekonomickém fóru vytvořila Index trvalé udržitelnosti životního prostředí, který známe pod zkratkou ESI. Jedná se o způsob, jak objektivně srovnat stav životního prostředí v jednotlivých zemích. Česká republika v hodnocení ESI skončila na 29. místě ze 122 zemí. Podle ESI měla v minulosti Česká republika největší problémy se znečištěním vzduchu. Do tohoto indikátoru se zahrnují emise dusíku a síry, spotřeba uhlí a používání automobilů. Od roku 1989 se emise plynů v ČR výrazně snížily, průmyslová výroba totiž poklesla a emise podniků se začínají přizpůsobovat EU v důsledku zavádění nových, progresivních technologií. Index ESI porovnává 22 ukazatelů z oblasti životního prostředí i ekonomických podmínek státu. Analyzuje celkový stav životního prostředí i ekonomické růstové faktory v pěti oblastech: komparace životního prostředí, snižování znečištění, stav společnosti a kvalita institucí, zlepšování zdraví populace a mezinárodní aktivita na poli životního prostředí. Někteří vědci však upozorňují, že vzhledem ke globálním změnám způsobeným člověkem na zemi, které už možná definitivně vylučují možnost dlouhodobého setrvání dosavadních společenských, ekonomických a sociálních forem lidských společností na této planetě, už je na trvale udržitelný vývoj pozdě. Indikátory trvale udržitelného rozvoje Indikátory slouží jako informační systém vypovídající o míře udržitelnosti či neudržitelnosti rozvoje. Strategie trvale udržitelného rozvoje je proces neustálého hledání konsensu mezi různými zájmy. Znamená to nalézt nebo definovat ukazatele (indikátory), které by s dostatečnou vypovídací schopností informovaly o tom, jak se určitý dohodnutý cíl daří (nebo nedaří) naplňovat.
Charakteristika indikátorů Aby byly indikátory skutečně prakticky použitelné, měly by splňovat několik požadavků, z nichž ty následující lze považovat pro nás za nejdůležitější: -
Reprezentativnost, tj. musí být jasné, jaký jev daný indikátor reprezentuje. Kromě volby správného obsahu to předpokládá volbu správné prostorové a časové dimenze takového ukazatele.
-
Reálná zjistitelnost (popřípadě měřitelnost), tj. jeho zjištění musí být metodicky a technicky možné, a to bud' vlastním šetřením nebo převzetím z existujících 14
statistických databází. -
Jednoduchost, pochopitelnost, tj. jeho konstrukce a hodnoty musí být srozumitelné a pochopitelné adresátovi.
-
Cenová dostupnost, tj. náklady na jeho zjišt'ování by měly být přijatelné. Znamená to, že užitek plynoucí ze zjištěné informace musí převyšovat náklady na pořízení této informace.
-
Efektivnost, tj. měly by být voleny pokud možno tak, aby umožňovaly hodnotit klíčové body daného procesu či jevu.
