Uwarunkowania ekonomiczne rozwoju zakładów fermentacji odpadów

Koszty inwestycyjne i eksploatacyjne zakładu fermentacji metanowej są zależne od jego przepustowości oraz zastosowanej technologii. Generalnie dla małych obiektów są one większe niż dla kompostowni o podobnej wielkości. W przypadku obiektów o przepustowości powyżej 40000 Mg/rok koszty inwestycji kompostowania i fermentacji są porównywalne [Rysunek 20]. Duża rozpiętość kosztów instalacji o tej samej przepustowości wynika zazwyczaj z różnego wyposażenia technicznego.

Rysunek 20. Zmiany jednostkowych wskaźników kosztów budowy ($/Mg odpadów) instalacji do kompostowania i fermentacji odpadów w zależności od rocznej ich przepustowości [18]

Koszty eksploatacyjne zakładów pracujących według technologii mokrej wahają się w granicach 37-150 $/Mg wsadu, natomiast dla technologii suchej 35-90 $/Mg wsadu. Przykładowo dla technologii BTA jest to 125-150 $/Mg wsadu, a dla technologii DRANCO 35-55 $/Mg wsadu. Dla porównania koszty eksploatacyjne kompostowni kształtują się na poziomie 25-84 $/Mg odpadów. Doświadczenia zakładów niemieckich pokazują, że koszty przeróbki odpadów w kompostowniach i zakładach fermentacji stają się porównywalne przy przepustowości 15000 Mg/rok, a w przypadku wyższych wydajności są

korzystniejsze dla technologii fermentacji metanowej. Rozkład kosztów eksploatacyjnych w zależności od przepustowości instalacji dla lat 1992-1996 przedstawiono na Rysunku 21.

Rysunek 21. Zależność kosztów eksploatacyjnych zakładów fermentacji metanowej bioodpadów od przepustowości instalacji [3]

Barierą dla rozwoju technologii może stać się ryzyko ekonomiczne związane ze stosunkowo małą ilością pracujących obiektów tego typu. Koszty budowy oraz eksploatacji zakładów są trudne do przewidzenia, uzależnione są od zmieniających się warunków rynkowych oraz specyfiki regionu. Technologie mogą produkować wyłącznie energię cieplną, wyłącznie energię elektryczną lub pracować w systemie skojarzonym (kogeneracyjnym). Niektóre zakłady sprzedają gaz do wykorzystania przez inne obiekty. Niepewny zbyt wszystkich produktów fermentacji (energii z biogazu, kompostu i płynnego nawozu organicznego) stanowi ryzyko handlowe i może również w znaczący sposób wpłynąć na koszty technologii. Poza tym w przypadku powstania większej ilości obiektów należy liczyć się z ryzykiem rywalizacji zakładów o najlepszy materiał wsadowy. Gwarantuje on bowiem najwyższy uzysk biogazu. Taka sytuacja ma miejsce w Danii. W przyszłości w przypadku bankructwa kilku zakładów może dojść do pogorszenia reputacji technologii fermentacji i zwiększenia ryzyka inwestycji. Dlatego znaczącą rolę odegrać mogą towarzystwa ubezpieczeniowe.

Wraz z rozwojem technologii, budowaniem nowych zakładów i zbieraniem doświadczeń eksploatacyjnych ryzyko będzie malało. Jednym z głównych zadań koncernów oferujących technologie fermentacji jest gwarancja długoterminowego użytkowania zakładu. Stanowi to klucz do jego ekonomicznego sukcesu. Mniejsze firmy powinny liczyć na mechanizmy pomocy finansowej, np. nisko oprocentowane pożyczki dla projektów komunalnych.

W wielu krajach UE istnieją preferencyjne ceny energii ze źródeł odnawialnych. W niektórych przypadkach, np. w Danii (Action Programme for Centralised Biogas Plants) oraz Wielkiej Brytanii (Non Fossil Fuel Obligation) zdecydowano się na wsparcie technologii beztlenowych. Jednak dogodne warunki do rozwoju fermentacji mogą być również spełnione dzięki zaostrzeniu przepisów dotyczących zanieczyszczenia wód albo wysokich podatków obciążających energię pochodzącą ze źródeł nieodnawialnych. Również przepisy dyrektywy w sprawie ziemnych składowisk odpadów [11] nakładające obowiązek ograniczenia zawartości materii organicznej w odpadach kierowanych na składowiska w znaczący sposób powinny przyczynić się do rozwoju metod fermentacji.

Ekonomika technologii fermentacji wymaga również uzyskiwania dochodów ze sprzedaży osadu przefermentowanego jako kompostu. Podstawą zwiększenia zapotrzebowania na ten produkt powinna być gwarantowana dobra jakość kompostu oraz używanie znaku ekologicznego.

Dla rolników inwestujących w fermentację gnojowicy i innych odpadów rolniczych wskaźnikiem opłacalności może być nie tylko kwestia finansowa związana z produkcją energii. Znaczenie mają również: redukcja odorów, łatwość wykorzystania produktów fermentacji oraz korzyści środowiskowe.

Technologie fermentacji metanowej mogą stać się opłacalne ekonomicznie bez zewnętrznej pomocy, ale istnieje potrzeba pełnej wyceny wszystkich zysków. Technologie te przynoszą wiele korzyści środowiskowych, które w tradycyjnych metodach podejmowania decyzji nie są wyceniane.

Bodziec dla rozwoju beztlenowych metod unieszkodliwiania odpadów rolniczych może stanowić uwzględnianie kosztów degradacji środowiska powodowanej przez te odpady. Są one bowiem przyczyną zanieczyszczenia wód ściekami oraz źródłem emisji metanu do atmosfery. Dodatkowym czynnikiem będzie rezygnacja państw europejskich z subsydiowania nawozów sztucznych. Również objęcie w kosztach energii z paliw kopalnych ich wpływu na środowisko przyczyni się do podwyższenia cen na energię oferowaną przez zakłady konwencjonalne. Będzie to dużym impulsem dla rozwoju energetyki odnawialnej.

Charakterystyka środowiska wodnego w sopockich ciekach i przybrzeżnej strefie Zatoki Gdańskiej

Wszystkie zarejestrowane wartości parametrów środowiska dla stanowisk objętych zakresem badań zawarto w Załączniku 1 znajdującym się na końcu pracy. Zebrane dane wykorzystano do scharakteryzowania i porównania jakości wód cieków i wód Zatoki Gdańskiej oraz oceny ich wpływu na stan środowiska w przybrzeżnej strefie tego akwenu.

Fizyczno-chemiczne parametry wody i osadu w potokach

W okresie poboru prób temperatura wody (tab. 5.1) zmieniała się w zakresie od 4,9 °C (dla stycznia i lutego) do 14,5 °C (dla lipca i sierpnia). W przypadku Potoku Swelinia najniższe zanotowane temperatury wynosiły nawet 2,1 °C, a najwyższe dochodziły do 20,0 °C (stanowisko S2, lipiec 1999). Różnica temperatury wód na poszczególnych stanowiskach wynosiła od 3,5 °C dla Potoku Babidolskiego i Grodowego do 9,6 °C dla Potoku Haffnera. Dla Potoku Swelinia amplitudy temperatury wody były znacznie wyższe – kształtowały się na poziomie od 13,2 °C dla stanowiska S1 do 17,1 °C dla stanowiska S2. W przypadku pomiarów wykonywanych w tym samym czasie zmiany temperatury wody wzdłuż biegu cieków mieściły się w wąskim zakresie ok. 1 – 2 °C. Jedynie w Potoku Swelinia latem dochodziły nawet do 5,0 °C. Przeważnie, na stacji S2 w okresie letnim wody zawsze były o kilka stopni cieplejsze niż na innych stacjach.

