Baltic landscape innovative approaches towards sustainable forested landscapes

Baltic landscape innovative approaches towards sustainable forested landscapes PRZEGLĄD BIBLIOGRAFII rozpoznanie najlepszych praktyk melioracyjnych i retencji wody na terenach leśnych Best practices concerning drainage and water retention in the forest areas. Literature review. Authors: Bernard Okoński Poland, 2013 Report No. 41 Work package 6 1

SPIS TREŚCI 1. WPROWADZENIE... 3 2. ODZIAŁYWANIE MAŁEJ RETENCJI NA ŚRODOWISKO, Z SZCZEGÓLNYM UWZGLĘDNIENIEM ŚRODOWISKA LEŚNEGO... 6 3. ZWIĘKSZANIE MOŻLIWOŚCI RETENCYJNYCH NA TERENACH LEŚNYCH... 10 4. TECHNICZNE ROZWIĄZANIA NAJLEPIEJ DOPASOWANE DO ZAŁOŻEŃ MAŁEJ RETENCJI NA TERENACH LEŚNYCH... 13 5. INNOWACYJNE ROZWIĄZANIA W ZAKRESIE MAŁEJ RETENCJI... 17 CONTENTS 1. Introduction... 3 2. Water retention influence on the environment, including forest areas..6 3. Increasing of the retention capacity in forest areas... 10 4. Technical aspects of water retention best adjusted to the forest areas... 13 5. Innovative approaches towards water retention... 17 2

WPROWADZENIE Aktywne formy ochrony, renaturalizacji obszarów siedlisk hydrogenicznych i kształtowania stosunków wodnych za pomocą systemów urządzeń wodnych określane w Polsce mianem małej retencji są także stosowane w wielu krajach. Zagadnienie małej retencji jest obecne w światowych źródłach bibliograficznych zarówno o charakterze naukowym, jak również technicznym (m.in. Mitsch i Jørgensen 2003, Mitsch 2005). Techniczne kwestie dotyczą rozwiązań, wytycznych, zasad i zaleceń oraz realizacji poszczególnych projektów. Od strony naukowej problematyka małej retencji wpisuje się w dziedzinę badań nad interakcjami między procesami hydrologicznymi, elementami bilansu wodnego oraz procesami zachodzącymi w środowisku i elementami środowiska. Czynnikiem modulującym te zależności w przypadku małej retencji jest oddziaływanie systemów urządzeń wodnych implementowanych na potrzeby ochrony, odtwarzania obszarów siedlisk hydrogenicznych lub kształtowania stosunków wodnych (Keddy 2010). Termin mała retencja ma czysto polski rodowód i stanowi przeciwieństwo w stosunku do tego, co rozumiane jest jako duża retencja. Jakkolwiek w nomenklaturze naukowej nie używa się powszechnie terminu duża retencja to pod pojęciem tym kryją się wszelkie przedsięwzięcia hydrotechniczne, których celem jest uzyskiwanie jednostkowo bardzo dużych stanów retencji tj. powyżej 1 mln m 3 wody i dużych piętrzeń tj. powyżej 15m. Są to przedsięwzięcia polegające głównie na budowie zbiorników retencyjnych na dużych rzekach. Przeciwieństwo dotyczy również, wydźwięku obu terminów. Duża retencja ma zabarwienie pejoratywne, ponieważ duże przedsięwzięcia polegające na piętrzeniu wody są zwykle bardziej kosztochłonne i co bardziej istotne z ekologicznego punktu widzenia powodują niekorzystne zmiany w środowisku naturalnym. W języku angielskim brak bezpośredniego odpowiednika dla terminu mała retencja, zaś funkcjonujące terminy stanowiące jego odpowiednik określają konkretne działania i cele służące kształtowaniu stosunków wodnych np. w tłumaczeniu ang. hydrologic restoration odtwarzanie warunków/stosunków wodnych, ang. wetland restoration odtwarzanie mokradeł, ang. wetland protection infrastructure infrastruktura ochrony mokradeł, ang. construction of wetlands budowa mokradeł, ang. creation of wetlands tworzenie mokradeł, ang. hydrologic process 3