Poslední dva požadavky vedou k formulaci souboru indikátorů, který respektuje známou zásadu, při rozhodování vystačit s "minimem relevantních podkladů". Z obecné definice indikátorů vyplývá, že jsou těsně svázány s procesy nebo jevy, které charakterizují. Z hlediska zjistitelnosti to mj. znamená, že ne všechny budou měřitelné pomocí kardinálních veličin. Je nutné počítat se širokou škálou veličin, kardinálními počínaje a tzv. měkkými daty (včetně expertních odhadů) konče. Jednou z důležitých vlastností indikátoru je adresát, či příjemce informace, kterou v sobě indikátor (jeho hodnota) nese. Toto pragmatické hledisko říká, že konstruovat a měřit jakýkoliv indikátor má cenu jen tehdy, když dokážeme identifikovat jednotlivce nebo instituci, která takto získanou informaci může a je ochotna použít ve svém rozhodovacím procesu. Vývoj indikátorů Původně byla pod pojmem indikátory trvale udržitelného rozvoje chápána především oblast životního prostředí. První mezník ve vnímání otázek životního prostředí, ale i v oblasti informací o životním prostředí tvoří konference ve Stockholmu 1972, která doporučila Organizaci Spojených národů zřídit program pro životní prostředí. Je to UNEP (United Nations Environmental Program), který sídlí v Nairobi. Za druhý mezník je možné označit konferenci v Riu 1992, která znamenala především přijetí myšlenky trvale udržitelného rozvoje. V Riu byla též přijata Agenda 21 tisícistránkový dokument se 40 kapitolami, v nichž se v podstatě definuje trvale udržitelný rozvoj. Kapitoly 8 a 40 Agendy 21 jsou oficiálním vyjádřením nutnosti vytvořit indikátory jako adekvátní podklad pro rozhodování na všech úrovních řízení od lokální až po mezinárodní. V kapitole 8 je zdůrazněna potřeba integrace socioekonomické a 15
environmentální dimenze v indikátorech spolu s nutností široké veřejné účasti na tvorbě a vyhodnocování indikátorů. Vzhledem k složité podstatě setrvalého rozvoje existuje celá řada indikátorů. První návrhy indikátorů se začaly objevovat již před více jak 40-ti lety v USA (v roce 1950). To bylo hnutí za rozšířené indikátory společenského růstu v USA, Kanadě a Evropě) .Obtížnost postižení všech aspektů trvalé udržitelnosti v jednom indikátoru vedlo ke vzniku celé řady různých indikátorů . Existuje tak škála indikátorů od dílčích, zaměřených na určitou složku životního prostředí nebo sociální charakteristiku, až po souhrnné indikátory typu HDI (human, development index), ISEW (index of sustainable economic welfare) GSI (genuine saving index). Široká je i škála jednotek, v nichž jsou indikátory počítány, od popisu v naturálních jednotkách, přes finanční vyjádření až po kombinaci obou. (Cudlínová, 1999). Problémy spojené s rozvojem indikátorů Rozvoj indikátorů je spojen s celou řadou těžkostí. Základním problémem je především mnohodimenziálnost samotného předmětu řešení, postihující jak ekologickou tak sociální stránku rozvoje a jejich vzájemnou interakci. Problémy lze rozdělit na metodické a problémy spojené se statistikou a tzv. zeleným účetnictvím. Problémy metodické: -
Volba definice trvalé udržitelnosti, z níž hodnotící subjekt vychází (definice tzv. silné a slabé udržitelnosti).
-
Vyřešení často vznikajících konfliktů mezi žádoucími cíli a konflikty praktické realizace těchto cílů.
-
Zachycení vazeb často skrytých mezi indikátory vypovídajícími o zlepšení a indikátory tzv. negativními.
-
Vystižení role ZO v hodnocení udržitelnosti rozvoje (tzv. dovoz a vývoz trvalé udržitelnosti).
Problémy spojené s tzv. zeleným účetnictvím -
Oceňování životního prostředí.
-
Dostupnost a souměřitelnost dat nutných pro naplnění indikátorů.
-
Možnosti zachycení příčinných souvislostí, tzv. rámce indikátorů (pro indikátory z oblasti ŽP je nejznámější rámec zavedený OECD který má schéma vliv-stav-odezva,
16
tento rámec existuje v řadě modifikací, namísto vlivu je možno užít "driving forces"). Jen málo systémů národních účtů je schopno zachytit vzájemné souvislosti mezi příčinami, faktory, které způsobují zátěž životního prostředí a způsobem, jakým na tyto změny reaguje společnost. -
Výpočet tzv. druhotných emisí (sama výroba není producentem emisí, zátěží ŽP, ale navazuje na výroby, které patří k znečišťovatelům ŽP. Příkladem je výroba knih navazující na výrobu papíru).