Przeprowadzone testy ANOVA rang Kruskala-Wallisa i Chi-kwadrat nie wykazały istotnych różnic temperatury wzdłuż biegu każdego z cieków (tab. 5.2) oraz pomiędzy poszczególnymi ciekami (tab. 5.3).

Zasolenie o wartościach wyższych od 0 psu zanotowano na stacjach badawczych wszystkich cieków z wyjątkiem Potoku Swelinia (tab. 5.1). Podwyższone wartości zasolenia występowały głównie w ujściach cieków. Zasolenie na stanowiskach ujściowych okresowo wzrastało do 1,1 psu w wodach Potoku Babidolskiego i Haffnera oraz do 2,4 psu w wodach Potoku Grodowego. Podwyższone wartości tego parametru od 0,1 psu do 0,4 psu zarejestrowano w górnym i w środkowym biegu Potoku Haffnera, Babidolskiego i Grodowego w okresie późnej jesieni (listopad i grudzień).

Tabela 5.1. Wartości średnie, minimalne i maksymalne dla wybranych fizyczno- chemicznych parametrów wody i NPL coli w sopockich ciekach w latach 1999­2002 (wartości NPL coli wg. WIOŚ Sopot). stan. temperatura [°C] zasolenie [psu] pH tlen [mg-dm-3] NPL coli H1 9,5 (5,8 – 13,4) 0,0 7,8 (7,3 – 8,4) 9,7 (5,7 – 14,3) 2748 (23 – 24000) H2 9,4 (4,9 -13,6) 0,0 (0,0 – 0,1) 8,3 (7,7 – 8,5) 11,1 (8,9 – 19,0) 2023 (23 – 9500) H3 8,9 (4,9 – 14,5) 0,1 (0,0 – 1,2) 8,2 (7,6 – 8,6) 10,4 (8,5 – 15,9) 3516 (230 – 24000) B1 9,0 (7,1 – 11,4) 0,0 (0,0 – 0,4) 7,6 (7,4 – 7,9) 9,5 (7,2 – 12,3) 1556 (5 – 9500) B2 9,4 (6,4 – 11,8) 0,0 8,2 (7,4 – 8,4) 10,8 (8,6 – 15,3) 1164 (5 – 6200) B3 9,1 (6,4 – 12,3) 0,1 (0,0 – 1,1) 8,1 (7,7 – 8,6) 9,8 (7,4 – 14,9) 3665 (5 – 230000) G1 8,4 (7,2 – 9,8) 0,0 (0,0 – 0,2) 7,8 (7,6 – 8,0) 8,7 (6,3 – 9,8)   G2 8,5 (6,0 – 10,9) 0,0 8,2 (7,7 – 8,9) 10,7 (8,9 – 14,4) 291 (5 – 900) G3 8,5 (5,0 – 11,6) 0,0 (0,0 – 2,4) 8,0 (7,7 – 8,7) 9,1 (0,0 – 17,7) 2559 (5 – 24000) S1 8,0 (2,6 – 15,4) 0,0 8,1 (7,7 – 8,3) 10,9 (8,6 – 14,8)   S2 9,1 (2,3 – 20,0) 0,0 8,0 (7,7 – 8,4) 9,1 (5,5 – 12,2) 2396 (5 – 24000) S3 7,6 (2,2 – 16,9) 0,0 8,2 (7,5 – 8,4) 11,0 (8,5 – 15,1) 320 (5 – 2300) S4 8,5 (2,5 – 17,2) 0,0 8,3 (8,1 – 8,4) 10,8 (8,3 – 16,5)   S5 8,9 (2,1 – 17,3) 0,0 8,3 (6,6 – 8,5) 11,4 (8,9 – 17,3)

Tabela 5.2. Wyniki testów ANOVA rang Kruskala-Wallisa i Chi-kwadrat przeprowadzonych w celu wykazania różnic w wartościach parametrów środowiska wzdłuż biegu sopockich cieków (wartości istotne na poziomie 5 % zaznaczono pogrubioną czcionką). parametr środowiska Potok Haffnera Potok Babidolski Potok Grodowy Potok Swelinia ANOVA 2 X ANOVA 2 X ANOVA 2 X ANOVA 2 X temperatura 0,994 0,949 0,753 0,887 0,876 0,691 0,988 0,979 zasolenie 0,001 0,001 0,404 0,410 0,084 0,070 1,000 1,000 odczyn ~ 0,0 0,009 ~ 0,0 ~ 0,0 ~ 0,0 ~ 0,0 ~ 0,0 ~ 0,0 nas. tlenem 0,745 0,124 0,240 0,088 ~ 0,0 ~ 0,0 0,001 0,020 NPL coli 0,165 0,482 0,036 0,014 1,000 0,961 1,000 0,990

Tabela 5.3. Wyniki testów ANOVA rang Kruskala-Wallisa i Chi-kwadrat przeprowadzonych w celu wykazania różnic pomiędzy sopockimi ciekami na podstawie danych środowiskowych (istotne na poziomie 5 % zaznaczono pogrubioną czcionką). parametr środowiskowy test Kruskala-Wallisa test c2 temperatura 0,106 0,537 zasolenie 0,005 0,004 odczyn ~ 0,0 0,010 nasycenie tlenem 0,104 0,124 NPL coli 0,001 0,014

Przeprowadzone testy ANOVA rang Kruskala-Wallisa i Chi-kwadrat i nie wykazały istotnych zmian zasolenia wzdłuż biegu Potoku Babidolskiego, Grodowego i Swelinia (tab. 5.2). W przypadku Potoku Haffnera wykazano za pomocą testu U Manna- Whitneya istotne różnice na poziomie p = 0,003 pomiędzy stanowiskiem źródłowym i ujściowym (rys. 5.1). Ponadto w wyniku przeprowadzonych testów pod względem zasolenia wody wykazano istotną różnicę pomiędzy Potokiem Swelinia i pozostałymi potokami (tab. 5.3). Potok Swelinia różnił się istotnie od Potoku Haffnera na poziomie p ~ 0,0, od Potoku Babidolskiego na poziomie p = 0,024, a od Potoku Grodowego na poziomie p = 0,006 (rys. 5.2).

Rysunek 5.1. Zasolenie wody na poszczególnych stanowiskach w Potoku Haffnera.

Rysunek 5.2. Zasolenie wody w potokach sopockich.

Wartości odczynu wody (pH) na stanowiskach usytuowanych wzdłuż cieków zmieniały się w zakresie od 6,6 (stanowisko S5) do 8,9 (stanowisko G2) (tab. 5.1). Średnie wartości pH utrzymywały się na poziomie 7,8 – 8,4, natomiast wzdłuż biegu każdego z cieków wzrastały o około 0,2 – 0,7 jednostki.

Przeprowadzone testy ANOVA rang Kruskala-Wallisa i Chi-kwadrat wykazały istotne różnice pomiędzy wartościami odczynu (pH) wody wzdłuż biegu każdego z cieków (tab. 5.2). W przypadku Potoku Haffnera wykazano za pomocą testu U Manna-Whitneya istotne różnice pomiędzy stanowiskiem H1 (przeważnie o niższym pH wody), a dwoma pozostałymi stanowiskami H2 i H3 (p ~ 0,0) (rys 5.3). Wszystkie stanowiska Potoku Babidolskiego wykazywały istotne różnice względem odczynu (rys. 5.4). Stanowisko B1 (o najniższych wartościach pH) różniło się istotnie od stanowiska B2 (o najwyższych wartościach pH) i B3 na poziomie p ~ 0,0, natomiast stanowisko B2 od stanowiska B3 na poziomie p = 0,006. Podobna sytuacja miała miejsce w przypadku Potoku Grodowego (rys. 5.5). Stanowisko G1 (o najniższych wartościach pH) różniło się istotnie od G2 (o najwyższych wartościach pH) i od G3 na poziomie p ~ 0,0, natomiast stanowisko G2 od stanowiska G3 na poziomie p = 0,034. W przypadku Potoku Swelinia stanowiska S1 i S2 (o najniższym pH) nie różniły się istotnie między sobą. Różnice (p < 0,05) wykazano pomiędzy stanowiskiem S1, a S4 i S5 (o najwyższym pH), pomiędzy stanowiskiem S2, a stanowiskami S3, S4 i S5 oraz stanowiskiem S3 a stanowiskami S4 i S5 (rys. 5.6). Ponadto w wyniku przeprowadzonych testów wykazano istotne różnice (p < 0,05) pomiędzy potokami Haffnera i Swelinia, a potokami Babidolskim i Grodowym (rys. 5.7).