restoration odtwarzanie procesów hydrologicznych, ang. green hydrology infrastructure zielona infrastruktura w hydrologii i in. Ogólnie wszystkie formy ochrony, odtwarzania oraz kształtowania stosunków wodnych, dla których wykorzystywane są budowle wodne określane są mianem aktywnych ang. active aproaches (m.in. Simenstad i in. 2006, Mitsch i Gosselink 2007, Maltby i Barker 2009, Keddy 2010). Natomiast dziedzina wiedzy, która obejmuje problematykę budowy systemów budowli służących wymienionym wyżej celom nosi nazwę Inżynierii ekologicznej ang. Ecological engineering. Inżynieria ekologiczna powinna być odróżniana od inżynierii środowiska, gdyż domenę tej ostatniej stanowi zapobieganie i usuwanie różnych form zanieczyszczenia środowiska (Allen i in. 2003, Gattie i in. 2003, Mitsch i Jørgensen 2003). Należy zaznaczyć, że zagadnienie negatywnego oddziaływania budowli hydrotechnicznych i wodno-melioracyjnych na środowisko jest poruszane w literaturze naukowej od dawna. Przyczynę takiego stanu rzeczy można upatrywać, w tym, że przekształcenia środowiska będące rezultatem melioracji odwodnieniowych i oddziaływania innych antropogenicznych czynników kształtujących stosunki wodne postępowało od czasów prehistorycznych i szczególnie nasiliło się w okresie ostatnich 200 lat (m.in. Best i Bakker 1994, Whigham 1999, Hoffmann i Baattrup-Pedersen 2007, Franklin i in. 2009, Verhoeven 2013). Z kolei świadome, celowe i powszechne stosowanie urządzeń wodnych do realizacji celów prośrodowiskowych nastąpiło relatywnie niedawno (Mitsch i Jørgensen 2003, Keddy 2010). Szacuje się, że w Europie oraz w Ameryce odpowiednio 80% i 50% siedlisk hydrogenicznych zostało utraconych lub silnie przekształconych (Verhoeven 2013). Stąd jednym z głównych celów polityki proekologicznej respektowanym m.in. przez Wspólnotę Europejską, USA, Chiny jest zatrzymanie niekorzystnych trendów zmniejszania się powierzchni siedlisk hydrogenicznych tj. no net loss (European Commission 2011, Mitsch i Gosselink 2007). Problematyka efektów środowiskowych wynikających z wprowadzenia małej retencji to zagadnienie, które w literaturze światowej istotnie zaznacza się od końca lat 60-tych XX wieku, przy czym ostatnie dwie dekady przyniosły widoczne nasilenie badań i zwiększenie liczby publikacji naukowych. Tematyka szeroko pojętej małej retencji jest poruszana w ponad 4