Výběr, tvorba a výpočet indikátorůje spojen s řadou ne zodpovězených otázek typu: Kdo má právo výběru indikátorů - experti nebo komunity, o jejichž kvalitu života se jedná? Jak eliminovat nebezpečí zkreslené interpretace indikátorů na podporu politických zájmů? Do jaké míry je integrující přístup souhrnných ukazatelů přínosný a kde je zavádějící? Poslední otázka, týkající se volby souhrnných nebo dílčích ukazatelů, je natolik závažná, že jí věnujeme alespoň krátkou diskusi. Výhody a nevýhody agregovaných a jednoduchých indikátorů Podstata každého rozhodovacího procesu spočívá ve výběru jedné z několika možných variant podle námi stanovených kritérií (v našem případě hodnot indikátorů). Při rozhodování se postupuje obvykle bud' tak, že postupně eliminujeme "nejhorší" varianty nebo naopak "preferujeme" ty nejlepší. Předpokladem tohoto postupu je však vždy určité uspořádání těchto variant. Ačkoliv multiplicita cílů a tím pádem i kritérií je ve většině oblastí rozhodování všeobecně přijímána, tradiční rozhodovací modely aproximují chování subjektů jedním kritériem. Na monokriteriální filosofii se také zakládají přístupy o nalezení jednoho "komplexního" kritéria (nebo v naší terminologii komplexního nebo agregovaného indikátoru). Extrémním vyjádřením tohoto přístupu je pak stanovisko, že existence více kritérií neumožňuje provádět racionální rozhodování. Monokriteriální přístupy mají jistě své podstatné výhody především v jednoduchosti předpokladů. Tato jednoduchost je však na druhé straně jejich největší slabinou v případě, že výsledky z takto získaných modelů aproximujeme i za rámec přijatých předpokladů, což je, bohužel, běžná praxe.
17
Uspořádání množiny variant podle hodnot jednoho kritéria předpokládá převod všech parametrů charakterizujících jednotlivé varianty na hodnoty tohoto jediného kritéria. To v sobě však zahrnuje určité metodologické problémy. Při převodu na kteréhokoliv společného jmenovatele dochází ke zploštění problému na pouhou jeho jednu dimenzi a tím se automaticky ztrácí kvalitativní pohled na řešený problém. Předpokládá se volná zaměnitelnost kvalit v poměru jejich kvantitativního vyjádření pomocí převodních koeficientů nebo formálních vzorců. To je však v případě tak komplexního problému, jakým trvale udržitelný rozvoj nepochybně je, příliš silným a dalo by se dokonce říci nepřípustným předpokladem. Pomineme-li tyto připomínky, vystupuje do popředí otázka samotné kvality převodů, tj. otázka, nakolik se lze spolehnout na převodní koeficienty (formální operace), na jakém základě byly stanoveny a jakou mají tedy vypovídací schopnost. Formální koeficienty nebo operace jsou zpravidla dvojího druhu. Bud' jsou odvozeny na základě konkrétních (lokálních) měření a vystihují lokální podmínky. Jejich generalizace je velice obtížná. Nebo jsou to určité střední hodnoty stanovené na základě hromadných šetření. Na detailní úrovni však zpravidla postrádají smysl. Monokriteriální přístup zakládající rozhodnutí na hodnotách jednoho komplexního kritéria (indikátoru) v sobě potenciálně skrývá ještě jedno nebezpečí - přesun zodpovědnosti za složité rozhodnutí z konkrétního rozhodovatele na poměrně anonymní algoritmus. Volba indikátoru ať už souhrnného nebo dílčího závisí opět na hodnotícím subjektu, jeho úhlu pohledu a interpretaci trvalé udržitelnosti. Záleží na tom, z jaké definice trvale udržitelného rozvoje se vychází, zda je důraz kladen na sociální charakteristiky nebo spíše kvalitu životního prostředí, zda jde především o zohlednění časové nebo prostorové dimenze.