Rysunek 5.3. Odczyn (pH) wody na poszczególnych stanowiskach w Potoku Haffnera.

Rysunek 5.4. Odczyn (pH) wody na poszczególnych stanowiskach w Potoku Babidolskim.

Rysunek 5.5. Odczyn (pH) wody na poszczególnych stanowiskach w Potoku Grodowym.

Rysunek 5.6. Odczyn (pH) wody na poszczególnych stanowiskach w Potoku Swelinia.

Rysunek 5.7. Odczyn (pH) wody w sopockich ciekach.

Zawartość tlenu rozpuszczonego w wodzie na stanowiskach usytuowanych wzdłuż biegu cieków (tab. 5.1) zmieniała się w szerokim zakresie od ok. 5,5 mg-dm”³ (stanowisko S2 i H1) do 19 mg-dm”³ (stanowisko H2). Brak tlenu rozpuszczonego zanotowano jedynie na stanowisku ujściowym Potoku Grodowego (G3) w czerwcu 1999 roku. Średnie wartości tego czynnika utrzymywały się na bardzo wysokim poziomie od 8,7 mg O₂-dm”³ do 11,4 mg O₂-dm”³ i nieznacznie wzrastały wzdłuż biegu cieków. Wyjątek stanowił Potok Swelinia, gdzie na stanowisku S2 obserwowane wartości były przeważnie o 3 mg O₂-dm”³ niższe niż w innych odcinkach potoku.

Przeprowadzone testy ANOVA rang Kruskala-Wallisa i Chi-kwadrat nie wykazały istnienia istotnych zmian poziomu nasycenia tlenem wzdłuż biegu Potoku Haffnera i Babidolskiego (tab. 5.2). W przypadku Potoku Grodowego, stanowisko G1 różniło się od G2 na poziomie p ~ 0.0 i od G3 na poziomie p = 0.012 (rys 5.8). W Potoku Swelinia istotne różnice stwierdzono pomiędzy stanowiskiem S2 (o najniższej średniej zawartości tlenu rozpuszczonego w wodzie), a pozostałymi stanowiskami (rys 5.9).

Ponadto pomiędzy potokami pod względem nasycenia wody tlenem nie wykazano istotnych różnic na poziomie 5 % (tab. 5.3).

Rysunek 5.8. Zawartość tlenu rozpuszczonego w wodzie Potoku Grodowego.

Rysunek 5.9. Zawartość tlenu rozpuszczonego w wodzie Potoku Swelinia.

Wartości ogólnej liczby bakterii grupy coli w 100 ml wody uzyskane metodą probówkową (NPL) zmieniały się, zarówno w aspekcie czasowym jak i przestrzennym, w bardzo szerokim zakresie od 5 do 230 000 (tab. 5.1). Najmniejsze zmiany tego czynnika (5 – 900) zaobserwowano w Potoku Grodowym na stanowisku G2. Średnie wartości wskaźnika NPL coli wzrastały wzdłuż biegu każdego z cieków. Wyjątek stanowił Potok Swelinia, w którym na stanowisku S2 obserwowano najwyższe wartości tego czynnika.

Przeprowadzone testy ANOVA rang Kruskala-Wallisa i Chi-kwadrat nie wykazały istotnych zmian NPL coli wzdłuż biegu Potoku Haffnera, Grodowego i Swelinia (tab. 5.2). Istotne różnice na poziomie p = 0,02 i p = 0,04 uzyskano za pomocą testu U Manna- Whitneya dla Potoku Babidolskiego pomiędzy stanowiskiem ujściowym B3, a stanowiskami B1 i B2 (rys. 5.10). Ponadto wykazano istotne różnice w wartościach NPL coli pomiędzy poszczególnymi ciekami (tab. 5.3). Najbardziej wyróżniał się Potok Swelinia, który charakteryzował się najniższymi wartościami NPL coli (rys 5.11). Ponadto wykazano, iż potoki Grodowy i Haffnera różniły się istotnie pod względem tego wskaźnika na poziomie p = 0,009.

Rysunek 5.10. Wartości wskaźnika NPL coli dla wód Potoku Babidolskiego.

Rysunek 5.11. Wartości wskaźnika NPL coli dla wód sopockich cieków.

[ciąg dalszy nastąpi]

Metody ogólnej oceny jakości wody

Metody służące do określania ogólnej jakości wody uwzględniają wiele czynników chemicznych łącznie z ostatecznie biodegradowaną materią organiczną (BZT i ChZT) oraz związki azotu i fosforu. Przy ich konstruowaniu uwzględnia się też, choć nie zawsze, takie parametry jak: zawartość chlorków, pH wody i przewodnictwo. Do tej grupy metod zalicza się: tabele jakości, indeksy okrzemkowe i zbiorowiska okrzemek wskaźnikowych.

TABELE JAKOŚCI

Jako pierwsi tabelę dwustopniowego grupowania gatunków zaproponowali Coste i Leynaud (1974). Do jej opracowania posłużyły badania przeprowadzone na obszarze zlewni rzeki Sekwany. W metodzie tej uwzględniono 55 gatunków (tab. 2.7). W pierwszym rzędzie okrzemki zidentyfikowane jako relatywnie euyrytopowe podzielono na 4 grupy po 5 gatunków, od najbardziej do najmniej wrażliwych – pierwszy wiersz tabeli. W kolejnym etapie okrzemki podzielono na 7 podgrup po 5 gatunków charakterystycznych dla kolejnych odcinków cieków wodnych zgodnie z kolejnością w jakiej pojawiaj ą się w teoretycznym gradiencie od źródeł do ujścia cieku wodnego – pierwsza kolumna tabeli.

W wyniku zastosowania tej metody otrzymuje się indeks o wartościach od 1 do 10; wyższe wartości wskazują na rosnącą klasę jakości wody.

Metoda Coste i Leynaud (1974) została zmodyfikowana ramach Cemagref w 1984 roku. Wprowadzone zmiany polegały na zwiększeniu liczby gatunków do 110 i utworzeniu 5 grup i 6 podgrup składających się z 10 gatunków każda. W kolejnych latach metoda ta była rozwijana przez Descy i Coste (1990, 1991) w tzw. indeks Indice Diatomee de Descy