20 wiodących recenzowanych czasopismach naukowych o międzynarodowym zasięgu. Przykładowo, czasopismo naukowe Ecological Engineering poruszające tematykę ochrony czynnej obszarów mokradłowych i małej retencji odnotowało w okresie 1991-2008 6-krotny wzrost liczby artykułów dotyczących ochrony mokradeł i 9-krotny wzrost liczby ich cytowań (Zhang 2010). Badania naukowe prowadzone są głownie na obszarze umiarkowanej, ale także subtropikalnej i tropikalnej strefy klimatycznej. Znaczniejsze ośrodki naukowe podejmujące badania leżą w Ameryce Północnej w Stanach Zjednoczonych oraz w Europie, a także w Azji w Chinach (Mitsch 2005, Yang i Chen 2011). Nauki przyrodnicze i techniczne to nie jedyne dziedziny naukowe wiążące się z problematyką małej retencji. W literaturze przedmiotu dyskutowane są zagadnienia zaczerpnięte z dziedzin nauk społecznych m.in. problemy podejmowania decyzji, budzenia świadomości ekologicznej i odbiór społeczny zamierzeń w zakresie małej retencji, politycznych kreowanie, prowadzenie polityk wiążących się z realizacją programów małej retencji, ekonomicznych zagadnienie waloryzacji korzyści wynikających z realizacji programów małej retencji czy humanistycznych np. z zakresu filozofii przyrody (Hackney 2000, Maltby i Barker 2009, Wegner i Pascual 2011, 21. Que tier 2013, Engel i Schaefer 2013, Verhoeven 2013). Chyba najistotniejsze pytanie mające swe źródło w filozofii przyrody brzmi następująco: jakie cele należy stawiać dla projektów związanych z małą retencją? Czy poszukiwać rozwiązań nawiązujących do stanów przyrody uznawanych za naturalne, występujące w okresach przeszłych, czy dopuszczać większy liberalizm w wyborze i definiowaniu stanów środowiska i korzyści dla środowiska wynikających z kształtowania stosunków wodnych (Cortina i in. 2006, Sarkar 2011)? 5

1. ODZIAŁYWANIE MAŁEJ RETENCJI NA ŚRODOWISKO, Z SZCZEGÓLNYM UWZGLĘDNIENIEM ŚRODOWISKA LEŚNEGO Oddziaływanie obiektów małej retencji na środowisko stanowi bardzo istotne zagadnienie z punktu widzenia oceny realizacji celów środowiskowych, którym służy mała retencja. Analiza faktycznie osiąganych efektów ekologicznych na zasadzie oceny stanu środowiska jako całości oraz poszczególnych jego elementów przed i po wprowadzeniu rozwiązań z zakresu małej retencji to zagadnienie bodajże najbardziej interesujące pod względem badawczym. Stąd spośród wszystkich zagadnień związanych z szeroko pojętą małą retencją obecnych w naukowej literaturze światowej problemy dotyczące analizy jej wpływu na środowisko oraz sposobów oceny tego wpływu oraz efektywności i stopnia osiągania celów środowiskowych dla stosowanych rozwiązań są najliczniej reprezentowane (Keddy 2010). Ocena efektywności i stopnia osiągnięcia celów środowiskowych dla zaimplementowanych projektów małej retencji prowadzona jest z wykorzystaniem różnych rozwiązań metodycznych. Samo przywrócenie formy pokrycia terenu przez zwiększenie uwilgotnienia lub terminowa i zgodna z dokumentacją techniczną realizacja projektu nie stanowią podstawy do uznania przedsięwzięcia z zakresu małej retencji jako sukcesu. Bowiem by uznać, że projekt został uwieńczony sukcesem muszą być osiągnięte korzyści środowiskowe (Kentula 2000). Wydaje się, że najbardziej miarodajne są kompleksowe metody umożliwiające pełną ze względu na obecny stan wiedzy ekologicznej ocenę realizacji różnych projektów, a także porównanie rezultatów środowiskowych. Podstawę kompleksowych metod stanowi podejście systemowe i analiza różnych elementów środowiska, procesów w nim zachodzących oraz funkcji ekosystemów: roślinności, bioróżnorodności, produkcyjności ekosystemów, obiegu materii, elementów krajobrazu, procesów hydrologicznych, procesów biologicznych, geofizycznych. Wymienione wyżej czynniki są kwantyfikowane, z reguły dla potrzeb opracowywania modeli i analizy statystycznej służącej ewaluacji uzyskiwanych efektów oraz modyfikacji, optymalizacji 6