Setrvalé zemědělství a indikátory setrvalosti Setrvalé zemědělství jako forma managementu krajiny má jak časový, tak i prostorový rozměr. Časové měřítko závisí na přizpůsobivosti systému, prostor může být omezen např. hranicemi mezi půdně-klimatickými jednotkami nebo oblastmi. Sledování a hodnocení udržitelného rozvoje zemědělství je aktuální a obtížný problém. Současná teorie i praxe sleduje celou řadu indikátorů, kterými lze trvalou udržitelnost zemědělského hospodaření v krajině kvalifikovat.
18
Definice indikátorů setrvalosti zemědělství Indikátor setrvalosti můžeme definovat jako měřitelný faktor, jehož nevyváženost negativně ovlivňuje dlouhodobou výkonnost celého produkčního systému. Úkolem indikace setrvalosti je vytvořit základnu pro rozhodovací procesy na všech úrovních tak, aby se přispělo k dosažení udržitelných integrovaných systémů životního prostředí a rozvoje. Od sedmdesátých let minulého století věnuje informacím a indikátorům pro udržitelný rozvoj mimořádnou pozornost v celém světě řada institucí. Bylo vytvořeno mnoho systémů hodnocení a stovky až tisíce indikátorů setrvalosti. Nejpoužívanějším systémem indikace stavu prostředí je kmenový soubor indikátorů OECD, rozlišující asi 130 základních indikátorů podle vlivu a tlaku na prostředí, stavu a podmínek prostředí a sociální odezvu. Posuzování setrvalosti zemědělství pomocí indikátorů Zemědělský systém je ve své podstatě mnohovrstevný a jeho hodnocení z hlediska setrvalosti je velmi složité. Aby se zhodnotil stupeň setrvalosti jednoho produkčního systému, musí být sledováno mnoho vzájemně propojených indikátorů. Hlavním cílem tedy je vytvoření souboru diagnostických nástrojů pro určení stupně setrvalosti včetně navržení korekčních opatření, dříve než se systém stane nesetrvalým. Pokusy o udržování nesetrvalého zemědělství jsou drahé a nehospodárné, často mají pouze malou šanci na úspěch. Pro posouzení trvalé udržitelnosti systémů rostlinné a živočišné produkce a kvality prostředí je třeba využít co nejméně nákladných a snadno zjistitelných indikátorů, které co nejkomplexněji vypovídají o stavu agroekosystému nebo o trendech které sleduje jako např. strukturu osevního postupu, zastoupení trvalých travních porostů, podíl jetelovin v OP, obilnin, případně technických a energetických plodin, zatížení půdy dobytčími jednotkami apod. Těmito metodami je možné zpracovat hodnocení udržitelnosti na úrovni farmy i regionu. Je nutná redukce zahrnutých indikátorů na základě vysoké komplexnosti rozvoje využívání krajiny. V některých případech jsou vybírány indikátory vztahující se k regionu, při posouzení zemědělsky využívaného regionu lze výběr indikátorů životního prostředí omezit na minimum rozhodujících pro daný region. Na druhé straně však nesmí být výběr indikátorů silně omezen. Dalším problémem je, že vhodné indikátory ještě často chybí, což platí především pro takové modely, které pozorují rozvoj využívání krajiny ex-ante a tím neumožňují přímá měření.