Tabela 2.7. Tabela 2° grupowania gatunków wg. Coste i Leynaud (1974).   GRUPY Achnanthes exilis A. minutissima et var. Denticula tenuis var. crassula Diatoma hiemale var. mesodon Meridion circulare et var. Cocconeis pediculus Cymbella ventricosa Diatoma vulgare Nitzschia dissipata Fragilaria construens et var. Fragilaria intermedia (et vaucheriae) F. pinnata Nitzschia acicularis N. linearis Rhoicosphenia curvata Navicula seminulum N. amphibia N. frustulum et var. N. kuetzingiana N. palea PODGRUPY   1 2 3 4 Achnanthes affinis A. linearis et var. Cymbella microcephala C. sinuate Navicula tridentula fo. parallela 1 10 9 8 7 Amphipleura pellucida Cymbella affinis Gomphonema constrictum var. capitata G. intricatum et var. pumila Fragilaria capucina et var. 2 9 8 7 6 Cymbella lanceolata C. prostrata Gyrosigma attenuatum G. spencerii var. nodifera Navicula gracilis 3 8 7 6 5 Cymbella cistula Gomphonema olivaceum et var. Navicula cryptocephala var. interm. N. pupula et var. Surirella ovata 4 7 6 5 4 Cymbella tumida Navicula gregaria Navicula viridula et var. Nitzschia filiformis Synedra pulchella 5 6 5 4 3 Diatoma elongatum et var. Gomphonema abbreviatum Gomphonema parvulum et var. Navicula accomoda N. gothlandica 6 5 4 3 2 Navicula mutica et var. N. neoventricosa N. vaucheriae Nitzschia clausii Synedra affinis 7 4 3 2 1

et Coste – CEE. Ostatecznie utworzono tabelę zawierającą 208 gatunków podzielonych na 8 grup (od gatunków charakterystycznych dla wód czystych do zanieczyszczonych) i 4 podgrupy (od gatunków eurytopowych, ale licznie reprezentowanych w czystych wodach kwaśnych i zasadowych do występujących w wodach lekko słonawych), którą testowano na ponad 300 ciekach wodnych w Europie.

W metodzie tej wartość indeksu uzyskuje się poprzez sumowanie udziałów procentowych gatunków dominujących w próbie lub wyliczenie ze wzoru na podstawie średnich wartości indeksów dla grup i podgrup odczytanych z tabeli 2.7.

ID = 12 – (MSG + MG)

gdzie: MSG – oznacza średnią wartość indeksu uzyskaną dla podgrupy,

MG – oznacza średnią wartość indeksu uzyskaną dla grupy.

Ostateczne wartości indeksu otrzymywane w wyniku zastosowania tej metody wahaj ą się od 1 do 20, co umożliwia porównanie ich z innymi indeksami okrzemkowymi oraz indeksami stosowanymi dla bezkręgowców.

INDEKSY OKRZEMKOWE

Indeksy okrzemkowe konstruowane do określenia ogólnej jakości wód bazuj ą na prezentowanym wcześniej (por. str. 24) równaniu średnich ważonych Zelinki i Marvana (1961).

Pierwszy wymierny indeks okrzemkowy zaproponował Descy (1979) na podstawie rezultatów badań przeprowadzonych w belgijskiej części rzek Meuse i Semois. Formułę indeksu (ID) uzupełnił listą 106 gatunków i odmian dla których podał wartości uwzględniające wrażliwość (1-5) i wartości wskaźnikowe (1-3) obliczone na podstawie kanonicznej analizy wieloczynnikowej okrzemek i danych chemicznych. Wartości indeksu, na podstawie których klasyfikuje się badane wody zmieniają się w zakresie wartości od 1 do 5 (tab. 2.8).

Indeks Descy (1979) krytykowali Leclercq i Manquet (1987) ze względu na generalnie wysokie wartości uzyskiwane w wyniku jego zastosowania wskazujące na wyższą jakość wód niż były one w rzeczywistości.

Formuła Zelinki i Marvana (1961) została również zaadoptowana przez Coste (w: Cemagref 1982) i posłużyła do utworzenia indeksu Indice de Polluosensibilite Specifique – IPS. Pierwsza wersja indeksu IPS zawierała 263 gatunki i taksony przejściowe. Podstawę klasyfikacji stanowiła 20 stopniowa skala, w której wzrost wartości odpowiada wzrastającej jakości wody. Od 1982 roku indeks IPS jest nieustannie modyfikowany i uzupełniany. Ostatnia wersja indeksu IPS zawiera wartości dla wrażliwości względem zanieczyszczenia (1-5) i potencjału indeksacyjnego (1-3) dla ponad 2500 taksonów wraz z ich synonimami (Prygiel i in. 1999a).

Tabela 2.8. Klasy jakości wody wg. Descy (1979). WARTOŚĆ ID ZBIOROWISKA OKRZEMKOWE JAKOŚĆ WODY > 4,5 zbiorowiska naturalne, bez zmian najlepsza biologiczna jakość, brak zanieczyszczenia 4,0 – 4,5 niewielkie zmiany w zbiorowiskach jakość bliska normalnej, niewielkie zanieczyszczenie 3,0 – 4,0 większe zmiany w zbiorowisku polegające na zmniejszeniu udziałów gatunków wrażliwych wody średnio zanieczyszczone lub silnie zeutrofizowane 2,0 – 3,0 wzrost udziałów i dominacji gatunków odpornych na zanieczyszczenia oraz spadek różnorodności zbiorowiska wskutek zmniejszenia udziałów lub zaniku gatunków wrażliwych wody silnie zanieczyszczone 1,0 – 2,0 silna dominacja kilku gatunków odpornych i zanik gatunków wrażliwych wody bardzo silne zanieczyszczone

Kolejny indeks Indice Diatomique Generiąue – IDG bazuje na 42 rodzajach i założeniu, iż występowanie przedstawicieli poszczególnych rodzajów związane jest z czystością wód (Rumeau i Coste 1988). Indeks uzupełniono opisem metodologii oraz kluczami do oznaczania dla 88 rodzajów i sekcji. Indeks ten był stopniowo modyfikowany i rozwijany w miarę jak tworzono nowe rodzaje i ostatecznie bierze pod uwagę 174 taksony. Przykłady niektórych rodzajów okrzemek charakterystycznych dla różnych wód zgodnie z propozycją Rumeau i Coste (1988) podaje tabela 2.9.

Pomimo, że praktyczne zastosowanie tej klasyfikacji w oparciu o charakterystyczne rodzaje okrzemek, ze względu na zbyt daleko posunięte uproszczenia, wykazało w wielu przypadkach niewłaściwą ocenę jakości wód (Prygiel i Coste 1993a, Round 1993), indeks IDG stanowił dla Prygiela i in. (1996) bazę do stworzenia nowego indeksu Indice Diatomiąue Artois-Picardie – IDAP. Indeks ten uwzględnia 45 rodzajów i 91 gatunków.

Jego prosta konstrukcja miała na celu zachęcenie odpowiednich instytucji do stosowania w monitoringu wód bazującego na florze okrzemkowej.

Tabela 2.9. Klasyfikacja jakości wody wg. Rumeau i Coste (1988). Table 2.9. Water classification by Rumeau and Coste (1988).

WODY CZYSTE/KWAŚNE	WODY NIEZNACZNIE WZBOGACONE SOLAMI BIOGENICZNYMI	WODY ŚREDNIO WZBOGACONE SOLAMI BIOGENICZNYMI DO BOGATYCH	WODY ZANIECZYSZCZONE
Eunotia Tabellaria Pinnularia	Hannaea	Cymbella Gomphonema Amphora Cocconeis	małe formy Nitzschia spp., Navicula spp.

W 1994 roku, dzięki współpracy 6 Agencji Wody (Agences de l’Eau) i Cemagref zaprojektowano indeks przeznaczony do stosowania w sieci monitoringu wód we Francji. Do stworzenia indeksu określanego jako Indice Biologique Diatomee – IBD (Lenoir i Coste 1996), wykorzystano bazę danych z francuskich instytucji badających wody, na którą składało się 1332 analiz w odniesieniu do ponad 1000 taksonów i 14 parametrów chemicznych. Szczegółowe informacje na temat metodologii tego indeksu zawarto w pracy Prygiel i Coste (1998), jednakże indeks ten jest stale modyfikowany i uzupełniany (Prygiel i Coste 1999, Prygiel i in. 1999a).