przyjętych rozwiązań. Modele te często wykorzystują schemat zarządzania adaptacyjnego ang. adaptive management (m.in. Aronson i Le Floc h 1996, Hackney 2000, Kentula 2000, Simenstad i in. 2006, Cole i Kentula 2011). W literaturze szeroko poruszana jest również problematyka indykacji zmian w środowisku przyrodniczym powstałych w skutek wprowadzenia rozwiązań z zakresu małej retencji, których podstawę stanowi ocena poszczególnych komponentów, procesów czy funkcji środowiska przyrodniczego (Mitsch i Gosselink 2007). Roślinność, gleba oraz warunki hydrologiczne to główne elementy środowiska siedlisk mokradłowych (Cole i Kentula 2011). Często jedynym elementem oceny efektów ekologicznych stosowania małej retencji jest szata roślinna (flora i roślinność) (Keddy 2010). Kryterium roślinności to główny czynnik klasyfikacji mokradeł (Mitsch i Gosselink 2007, Keddy 2010). Szata roślinna rozpatrywana jest w różnych ujęciach m.in. jako całość roślinności (Cole 2002), ale także ze względu na poszczególne jej komponenty czyli elementy flory m.in. gatunki rzadkie i zagrożone pojawiające się na zasadzie samoistnych procesów lub reintrodukowane (Noël 2011). Szata roślinna oceniana jest również ze względu na gradienty czynników ekologicznych m.in. wynikające z ukształtowania powierzchni terenu, uwilgotnienia, procesów hydrologicznych (Kröger 2010). Często przedmiotem obserwacji są procesy sukcesyjne świadczące o regeneracji ekosystemu. Ocenia podlega skład i różnorodność gatunków, formy i złożoność zbiorowisk roślinnych łączność z obszarami sąsiednimi. Dla dużych jednostek przestrzennych stosuje się zaawansowane metody analizy przemian szaty roślinnej i przestrzenego rozkład poszczególnych stadiów regeneracyjnych m.in. na podstawie analizy zdjęć lotniczych (Kelly i in. 2011). Jednak w przypadku realizacji niektórych celów małej retencji tj. tworzenia lub odtwarzania obiektów małej retencji m.in. dla potrzeb oczyszczania wody z kanalizacji burzowej dopuszczalne jest bardziej liberalne odbiegające od naturalnego kształtowanie roślinności mokradeł. Często uważa się, że oprócz głównego celu jaki osiągany jest przez wykonywanie takich projektów retencyjnych związanego z poprawą jakości wody, istotnym celem jest również zwiększenie różnorodności biologicznej wynikającej z utworzenia mokradeł (Vymazal 2013). 7

Analogicznie do szaty roślinnej warunki hydrologiczne stanowią główne czynniki oceny realizacji celów środowiskowych w przypadku projektów małej retencji (Cole i Kentula 2011). Przy czym w przypadku naturalnych obszarów siedlisk hydrogenicznych obecność wody jest czynnikiem determinującym ich występowanie (Mitsch i Gosselink 2007, Maltby i Barker 2009, Keddy 2010). Warunki hydrologiczne są analizowane w różnych ujęciach tj. ze względu na procesy hydrologiczne oraz elementy bilansu wodnego. Często prowadzona jest również analiza porównawcza. Porównywane są stany przed i po implementacji systemów urządzeń wodnych, a także prowadzi się porównania naturalnych mokradeł oraz tych, które zostały utworzone przez człowieka (Cole i Brooks 2000). Podobnie przedmiotem oceny jest wpływ małej retencji na faunę. Prowadzono analizy możliwości i skuteczności rozrodu płazów w tworzonych obiektach małej retencji w porównaniu z naturalnymi miejscami rozrodu. W przypadku warunków klimatu śródziemnomorskiego stwierdzono, że skutecznymi miejscami rozrodu są okresowe zbiorniki w porównaniu ze zbiornikami stałymi o charakterze stawów (Ferreira i Beja 2013). Najbardziej istotnym czynnikiem wpływającym na skuteczność rozrodu jest dostępność wody w okresie rozrodu płazów, zaś mniej istotne jest położenie poszczególnych obiektów w krajobrazie leśnym, polnym czy nawet o charakterze podmiejskim (Brand i Snodgrass 2010). Analizowane jest również zagadnienie przywrócenia naturalnych procesów geofizycznych, fizykochemicznych powiązanych z procesami hydrologicznymi oraz przywrócenia funkcji ekosystemu stanowiących rezultat wprowadzenia rozwiązań z zakresu małej retencji. Przykładowo dla obszarów dolinnych, oceniane jest przywrócenie naturalnego rytmu procesów korytowych, zalewów wodami rzecznymi, sedymentacji na obszarach dolin rzeczonych, a także zmiany obiegu materii wynikające renaturalizacji procesów hydrologicznych w dolinach rzecznych (m.in. Asselman i Middelkoop 1995, Sweet i in. 2003, Nicholas i Mitchell, Nicholas i in. 2006, Kronvang 2007, Poulsen in. 2013). Zagadnienie przywrócenia funkcji ekosystemów mokradłowych takich jak m.in. warunków obiegu materii jest istotnym przedmiotem badań nad wpływem małej retencji i ogólnie działań służących renaturalizacji obszarów mokradłowych. Główne kierunki badań w wyżej podanym zakresie 8