19
Tab. 1: Principy vývoje indikátorů hodnocení udržitelnosti (Zachary In: Wascher, 2000) Využití existujících údajů -
existující údaje jsou užitečné, protože můžou poskytnout okamžité informace o metodách pro kvantifikaci indikátorů udržitelnosti. Avšak existující údaje nemusí být shromážděné nebo prezentované ve tvaru užitečném pro otázky udržitelnosti
Přehodnocení zásadních předpokladů -
u existujících údajů je předpoklad, že můžou být opakem k udržitelnosti. Pochopení těchto předpokladů a způsob jakým ovlivňují shromážděné údaje, může odhalit alternativní metody pro definování a kvantifikaci údajů udržitelnosti
Integrace dlouhodobého zaměření s krátkodobými změnami -
identifikace indikátorů, které jsou dostatečně citlivé na projevení změn v rámci jednoleté periody umožní lehké monitorování změn, jakož i soustavné sledování indikátorů, vyžadující dlouhodobější získávání údajů a monitorování
Přiřazení indikátorů na jedince -
identifikace indikátorů, které mohou být měřeny na bázi přepočtu na obyvatele mohou přinést velký počet reálných výsledků. Jsou jednoduché na identifikaci a můžou být extrapolované na celou populaci
Identifikace směru udržitelnosti -
bez modelu udržitelné společnosti není možné předpovědět konkrétní úroveň udržitelnosti. Místo konstruování cílů, je třeba určit směr každé změny indikátorů, buď pohyb směrů nebo od udržitelnosti
Prezentace indikátorů jako celého systémů -
indikátory prezentované izolované nedokážou vykreslit stav celé komunity
Určení vazeb -
identifikace a ohodnocení vazeb mezi indikátory může vyjádřit široký rozsah udržitelnosti společnosti. Vazby ukazují, že změna jednoho indikátora je obyčejně provázena změnami dalších indikátorů
20
Rozdělení indikátorů setrvalosti Podle oblasti indikace lze indikátory rozdělit na: 1) fyzikální 2) chemické 3) biologické 4) ekonomické 5) ekologické 6) sociální Fyzikální indikátory Z fyzikálních
faktorů
jsou
pro
indikaci
udržitelnosti
zemědělství
používány
charakteristiky půdního prostředí (zrnitostní složení půdy, hloubka prokořenitelného půdního profilu, specifická objemová hmotnost, polní vodní kapacita, momentální vlhkost a teplota půdy, větrná a vodní eroze apod.). Vhodnost použití základních fyzikálních indikátorů k oceňování kvality půdy potvrdila řada výzkumů. Americká Služba pro ochranu půdy (Soil Conservation Service – SCS) navrhla další fyzikální indikátory půdní kvality: -
infiltrace
-
drenáž
-
permeabilita
-
aerace
-
přenos tepla
-
sklon k tvorbě škraloupů
-
agregace
-
vývoj kořenového systému
-
hloubka omezujících zhutnělých vrstev
-
hrubost půdního povrchu
-
hloubka půdy
21
Tab. 2: Indikátor půdy 1: Vodní eroze (ztráta půdy) (Magdaléna Lacko-Bartošová a kol., 2005) Problém Zdůvodnění,
Ztráta půdy -
nevhodné pěstitelské postupy podporují ztráty půdy vodní erozí v citlivých oblastech, základní polnohospodářská produkce je
podstata
ireverzibilně zničená Realizovatelnost
-
existující příklady z Francouzska (mapa), může být rozšířená na celou Evropu
Argumentace
-
definování neudržitelného využívání krajiny, jakož i požadované ochranné opatření pro cílové regiony, může být odvozený odhad ztrát půdy pro rozlišné pěstitelské postupy
Spolehlivost
-
prostorová škála informací v celoevropské dimenzi bude hrubší a výsledky budou jen na semi-kvantitativní škále. Avšak budou definované a vyznačené citlivé oblasti eroze pro přiměřenou odezvu. V lokálním měřítku může být ta samá metoda založená na podrobnějších informacích (národní půdní mapy)
Zdroj informací,
-
půdní mapa Evropy 1:1 000 000, CORINE, Elevační model klimatických údajů, Mapa eroze půd Slovenska (VÚPOP)
odkazy
22
Tab. 3: Indikátory půdy 2: Zhutnění půdy (ztráta půdy) (Magdaléna Lacko-Bartošová a kol., 2005) Problém Zdůvodnění,
Zhutnění půdy -
zvýšení používání těžkých mechanismů, doprava nebo obdělávání v podmínkách když je půda vlhká podporuje utlačení půdy, klesá
podstata
polnohospodářská produktivita Realizovatelnost
-