ZBIOROWISKA OKRZEMEK WSKAŹNIKOWYCH

Round (1993), na podstawie badań przeprowadzonych na l67 rzekach Wielkiej Brytanii, opracował metodę określania jakości wód na podstawie obecności około 20 gatunków wskaźnikowych. Ich występowanie związane jest ściśle z poszczególnymi odcinkami rzeki, w których panują specyficzne warunki. I tak, wyróżnia się 5 stref wraz z podstrefami:

strefa I – obejmuje czyste wody górnych biegów rzek (często o niskim pH). W strefie tej do grupy gatunków dominuj ących (na podstawie, których wyróżnia się również podstrefy) zaliczono: Eunotia exigua i Achnanthes microcephala, którym towarzyszą: Achnanthes minutissima, A. austriaca, Anomoeoneis serians, Eunotia rhomboidea, E. curvata i Pinnularia hilseana;

strefa II – obejmuje wody wzbogacone w sole biogeniczne o wyższym pH. Do grupy gatunków dominujących w tej strefie zaliczono: Hannaea arcus, Fragilaria capucina (var. lanceolata) i Achnanthes minutissima, którym towarzyszą: Cymbella minuta, Diatoma mesodon, Gomphonema angustatum, Meridion circulare, Peronia fibula, Tabellaria flocculosa;

strefa III – obejmuje wody bogate w sole biogeniczne (o pH 6.5-7.3, zasadowość 5.0-23.3). Do grupy gatunków dominujących, które wykorzystywane są również do podziału na podstrefy, zaliczono: Achnanthes minutissima w górnym biegu, a Cymbella minuta, Cocconeis placentula, Reimeria sinuata, Amphora pediculus w środkowym i dolnym biegu rzeki;

strefa IV – obejmuje wody eutroficzne z dopływem szkodliwych substancji ograniczających rozwój flory okrzemkowej. Do grupy gatunków dominujących w tej strefie zaliczono Gomphonemaparvulum. Ponadto strefę tę wyróżnia nieobecność taksonów z rodzaju: Amphora, Cocconeis, Reimeria;

strefa V – obejmuje wody z dopływem szkodliwych substancji silnie ograniczającym rozwój flory okrzemkowej. Do grupy gatunków dominuj ących w tej strefie zaliczono: głównie małe gatunki z rodzaju Navicula (m.in. N. atomus, N. pelliculosa) i rodzaju Nitzschia (m.in. N. palea). Za gatunki towarzyszące uznano: Amphora veneta, Gomphonema augur, G. parvulum, Navicula accomoda i N. goeppertiana.

Na podstawie literatury Round (1993) wyróżnił dodatkowo strefę VI obejmującą wody zasolone np. wody pokopalniane, czy narażone dopływem solanek przemysłowych. Do grupy gatunków charakterystycznych dla tej strefy zaliczono: Synedra pulchella, S. tabulata, Achnanthes brevipes i Amphora coffeaeformis.

Metoda ta, zdaniem Prygiel i in. (1999a) nie znalazła powszechnego uznania ze względu na luki w interpretacji wyników i małą ich wiarygodność.

„INNE” WSKAŹNIKI

Do grupy tej należy zaliczyć indeks EPI-D (Eutrophication/Pollution Index based on Diatoms), którego autorem jest Dell’Uomo (1996, 1999). Indeks tenodzwierciedla stany trofii i saprobii oraz stopień mineralizacji materii organicznej. Indeks EPI-D wykorzystuje wyniki badań z 8 stacji na rzece Chienti, która jest typowym ciekiem wodnym w Centralnych Apeninach. Indeks ten bazuje na równaniu średnich ważonych Zelinki i Marvana (1961). Różni się od poprzednio omówionych indeksów okrzemkowych zasięgiem wartości dotyczących wrażliwości (od 0 do 4 wyrażanymi do dwóch miejsc po przecinku) oraz wartościami wskaźnikowymi (1, 3 lub 5) dla poszczególnych taksonów. W wyniku zastosowania indeksu EPI-D otrzymuje się liczbę całkowitą albo dziesiętną pomiędzy 0 (wartość odpowiadająca wodom naturalnym, nie zanieczyszczonym) i 4 (wartość dla wód silnie zanieczyszczonych).

Zasada działania paleniska fluidalnego

W celu poznania procesu fluidyzacji rozpatrzono układy z rys.1. Na nieruchomej płycie rusztowej 1 znajduje się rozdrobniony węgiel o wymiarach cząstek 6÷10 [mm], tworząc złoże. Doprowadzone od dołu powietrze 2 przepływa w wolnej przestrzeni kanałami między cząstkami stałymi przez nieruchome złoże – zjawisko jak w zwykłym palenisku rusztowym.

Rys.1 Schemat procesu fluidyzacji.

Przy ciągłym zwiększaniu strumienia przepływu powietrza złoże pozostaje nieruchome (rys.1a), wzrasta spadek ciśnienia w złożu. Im gęstsze jest ułożenie cząstek w złożu (porowatość złoża mniejsza), tym strata ciśnienia jest większa. Gdy nadciśnienie powietrza zrówna się z ciśnieniem statycznym słupa ciała stałego (węgla), co jest równoznaczne ze zrównaniem spadku ciśnienia w złożu z ciężarem materiału złoża przypadającym na jednostkę powierzchni, wówczas występuje ekspansja złoża – porowatość złoża zwiększa się (rys.1b). Dalsze zwiększanie prędkości powietrza powoduje zwiększenie ekspansji złoża, natomiast nadciśnienie powietrza pozostaje stałe.

W pewnym przedziale prędkości przepływu powietrza, materiał zawarty w złożu osiąga taki stan rozluźnienia, że poszczególne ziarna ciała stałego zaczynają wykonywać ruchy i przesuwają się względem siebie ( rys.1c). występuje zjawisko fluidyzacji.

Przy dalszym zwiększaniu prędkości powietrza materiał zaczyna cyrkulować w złożu, podobnie jak ciecz wrząca. W tych warunkach złoże składa się z dwu współdziałających faz: fazy pęcherzy powietrza wolnych od cząstek stałych i fazy gęstej ( powietrze i cząstki stałe). Gdy prędkość powietrza przekroczy prędkość swobodnego opadania ziaren ciała stałego, wówczas zanika proces fluidyzacji i nastąpi unoszenie (wyrzucanie) cząstek stałych ze złoża – całkowite wyniesienie złoża (transport pneumatyczny) – (rys.1d).

Proces fluidyzacji przebiega w pewnym określonym przedziale prędkości przepływu powietrza – tzw. prędkość fluidyzacji, około 2,5 [m/s]. Dobranie wymiarów cząstek węgla i prędkości strumienia powietrza powoduje, że jego cząstki wprowadzone w ruch turbulentny tworzą fazę fluidalną, wykazującą właściwości fizyczne bardzo zbliżone do cieczy.

Zapłon złoża odbywa się za pomocą palnika pyłowego, olejowego lub gazowego, od góry, lub przez doprowadzenie gorących spalin o temperaturze 800°C od dołu złoża. Cząstki węgla są doskonale wymieszane z powietrzem, a duża powierzchnia styku cząstek węgla i powietrza powoduje zwiększenie intensywności spalania pozwala na zmniejszenie wymiarów komory paleniskowej, oraz na obniżenie temperatury spalania do 750÷950°C. Poniżej temperatury 750°C pogarszają się warunki utleniania węgla i w spalinach występują znaczne stężenia CO – zwiększają się straty niezupełnego spalania.