obejmują zagadnienia obiegu pierwiastków biogennych dla wszystkich rodzajów mokradeł oraz akumulacji torfu (Sutton-Grier i in. 2010). 9

2. ZWIĘKSZANIE MOŻLIWOŚCI RETENCYJNYCH NA TERENACH LEŚNYCH Stany retencji stanowią miarę możliwości czasowego wyłączania wody z obiegu w środowisku naturalnym. Retencjonowana woda może być wykorzystania przez lokalne ekosystemy. W przypadku obszarów leśnych są to ekosystemy leśne oraz nieleśne tworzące układy mozaikowe z lasami. W zależności od horyzontów czasowych, dla których wyłączenie wody z obiegu występuje, wróżenia się krótkookresowe formy retencji m.in. intercepcję roślinności leśnej, retencję pokrywy śnieżnej oraz długookresowe formy retencji m.in. retencję obszarów mokradłowych, retencję zbiornikową (Chang 2012). Ze względu na możliwość kształtowania stanów retencji wyróżnia się retencję sterowalną i niesterowalną. Stany retencji są sterowalne wówczas, gdy można kształtować je za pomocą działań wykonywanych przez człowieka. Są to głównie działania techniczne a także w pewnym stopniu zabiegi biomanipulacyjne. oraz niesterowalne to jest takie, które podlegają kształtowaniu wyłącznie przez procesy naturalne procesy na przykład procesy klimatyczne. Formami retencji sterowalnej są m.in. wszystkie rodzaje retencji zbiornikowej, korytowej i gruntowej uzyskiwane z użyciem budowli wodno-melioracyjnych. Z punktu widzenia potrzeb poprawy zasobów wodnych przez zwiększanie stanów retencji oraz ich udostępnienie dla środowiska leśnego najbardziej korzystne formy retencji to formy sterowalne oraz długookresowe, ponieważ właściwy efekt ekologiczny takiego oddziaływania wymaga długich horyzontów czasowych (Mitsch 2005, Mitch i Gosselink 2007). Jednak należy pamiętać, że główny zbiornik retencyjny w środowisku leśnym stanowi gleba leśna. Niestety retencję gleby leśnej należy zaliczyć do niesterowalnych form retencji (Maltby i Barker 2009, Chang 2012). Retencję glebową a także retencję pierwszego poziomu wodonośnego można kształtować w niewielkim stopniu poprzez niektóre zabiegi z zakresu gospodarki leśnej. Jest to w pełni korzystne o ile kształtowanie zasobów wodnych wiąże się z osiąganiem jednocześnie celów hodowlanych oraz celów prośrodowiskowych związanych z odtwarzaniem i ochroną siedlisk hydrogenicznych lub zwiększaniem bioróżnorodności. Z drugiej strony zabiegi związane z gospodarką leśną wpływają często znacząco na obieg wody 10