hodnocení ohroženosti půdy může být na základě informacích obsažených v půdních mapách, Evropská půdní mapa 1:1 000 000 může dát jen velmi hrubý odhad, vyžaduje se další práce na hodnocení
Argumentace
-
už zhutněné půdy jsou méně citlivé k dalšímu utlačení
Spolehlivost
-
odhad nebezpečí zhutňování půdy z půdních charakteristik byl dělaný na základě vícenásobné regresní analýzy, vyžaduje se hodnocení z rozlišných částí Evropy
Zdroj
-
národní půdní mapy,
informací,
-
půdní mapa Evropy 1:1 000 000
odkazy
23
Tab. 4: Stav vody: problémy, indikátory, složky a ohodnocení (Magdaléna Lacko-Bartošová a kol., 2005) Problém
Indikátor
Složky
Ohodnocení
1.dusičnany v řekách**
N***
AA
Zátěž
2.fosfor v řekách
P***
BC
živin
3.dusičnany v podzemní vodě***
NO3
AA
vyplavování dusičnanů v půdě
AA
4.vyplavování dusičnanů
Zátěž
1.pesticidy v podzemní vodě
AAB
2.pesticidy v řekách/povrchových
AAA
vodách**
pesticidů 3.pesticidy v pitné vodě
atrazín
AAB
4.pesticidy v sedimentech
A
5.pesticidy ve vodních organismech
A
Celková 1.kvalita pitné vody kvalita
pesticidy celkově,
2.závažnější ionty v podzemní vodě
pitná voda překračující
CC
standard
B
3.vodní rostliny a živočišná
A
společenstva 1.hladina spodní vody
AC
Kvantita 2.průtok řek vody
B
3.suché oblasti
srážky, evaporace,
AA
4.vodní bilance
spotřeba
BA
5.zásoba vody v rezervoárech *
ohodnocení: významnost indikátorů, A = vysoká, B = střední, C = nízká
**
OECD snaha – identifikovat oblasti/vodstva, které jsou ohrožené/citlivé
***
OECD a EEA aktivity
CC
24
Tab. 5: Indikátor vzduchu 1: Ekvivalent skleníkových plynů (hustota hospodářských zvířat) (Magdaléna Lacko-Bartošová a kol., 2005) Problém Zdůvodnění,
Globální oteplování -
i když methan přispívá relativné malým podílem (11%) k globálnímu oteplování, má výrazný podíl (38%) v sektoru
podstata
polnohospodářství. Pochází ze střevní fermentace a z odpadů chovu hospodářských zvířat (hnůj) Realizovatelnost
-
hustota stavu hospodářských zvířat je dostupná na úrovni EU
Argumentace
-
přímé měření methanu může být tématem výzkumu, kalkulace se opírá jen o ekvivalenty skleníkových plynů
Spolehlivost
-
údaje o hustotě HZ shromážděné EUROSTATem jsou relativně spolehlivé. Náležitou pozornost vyžaduje vliv hnoje co se týče půdy, typu vegetace a typu HZ
Zdroj
-
údaje EUROSTATu o dobytčí jednotce (LSU Livestock Unit) na ha
informací, odkazy
25
Tab. 6: Indikátor vzduchu 2: Ekvivalent skleníkových plynů (plodiny / hnojiva) (Magdaléna Lacko-Bartošová a kol., 2005) Problém Zdůvodnění,
Globální oteplování -
oxid dusný přispívá jen polovičním množstvím skleníkových plynů v porovnání s methanem, největší výstup v EU 15 (52%) pochází
podstata
z polnohospodářství, téměř všechen (94%) z polnohospodářsky využívaných půd Realizovatelnost
-
informace odvozené z aplikace hnojiv a nepřímo z údajů o využívání krajiny, konkrétně o typu pěstovaných plodin jako náhradním modelu pro aplikaci hnojiv
Argumentace
-
přímé měření oxidu dusného je technicky nerealizovatelné, ledaže v rámci výzkumných projektů. Základem pro většinu hodnocení skleníkových plynů je model kalkulace výstupu N2O
Spolehlivost
-
stále existují velké rozdíly mezi údaji členských států. Pro účel hodnocení globálního oteplování se zdají být údaje dostatečné
Zdroj
-
informací,
údaje EUROSTAT, údaje o aplikaci hnojiv z FSS (Farm Structure Survey)
odkazy
Chemické indikátory U chemických indikátorů se především stanovuje obsah celkového uhlíku a dusíku, půdní kyselost a obsah přijatelných živin, potenciálně mineralizovaný dusík resp. potenciální vyplavování dusíku z půdy apod.. Biologické indikátory Biologické indikátory hodnotí mikrobiální biomasu a její aktivitu, respiraci půdy. Je navrhováno také využití k hodnocení úrovně setrvalosti principů termodynamiky. Systémy s převahou rozkladných procesů hodnotí jako méně setrvalé než systémy s převahou procesů (biologické – fotosyntéza, růst rostlin, humifikace, fyzikální – agregace, vytváření půdní struktury), jejichž výsledkem jsou složitější látky.