Powyżej temperatury 950°C następuje spiekanie i mięknięcie popiołu, złoże traci sypką i drobnoziarnistą strukturę. Utrzymanie zakresu temperatur wymaga wprowadzenia do złoża nieaktywnego balastu w postaci dolomitu kamienia wapiennego lub popiołu. Substancje nieaktywne (balast), dolomit lub kamień wapienny oraz popiół stanowią 97÷99% masy złoża a części palne 1÷3%. Występujące w warstwie fluidalnej pęcherze powietrza wprawiają w ruch warstwę, uaktywniają mieszanie się cząstek stałych w warstwie, dostarczając tlen do palących się cząstek paliwa. Zachodzi intensywna wymiana ciepła między cząsteczkami węgla i popiołu oraz między warstwą fluidalną a umieszczoną w niej powierzchnią ogrzewalną. Wysokość warstwy wynosi 0,6÷1,0 [m] i jest utrzymywana przez regulację strumienia popiołu odprowadzanego z warstwy.

---

Pogodziński A. – Kotły z paleniskami fluidalnymi dla ciepłownictwa, Gospodarka paliwami i energią nr 1/2001r.

Biologiczne metody klasyfikacji wód

Tradycja biologicznego badania ścieków ma przeszło 150 lat. W Anglii zapoczątkował ją w 1850 roku aptekarz i algolog Hassal, a na kontynencie w 1853 roku wrocławski profesor botaniki Fryderyk Cohn. Do podjęcia tych badań zmuszała konieczność, gdyż wszystkie większe ośrodki rozwijającego się ówcześnie przemysłu przeżywały niezwykle groźne epidemie, których powodem były skażone bakteriologicznie i chemicznie wody. Przyjmuje się, że pierwszy system klasyfikujący wody opracowany został przez Cohna w 1870 roku.

System ten ostatecznie sformułowali Kolkwitz i Marsson w latach 1908-1910, a pewne poprawki do metody wprowadził Liebmann w latach 1951­1962 (Starmach 1969). Początkowo tworzone systemy opierały się na gatunkach wskaźnikowych, czyli organizmach, których obecność (nieobecność) lub reakcja wskazuje na zaistnienie w danym miejscu pewnego typu czynnika ekologicznego o ściśle określonym natężeniu (Falińska 1996). Przy ich tworzeniu bazowano na przesłaniu, że im bardziej wrażliwy organizm nawet na słabe zanieczyszczenie, tym większą posiada wartość jako gatunek wskaźnikowy, a im większą wartość wskaźnikową przypisywano danemu gatunkowi, tym większe miał on znaczenie dla biologicznej analizy wody (Starmach 1969).

Z biegiem lat, w miarę gromadzenia informacji na temat występowania rozmaitych gatunków roślin i zwierząt w wodach o różnej charakterystyce hydrologicznej i hydrochemicznej stwierdzono, iż w podobnych warunkach rozwijaj ą się podobne organizmy i tworzą charakterystyczne zbiorowiska. Spostrzeżenie to spowodowało wzrost zainteresowania analizą zbiorowisk i ich znaczenia w biologicznej ocenie stanu środowiska (Hentschel 1916, Thienemann 1918, Wundsch 1926; cyt. za Starmach 1957). Wkrótce przekonano się, iż zgrupowania organizmów nie muszą jednak być, i najczęściej nie są jednakowe nawet w podobnych warunkach. Stąd też, jak podaje Starmach (l.c.) wartość wskaźnikowa każdego zbiorowiska może być oceniana tylko przez porównanie ze zbiorowiskami występującymi w niezanieczyszczonych częściach tego samego systemu wodnego.

Wstęp pracy magisterskiej

Rozwój przemysłu jest jednym z głównych przyczyn postępującej degradacji środowiska naturalnego. Wynika to zwłaszcza z charakteru stosowanych technologii oraz intensywnego rozwoju aglomeracji miejskich. Obniżenie emisji tlenków siarki (SO₂) i azotu (NO_x) w spalinach kotłów jest jednym z podstawowych wymagań ochrony środowiska. Na całym świecie wydawane są znaczne sumy pieniędzy na rozwiązanie tego problemu. Jednym z podstawowych kierunków rozwoju jest wykorzystanie technologii spalania paliw stałych w warstwie fluidalnej, która jest jakościowym krokiem naprzód i należy do najnowocześniejszych technologii umożliwiających wysoko efektywne, ekologiczne spalanie z minimalnymi zanieczyszczeniami atmosfery.

Zastosowanie technik fluidalnych w energetyce przyczyniło się do ograniczenia emisji do atmosfery szkodliwych substancji gazowych i stałych jak również rozszerzyć zakres utylizowanych paliw. Dlatego też spalanie fluidalne jako technologia czystego spalania paliw znajduje coraz szersze zastosowanie w przemyśle.

Spalanie węgla w cyrkulacyjnej warstwie fluidalnej powoduje zmniejszenie emisji podstawowych zanieczyszczeń bezpośrednio w palenisku. Dzięki spalaniu w niskich temperaturach (800 – 900˚C) wywiązują się bardzo małe ilości tlenków azotu, małe ilości chlorowodoru i fluorowodoru, a przez dodatek do paleniska związków wapnia zmniejsza się emisja tlenków siarki o 90% a NO_x o 60 – 80%.

Stan i perspektywy rozwoju fermentacji odpadów na świecie

praca dyplomowa z poprzedniego miesiąca

W zależności od rejonu stosowane są odmienne technologie do fermentacji metanowej odpadów i różne są przyczyny budowania biogazowni. W Chinach i Indiach służą one produkcji energii na potrzeby pojedynczych gospodarstw do gotowania i oświetlania. W krajach arabskich są one wykorzystywane do ograniczenia odorów i produkcji kompostu do uzdatniania gleby. W Europie Zachodniej natomiast główny nacisk położony jest na rozwój biogazowni jako źródeł energii odnawialnej.

Promocją metod fermentacji odpadów w świecie zajmuje się między innymi agencja IEA Bioenergy. Jest to organizacja powołana w 1978 r. przez Międzynarodową Agencję Energetyki (IEA) będącą autonomicznym tworem w ramach Organizacji Współpracy Gospodarczej i Rozwoju (OECD). Jej celem jest rozwijanie współpracy i wymiany informacji pomiędzy państwami, które posiadają narodowe programy rozwoju produkcji energii z biomasy.

Do członków IEA Bioenergy należą: Australia, Austria, Belgia, Brazylia, Chorwacja, Dania, Finlandia, Francja, Holandia, Irlandia, Japonia, Kanada, Nowa Zelandia, Norwegia, Szwecja, Szwajcaria, USA, Wielka Brytania, Włochy oraz Komisja Europejska.

Praca organizacji składa się z serii zadań o zdefiniowanych programach działania. Jedno z nich (Task 37), realizowane w latach 2001-2006, dotyczy pozyskiwania energii z biogazu. Uczestniczą w nim Austria, Dania, Finlandia, Holandia, Szwajcaria, Szwecja, Wielka Brytania oraz Komisja Europejska. Podstawowymi celami działania zawartymi w projekcie są [45]:

• wymiana i rozpowszechnianie informacji o produkcji biogazu i wykorzystaniu energii;
• promocja rozwoju obiektów fermentacji metanowej;
• ożywienie współpracy między tworzącymi programy badawczo-rozwojowe, przemysłem a decydentami;
• pomoc dla państw w przyjęciu właściwej gospodarki odpadami dla poprawy stanu środowiska;
• współpraca z organizacjami międzynarodowymi.

Według danych IEA Bioenergy w 2002 r. istniało na świecie ok. 130 zakładów prowadzących fermentację metanową odpadów o przepustowości powyżej 2500 Mg/rok. Wykaz tych obiektów zamieszczono w Załączniku 1. Zdecydowana większość z nich zlokalizowana jest na terenie Europy, zwłaszcza w Niemczech i Danii.

Wykorzystując europejskie doświadczenia w stosowaniu technologii fermentacji metanowej, podobne obiekty powstają również na terenie Stanów Zjednoczonych. Między innymi w Los Angeles w ciągu 5 lat ma powstać zakład fermentacji odpadów o przepustowości 2700 Mg/dobę [6].