w środowisku leśnym. Ich wpływ również na procesy hydrologiczne bywa znaczny. Stąd prowadzenie gospodarki leśnej na bazie przesłanek ekologicznych to podejście ograniczające znaczące zmiany stosunków wodnych i w konsekwencji zaburzenia procesów zachodzących w ekosystemach leśnych. W literaturze podnosi się szczególnie niekorzystny wpływ na obieg wody oraz kształtowanie stanów retencji przez prowadzenie zrębów wielkopowierzchniowych, upraszczanie struktury wiekowej i gatunkowej drzewostanów (Kimmins 2003, Chang 2012). W wielu krajach stosuje się w praktyce podejście stanowiące, że zwiększanie stanów retencji nie stanowi celu samego w sobie a jedynie jest środkiem służącym do osiągania celów prośrodowiskowych - głównie odtworzenia i ochrony utraconych siedlisk cennych przyrodniczo i zwiększenie bioróżnorodności. Podejście takie wiąże się ze zrozumieniem znaczenia wody w środowisku naturalnym oraz tego, że umożliwienie i przywrócenie warunków naturalnego obiegu wody to klucz do odtworzenia środowisk roślinnych oraz zoocenoz, których naturalne bytowanie i występowanie wynika z naturalnego przebiegu procesów hydrologicznych. Często podnosi się znaczenie procesów hydrologicznych nie tylko związanych z zatrzymywaniem wody w obiegu lecz również z intercepcją roślinności, parowaniem terenowym, infiltracją i filtracją wody przez glebę leśną (Mitch i Gosselink 2007, Maltby i Barker 2009, Keddy 2010). Podejścia dotyczące wyboru lokalizacji obiektów małej retencji w lasach przyjmowane w wielu krajach nie odbiegają od wzorców stosowanych w Polsce w przypadku realizacji programów małej retencji. Dużą wagę przykłada się do projektów, których celem jest ochrona oraz renaturyzacja obszarów, dla których poprzez odwodnienie siedlisk hydrogenicznych doprowadzono do zniekształcenia ekosystemów leśnych lub w wyniku tych działań zostały niekorzystnie przekształcone naturalne procesy hydrologiczne. Projekty takie dotyczą m.in. mokradeł powierzchniowych położonych m.in. na wysoczyznach oraz obszarów mokradeł dolin rzecznych zależnych od przebiegu reżimów rzecznych. Niemniej na wielu obszarach, szczególnie Ameryki Północnej podejmuje się również działania związane z tworzeniem obiektów retencyjnych m.in. formie konstruowanych mokradeł, dla których retencjonowana woda jest dominującym czynnikiem siedliskotwórczym. Działania takie 11

podejmuje się na siedliskach uprzednio pozbawionych silnego oddziaływania wody. Są to działania kontrowersyjne ze względu na tworzenie obszarów hydrogenicznych w lokalizacjach, w których nie występowały (Keddy 2010). Jednak podejmowanie taki działań uzasadnianie jest potrzebą zwiększania bioróżnorodności oraz kompensacji w przypadku ekosystemów mokradłowych, które nie mogą zostać odtworzone i zostały bezpowrotnie utracone. Potwierdzeniem słuszności takiego podejścia mogą być liczne przykłady korzystnych efektów ekologicznych w przypadku implementacji projektów dotyczących konstruowanych mokradeł (Mitch i Gosselink 2007). 12