26
Ekonomické indikátory Při
ekonomickém
hodnocení
se
posuzují
ekonomické
výsledky,
produkce,
zaměstnanost, příjmy apod. Z hlediska zemědělské praxe jsou zatím nejvíce prozkoumány indikátory setrvalosti vztahující se k produktivitě zemědělské výroby a k ekologickým aspektům systémů hospodaření. Hlavní pozornost je soustředěna na úroveň hospodaření a jeho produktivitu vzhledem k ekologickému potenciálu půdy, udržování diverzity rostlinných druhů a ochranu přírodních zdrojů a sociálně-ekonomickou životaschopnost s ohledem na ekonomiku v rozměru regionu a země. Ekologické indikátory Při ekologickém hodnocení se berou v úvahu biotické a abiotické indikátory. Pro hodnocení ekologické setrvalosti jsou nejvýznamnějšími faktory udržování a zlepšování biodiverzity jak v obhospodařovaných, tak i v sousedících přirozených ekosystémech a udržování kvality prostředí a nepřekračování limitů znečištění. Měření biodiverzity (např. index disturbance pro obojživelníky a index pro koroptve) je jedním z nejdůležitějších indikátorů setrvalosti protože bohatství druhů přispívá k ekologické komplexnosti vyúsťující ve stabilitu ekosystému, v jeho přizpůsobivost a další důležité vlastnosti. Obzvláště problematické se zdá být v této souvislosti hodnocení biotických a krajinně-estetických stavů. Metoda změny využívání krajiny jako indikátoru pro biotiku a estetiku krajiny ovšem připouští jen velmi omezené závěry o skutečných kvalitách biotiky. Existují ale i alternativní možnosti, jsou vyvíjeny modely k zjištění rozmanitosti druhů v závislosti na zemědělských faktorech využití (ANIMO) integrující ho do modelu využívání krajiny. V budoucnu bude nutné, rozšířit rozsah „ekologického“ hodnocení a zlepšit kvalitu indikátorů životního prostředí, které jsou základem hodnocení.