Metody fermentacji metanowej są obecnie w najwyższym stopniu wykorzystywane w Azji. Jest to wynikiem głównie programów rządowych w Chinach i Indiach, które pozwalają na budowę milionów obiektów do fermentacji na bardzo małą skalę na potrzeby gotowania i ogrzewania w gospodarstwach domowych. W przeliczeniu na ciepło w 1995 r. wykorzystano na świecie 5300-6300 MWterm energii z biogazu, z czego 5000-6000 MWterm powstało w Azji, a około 315 MWterm w Europie Zachodniej. Udział pozostałych rejonów świata był niewielki.

Prognozy rozwoju technologii fermentacji metanowej na świecie zawarte zostały w projekcie ATLAS powstałym dla unijnego programu wykorzystania nie-nuklearnych technologii energetycznych JOULE-THERMIE (1995-1998). Przewidują one, że do 2010 roku wykorzystanie metod beztlenowych wzrośnie 2-3 razy (do 8915-20130 MWterm) w stosunku do roku 1995 [Tabela 13].

Rejon świata	Typ odpadów	Rozwój w 1995 r. [MWtern]	Dostępne zasoby [MWterm]	Przewidywany rozwój w 2010 r. [MWem]
Świat	rolnicze		63800	875-6590
	komunalne		47750	8040-13540
	Razem	5300-6300	111550	8915-20130
Europa Zachodnia	rolnicze		10300	325-1260
	komunalne		1996	610-1010
	Razem	315	12296	935-2270
Europa Środkowo­Wschodnia	rolnicze		2800	30-280
	komunalne		850	0-90
	Razem	niewielki	3650	30-370
Kraje WNP	rolnicze		8900	90-890
	komunalne		1800	0-180
	Razem	niewielki	10700	90-1070
Ameryka Północna	rolnicze		9800	100-980
	komunalne		7300	2190-3650
	Razem	50	17100	2290-4630
Kraje OECD (Australia, Nowa Zelandia, Japonia)	rolnicze		1200	10-120
	komunalne		1450	440-730
	Razem	niewielki	2650	450-850
Kraje Śródziemnomorskie (Turcja, Cypr, Gibraltar, Malta)	rolnicze		600	10-60
	komunalne		650	0-70
	Razem	niewielki	1250	10-130
Afryka	rolnicze		2700	30-270
	komunalne		6400	0-320
	Razem	brak danych	9100	30-590
Środkowy Wschód	rolnicze		bd	bd
	komunalne		600	0-30
	Razem	niewielki	600	0-30
Azja	rolnicze		21800	220-2180
	komunalne		24000	4800-7200
	Razem	5000-6000	45800	5020-9380
Ameryka Środkowa i Południowa	rolnicze		5500	60-550
	komunalne		2600	0-260
	Razem	brak danych	8100	60-810

Formy ochrony przyrody

z pracy dyplomowej z turystyki

Ustawa z dnia 16 kwietnia 2004 r. o ochronie przyrody wymienia następujące formy ochrony przyrody:

Parki narodowe. Obejmują obszar wyróżniający się szczególnymi wartościami

przyrodniczymi, naukowymi, społecznymi, kulturowymi i edukacyjnymi, o powierzchni nie mniejszej niż 1.000 ha, na którym ochronie podlega cała przyroda oraz walory krajobrazowe. Park narodowy tworzy się w celu zachowania różnorodności biologicznej, zasobów, tworów i składników przyrody nieożywionej i walorów krajobrazowych, przywrócenia właściwego stanu zasobów i składników przyrody oraz odtworzenia zniekształconych siedlisk przyrodniczych, siedlisk roślin, siedlisk zwierząt lub siedlisk grzybów. Są tworzone w drodze rozporządzenia Rady Ministrów. Parki narodowe finansowane są z budżetu centralnego.

Rezerwaty przyrody. Obejmują obszary zachowane w stanie naturalnym lub mało

zmienionym, ekosystemy, ostoje i siedliska przyrodnicze, a także siedliska roślin, siedliska zwierząt i siedliska grzybów oraz twory i składniki przyrody nieożywionej, wyróżniające się szczególnymi wartościami przyrodniczymi, naukowymi, kulturowymi lub walorami krajobrazowymi. Uznanie za rezerwat przyrody następuje w drodze rozporządzenia wojewody.

Parki krajobrazowe. Obejmują obszar chroniony ze względu na wartości przyrodnicze, historyczne i kulturowe oraz walory krajobrazowe w celu zachowania, popularyzacji tych wartości w warunkach zrównoważonego rozwoju. Utworzenie parku krajobrazowego lub powiększenie jego obszaru następuje w drodze rozporządzenia wojewody.

 

Obszary chronionego krajobrazu. Obejmują tereny chronione ze względu na wyróżniający się krajobraz o zróżnicowanych ekosystemach, wartościowe ze względu na możliwość zaspokajania potrzeb związanych z turystyką i wypoczynkiem lub pełnioną funkcją korytarzy ekologicznych. Wyznaczenie obszaru chronionego krajobrazu następuje w drodze rozporządzenia wojewody.

 

Stanowiska dokumentacyjne. Są to niewyodrębniające się na powierzchni lub możliwe do wyodrębnienia, ważne pod względem naukowym i dydaktycznym, miejsca występowania formacji geologicznych, nagromadzeń skamieniałości lub tworów mineralnych, jaskinie lub schroniska podskalne wraz z namuliskami oraz fragmenty eksploatowanych lub nieczynnych wyrobisk powierzchniowych i podziemnych. Stanowiskami dokumentacyjnymi mogą być także miejsca występowania kopalnych szczątków roślin lub zwierząt.

 

Użytki ekologiczne. Są to zasługujące na ochronę pozostałości ekosystemów mających znaczenie dla zachowania różnorodności biologicznej – naturalne zbiorniki wodne, śródpolne i śródleśne oczka wodne, kępy drzew i krzewów, bagna, torfowiska, wydmy, płaty nieużytkowanej roślinności, starorzecza, wychodnie skalne, skarpy, kamieńce, siedliska przyrodnicze oraz stanowiska rzadkich lub chronionych gatunków roślin, zwierząt i grzybów, ich ostoje oraz miejsca rozmnażania lub miejsca sezonowego przebywania.

 

Zespoły przyrodniczo-krajobrazowe. Są to fragmenty krajobrazu naturalnego i kulturowego zasługujące na ochronę ze względu na ich walory widokowe lub estetyczne.

 

Pomniki przyrody. Są to pojedyncze twory przyrody żywej i nieożywionej lub ich skupiska o szczególnej wartości przyrodniczej, naukowej, kulturowej, historycznej lub krajobrazowej oraz odznaczające się indywidualnymi cechami, wyróżniającymi je wśród innych tworów, okazałych rozmiarów drzewa, krzewy gatunków rodzimych lub obcych, źródła, wodospady, wywierzyska, skałki, jary, głazy narzutowe oraz jaskinie.

Na terenach niezabudowanych, jeżeli nie stanowi to zagrożenia dla ludzi lub mienia, drzewa stanowiące pomniki przyrody podlegają ochronie aż do ich samoistnego, całkowitego rozpadu. Minister właściwy do spraw środowiska może określić, w drodze rozporządzenia, kryteria uznawania tworów przyrody żywej i nieożywionej za pomniki przyrody, kierując się potrzebą ochrony drzew i krzewów ze względu na ich wielkość, wiek, pokrój i znaczenie historyczne, a odnośnie tworów przyrody nieożywionej – ze względu na ich znaczenie naukowe, estetyczne i krajobrazowe.

Ustanowienie pomnika przyrody, stanowiska dokumentacyjnego, użytku ekologicznego lub zespołu przyrodniczo-krajobrazowego następuje w drodze rozporządzenia wojewody albo uchwały rady gminy, jeżeli wojewoda nie ustanowił tych form ochrony przyrody.