3. TECHNICZNE ROZWIĄZANIA NAJLEPIEJ DOPASOWANE DO ZAŁOŻEŃ MAŁEJ RETENCJI NA TERENACH LEŚNYCH Zaleca się by planować i integrować działania dla możliwie dużych jednostek przestrzennych, nawet wówczas gdy przewiduje się budowę wielu niewielkich obiektów. Integrację należy rozumieć nie tylko jako koordynacje działań od strony planistycznej i technicznej, ale przede wszystkim w zakresie spójności, przemyślanego doboru i weryfikowalności celów przyrodniczych, co jest szczególnie istotne w warunkach rosnącej niepewności (Maltby 2009, Evard i in. 2012, Zalewski 2013). Procedury analizy niepewności to bardzo istotne narzędzie uprawdopodabniające odniesienie zamierzonych rezultatów. Główne przyczyny niepewności to złożoność ekosystemów, brak dostatecznej wiedzy odnośnie ich funkcjonowania i struktury, ograniczenia metodyczne i techniczne w prowadzeniu projektów prośrodowiskowych, niewłaściwe założenia wstępne. Dobre praktyki w ograniczaniu niepewności to stosowanie metod bazujących na teorii systemów, prowadzenie analizy różnych scenariuszy zmian oraz metod porównawczych do oceny efektów końcowych (Hou i in. 2013). Ważna jest świadomość tego, że rezultat uznawany za pozytywny od strony ekologicznej mogą opisywać różne stany środowiska np. różne formy roślinności, uwodnienia ekosystemów (Cortina 2006). Do dobrych praktyk należy również prowadzenie analizy kosztów i wykonalności dla różnych wariantów i scenariuszy. Rozwiązania techniczne uznawane za najbardziej proekologiczne mogą okazać się zbyt kosztochłonne (Sonntag i Cole 2008). W planowaniu działań z zakresu małej retencji istotne jest podejście ekosystemowe tzn. stawianie celów środowiskowych na pierwszym miejscu i uzgadnianie z innymi celami zamierzenia np. celami społecznymi oraz gospodarczymi (Aptiz i in. 2006, Evard 2012). Zaleca się również planowanie, prowadzenie analiz hydrologicznych, modelowanie ekologiczne na potrzeby przyszłych projektów małej retencji, a także monitorowanie efektów środowiskowych w układzie zlewni (Richardson i in. 2011). Generalnie dobrą praktykę stanowi stosowanie rozwiązań z zakresu zarządzania adaptacyjnego dla wszystkich etapów 13

procesu realizacji programów małej retencji tj. procesu planowania i typowania lokalizacji, realizacji zamierzeń a następnie monitorowania i oceny osiąganych efektów przyrodniczych oraz ewentualnej optymalizacji i modyfikacji zaimplementowanych rozwiązań. Zaletą takiego podejścia jest kompleksowość wykorzystanie wielu kryteriów na wszystkich etapach, możliwość optymalizacji rozwiązań na podstawie informacji zwrotnych uzyskiwanych z systemu np. z monitoringu środowiska oraz wynikających aktualnego stanu wiedzy, elastyczność - możliwość uwzględnienia wielu scenariuszy i wariantów realizacji projektu oraz efektów końcowych. Wada wyżej wymienionego podejścia polega na konieczności zaangażowania środków, wiedzy i personelu do właściwej jego implementacji (Simenstad i in. 2006). Dobrą praktykę stanowi odpowiednie przygotowanie merytoryczne projektów małej retencji w zakresie oceny możliwości wykonania projektu ze względu na warunki środowiskowe panujące w jego lokalizacji. Dla potrzeb oceny lokalizacji nowych obiektów małej retencji ze względu na możliwość uzyskania pożądanego efektu hydrologicznego stosuje sie tzw. klasyfikację hydrogeomorfologiczną, modele hydrogeomorfologiczne ang. hydrogeomorphologic classification. hydrogeomorphologic modelling (HGM). Procedura ta jest powszechnie wykorzystywana w wielu regionach Ameryki Północnej szczególnie na wschodnim wybrzeżu. W ramach tej procedury stosuje się analizę warunków hydrologicznych, geomorfologicznych oraz gruntowo-wodnych. Dedykowana jest głownie dla obszarów dolin cieków niezależnie od ich skali zarówno dla nowych obiektów, tam gdzie mokradła nie występowały, ale także w przypadku odtwarzania mokradeł, które zostały silnie przekształcone lub osuszone (Whittecar i Daniels 1999, Franklin in. 2009). Projekty małej retencji są implementowane na obszarze naturalnych mokradeł, które uległy degradacji i wymagają zastosowania aktywnych form ochrony. Obszary mokradłowe o różnym charakterze występują we wszystkich strefach klimatycznych. Azonalne formy mokradeł występują w sąsiedztwie rzek. Funkcjonalnie są one podobne, chociaż w każdej strefie klimatycznej związane sią z innym rodzajem roślinności (Mitsch i Gosselink 2007). Projekty wykonywane w dolinach rzek, gdzie warunki wodne kształtowane są przez reżim rzeczny są relatywnie często przedmiotem analiz naukowych (Mitsch 1988, Pedersen i in. 14