27
Tab. 7: Indikátor využívání krajiny 1: Podíl travných porostů na polnohospodářsky využívané ploše (Magdaléna Lacko-Bartošová a kol., 2005) -
Problém
ochrana půdy, kvalita vody, biodiversita (rozšíření biotopů, populace druhů), krajinná diversita, koherence, kulturní identita
Zdůvodnění,
-
indikuje použití polnohospodářského produkčního systému
-
FADN poskytuje informace o použitém produkčním systému na
podstata Realizovatelnost
úrovni farem v členských státech Argumentace
-
Spolehlivost
-
FADN poskytuje informace o použitém produkčním systému na úrovni farem v členských státech
-
Zdroj
FADN poskytuje informace o použitém produkčním systému na úrovni farem členských států
informací, odkazy
Tab. 8: Indikátor využívání krajiny 2: Hustota hospodářských zvířat (Magdaléna LackoBartošová a kol., 2005) Problém
-
ochrana půdy, utlačení půdy, kvalita vody, kvalita vzduchu, zdraví lidí,globální oteplování, biodiversita(druhů a biotopů), charakter krajiny, koherence, kulturní identita -
Zdůvodnění,
odráží koncentraci hospodářských zvířat v regionech
podstata Realizovatelnost -
EUROFARM periodicky inovuje údaje založené na strukturálních vlastnostech polnohospodářské produkce
Argumentace
-
nepřímý a hrubý indikátor dodávání hnoje z produkčního systému hospodářských zvířat -
Spolehlivost Zdroj informací,
-
harmonizace procesů pro živočišnou výrobu FFS (Farm Structure Survey) Průzkum struktury farem z EUROSTAT-u
odkazy
28
Sociální indikátory Sociální indikátory hodnotí faktory týkající se populace a jejího stavu a podmínek v dané oblasti. Spadá sem např.: -
Osídlení (hustota, trendy, migrace)
-
Věková struktura
-
Zastoupení pohlaví
-
Porodnost / úmrtnost
-
Věk farmářů
-
Změny v podnikání
-
Úroveň vzdělání
-
Populační struktura
-
Poradenství a osvěta
-
Sociální síť
-
Školy (vzdělání)
-
Zdravotnictví
-
Spoje
-
Cestní síť (lokální, regionální doprava)
-
Služby (pošty, obchody)
-
Instituce volného času (kultura, sport) Nástroje podpory sociální funkce spočívají mimo jiné ve změnách v hodnotovém
systému člověka, aktivní politice zaměstnanosti, podpoře aktivního využití volného času, podpoře nezaměstnaným, apod..
29
Použitá a doporučená literatura: 1. DRESNER, S.: The principles of sustainability. London 2002, 200s. 2. PRIEWASSER, R.: Dimensionen der Umweltwirtschaft. Linz 2005, 345s. 3. SISSABY A. (ed.): The economics of sustainable development. Michigan 2005. 190s. 4. LOMBORG B.: Skeptický ekolog. Praha 2005, 588s. 5. ALTIERI MA, Agroecology: The Science of Sustainable, 1995, Westview ; London, 433p 6. HINDMARCH, C.: Land Management: The hidden costs. British Ecological Society, London, 2000, 65s. 7. COOPER, P.J., VARGAS, C.M.: Implementing sustainable development. From global policy to local action. Rowman and Littlefield Publishers, USA, 1992, 424. 8. SUMMER, J.: Sustainibility and the civil commons. Rural communities in the age of globalisation. University of Toronto Press, Canada, 2005, 180s. 9. JUNGBLUTH, N.: Umweltfolgen des Nahrungsmittelkonsums: Beurteilung von Produktmerkmalen auf Grundlage einer modularen Ökobilanz. Dissertation ETH. Nr. 13499, Zürich, 2000. 10. STAHL,
B.:
Methodenvergleich
und
Methodenentwicklung
zur
Lösung
der
Bewertungsproblematik in produktbezogenen Ökobilanzen. Frankfurt am Main, 1999. 11. PROBST, B.: Ökologische Beurteilung unterschiedlicher Produktionssysteme, von Brot unter besonderer Berücksichtigung, regionaler Produktion: Ein Vergleich auf Basis der Ökobilanzierung.
Diplomarbeit
der
Gruppe
für
Wirtschaftsgeographie
und
Regionalforschung an der Universität Bern, 1998 12. REITMAYR, ökonomischen
T.:
Entwicklung und
eines
rechnergesützten
ökologischen
Beurteilung
Kennzahlensystems von
zur
agrarischen
Bewirtschaftungsformendargestellt an einem Beispiel. Agrarwirtschaft, Sondreheft 147. Holm, 1995. 13. CUDLÍNOVÁ, E., LAPKA, M., BARTOŠ, M.: Problems of Agriculture and Landscape management as percieved by farmers of the Sumava mountains (Czech Republic). In: Landscape and Urban Planning, elsevier 46, 1999. 14. LACKO/BARTOŠOVÁ,M. a kol.: Udržatelné a ekologické polnohospodárstvo, SPU Nitra,2005.
30