Nową formą ochrony wymienioną w ustawie jest Obszar Natura 2000. Ta forma ochrony wymagana była prawem unijnym.

Obszary Natura 2000

Podstawą utworzenia sieci Obszar Natura 2000 w Polsce były dyrektywy Unii Europejskiej.

Siecią Natura 2000 objęty został cały teren Bieszczadzkiego Parku Narodowego. Pada też ciągle wiele pytań: czy ta nowa forma ochrony przyrody ograniczy lub wręcz uniemożliwi ruch turystyczny na wielu obszarach Polski? Biorąc pod uwagę temat niniejszego opracowania tej formie ochrony przyrody poświęcę trochę uwagi.

Celem utworzenia sieci Natura 2000 jest zachowanie różnorodności biologicznej krajów Unii Europejskiej poprzez ochronę siedlisk przyrodniczych oraz dzikiej fauny i flory na jej terytoriach.[1]

Sieć obszarów Natura 2000 obejmuje:

1) Obszary Specjalnej Ochrony Ptaków. Obszary wyznaczone, zgodnie z przepisami prawa Unii Europejskiej, do ochrony populacji dziko występujących ptaków jednego lub wielu gatunków, w którego granicach ptaki mają korzystne warunki bytowania w ciągu całego życia, w dowolnym jego okresie albo stadium rozwoju;

2) Specjalne Obszary Ochrony Siedlisk. Obszary wyznaczone, zgodnie z przepisami prawa Unii Europejskiej, w celu trwałej ochrony siedlisk przyrodniczych lub populacji zagrożonych wyginięciem gatunków roślin lub zwierząt lub w celu odtworzenia właściwego stanu ochrony siedlisk przyrodniczych lub właściwego stanu ochrony tych gatunków.

Obszar Natura 2000 może obejmować część lub całość obszarów i obiektów objętych innymi formami ochrony przyrody.

Zgodnie z postanowieniami Art.26.1 minister właściwy do spraw środowiska określa, w drodze rozporządzenia, typy siedlisk przyrodniczych oraz gatunki roślin i zwierząt, ze wskazaniem typów siedlisk przyrodniczych i gatunków o znaczeniu priorytetowym, wymagające ochrony w formie wyznaczenia obszarów Natura 2000, a także kryteria i sposoby wyboru reprezentatywnej liczby i powierzchni siedlisk przyrodniczych oraz siedlisk roślin i siedlisk zwierząt do ochrony w formie obszarów Natura 2000, mając na uwadze zachowanie szczególnie cennych i zagrożonych składników różnorodności biologicznej.

Ustawa o ochronie przyrody w Art.29.1 stanowi że: „Dla obszaru Natura 2000 minister właściwy do spraw środowiska ustanawia, w drodze rozporządzenia, plan ochrony na okres 20 lat, uwzględniający ekologiczne właściwości siedlisk przyrodniczych oraz gatunków roślin i zwierząt, dla których ochrony obszar ten został wyznaczony, wykorzystując, obejmujące obszar Natura 2000, plany ochrony ustanowione dla parku narodowego, rezerwatu przyrody i parku krajobrazowego oraz plany urządzenia lasu. Plan ochrony może być zmieniony, jeżeli wynika to z potrzeb ochrony siedlisk przyrodniczych oraz gatunków roślin i zwierząt”.[2]

Projekt planu ochrony obszaru Natura 2000 sporządza sprawujący nadzór nad obszarem w terminie 5 lat od dnia wyznaczenia tego obszaru, w uzgodnieniu z właściwymi miejscowo radami gmin.

Plan ochrony obszaru Natura 2000 zawiera winien zawierać:

1) opis i ocenę istniejących i potencjalnych zagrożeń wewnętrznych i zewnętrznych oraz określenie sposobów eliminacji lub ograniczania tych zagrożeń i ich skutków;

2) opis warunków zachowania lub przywrócenia właściwego stanu ochrony siedlisk i gatunków, o których mowa w ust. 1;

3) wykaz zadań ochronnych, z określeniem sposobu ich wykonywania, rodzaju, zakresu i lokalizacji, na okres stosowny do potrzeb;

4) określenie zakresu monitoringu przyrodniczego;

5) opis przebiegu granic obszaru Natura 2000.

Poniższy rysunek obrazuje podstawy prawne sieci Natura 2000.

Źródło: M.Makomaska-Juchiewicz, S.Tworek, (2003),Ekologiczna siec Natura 2000.Problem,czy szansa, Instytut Ochrony Przyrody PAN Kraków,s.10

Typowanie Obszarów Specjalnej Ochrony ( OSO) i Specjalnych Obszarów Ochrony (SOO) prowadzi każdy kraj członkowski UE według ustalonych kryteriów.

Rys. 2. Procedura wyznaczania obszarów do sieci Natura 2000

Żródło: M.Makomaska-Juchiewicz, S.Tworek, (2003),Ekologiczna siec Natura 2000.Problem,czy szansa, Instytut Ochrony Przyrody PAN Kraków,s.49

Już po ukazaniu się ustawy o ochronie przyrody wiele osób i instytucji zajmujących się turystyką wyrażało swoje obawy, co faktu kolejnych ograniczeń dla turystyki na terenie wytypowanych obszarów.

Jak twierdzą S.Tworek i G.Cierlik, „….miejsca i sposoby udostępniania obszarów Natura 2000 dla turystyki będą, podobnie jak to ma miejsce w przypadku parków narodowych czy krajobrazowych określone w planach ochrony. Tak, więc w przypadku parków krajobrazowych, rozwój turystyki na obszarach Natura 2000 powinien być zgodny z zasadami zrównoważonego rozwoju…”.[3]

Zdaniem autorów, rozwój turystyki na obszarach przyrodniczo cennych ma istotny wpływ na rozwój ekonomiczny lokalnej społeczności oraz ożywienia lokalnej gospodarki.

Dyrektywa unijna oraz ta zawarta w polskim ustawodawstwie, mówiąca o zrównoważonym rozwoju, dotyczy zarówno ochrony jak też gospodarczego wykorzystania tych obszarów dla celów turystycznych.[4]

Na obszarach tych preferowane będą wszelkie rodzaje ekoturystyki oraz agroturystyka, jako formy turystyki zrównoważonej.

Merytoryczne zapisy w planach ochrony obszarów Natura 2000, (zdaniem autorów) winny uwzględniać koncepcje turystycznego wykorzystania tych terenów, a precyzyjne zapisy chronić przed dowolnością interpretacji przepisów prawa i próbami ich omijania.[5]

W ustawie o ochronie przyrody z kwietnia 2004 r. znajdujmy dwa określenia, które do tej pory nie występowały w polskim ustawodawstwie dotyczącym ochrony przyrody. Są to pojęcia: ochrona ex situ – ochrona gatunków roślin, zwierząt i grzybów poza miejscem ich naturalnego występowania oraz ochronę skat, skamieniałości i minerałów w miejscach ich przechowywania oraz ochrona in situ – ochrona gatunków roślin, zwierząt i grzybów, a także elementów przyrody nieożywionej, w miejscach ich naturalnego występowania.[6]

---

[1] M.Makomaska-Juchiewicz, S.Tworek, (2003),Ekologiczna siec Natura 2000.Problem,czy szansa, Instytut Ochrony Przyrody PAN Kraków

[2] Ustawa z 16 kwietnia 2004 r. o ochronie….wyd.cyt. Art.29

[3] S.Tworek, G.Cierlik,(2003),Turystyka na obszarach Natura 2000, [w:] Ekologiczna sieć Natura 2000, wyd.cyt. s.165

[4] Tamże, s.166

[5] Tamże, s.167

[6] Ustawa z 16 kwietnia 2004 r. o ochronie….Art.5