2007, Mitsch i in. 2008, Kröger 2010). W przypadku obszarów dolin rzecznych brane są pod uwagę różne scenariusze zmian zarówno niekorzystnych dla środowiska a także będących efektem działań mających na celu ochronę i odtwarzanie ekosystemów lasów dolinnych. Scenariusze te weryfikowane są na podstawie modelowania ekologicznego i obejmują warianty uwzględniające stosowanie rozwiązań technicznych z wykorzystaniem systemu budowli wodnych (Funk i in. 2013). Różne są też skale przestrzenne takich działań zarówno małe obejmujące niewielkie fragmenty doliny, jak i duże obejmujące zlewnie lub jej znaczne części (DuBowy 2013, Funk i in. 2013). Działania podejmowane w dolinach rzecznych są przedmiotem licznych kontrowersji ze względu brak dostatecznej wiedzy i dobrego rozpoznania naturalnych stanów ekosystemów hydrogenicznych siedlisk dolinnych. Często przyjmowane są błędne i niezgodnie ze stanem faktycznym założenia stanowiące, że cieki związane z tymi ekosystemami w stanie naturalnym meandrowały lub obszarze dolinnym występowały pewne formy siedlisk hydrogenicznych (Richardson i in. 2011). Bowiem badania dolin rzecznych wykazują, że cieki te nierzadko prowadziły wody rozłogowo, tworzyły rozlewiska (Walter i Merritts 2008). Błędne założenia renaturalizacji skutkują tym, że funkcje ekosystemów oraz formy roślinności uzyskiwane w wyniku implementacji rozwiązań małej retencji na podstawie błędnych założeń nie odzwierciedlają stanu przeszłego tych jednostek przestrzennych (Lake i in. 2007). Dotyczy to szczególnie mniejszych cieków nizinnych (Zedler 2000, Richardson 2011). Stąd w przypadku takich obiektów szczególne znaczenie ma podejście ekologiczne, dające w rezultacie pełniejsze odtworzenie procesów i funkcji ekosystemowych oraz bioróżnorodności (Doll 1999). Główną barierą uniemożliwiającą rozpoznanie stanów środowiska uznawanych za naturalne występujących w przeszłości stanowią stopień jego przekształcenia oraz nakładanie się różnych form przekształceń dla tych samych lokalizacji. Natomiast podejście polegające na implementowaniu projektów bez całościowego rozpoznania jednorodnych jednostek przestrzennych tzn. zlewni może być przyczyną braku uzyskania zamierzonych efektów ekologicznych lub wystąpienia szkód dla środowiska naturalnego (Bedford 1999). Torfowiska niezależnie od ich formy są przedmiotem wielu projektów małej retencji. Torfowiska obok ekosystemów dolinnych stanowią najbardziej przekształcone kategorie siedlisk hydrogenicznych strefy umiarkowanej klimatu (Bragg i Lindsay 2003, Trepel 2007). 15

Większość europejskich torfowisk została silnie zmieniona głownie wskutek prowadzenia ich odwodnienia za pomocą rowów otwartych lub drenażu podziemnego. Jednak rowy otwarte mogą być i są wykorzystywane obecnie jako elementy systemów małej retencji do odtwarzania ekosystemów torfowiskowych, w przypadku zastosowania kontroli odpływu (Scholz i Trepel 2004). Prowadzi się również rozpoznanie tego, jak odbierane są projekty małej retencji przez społeczeństwo(cottet i in. 2013). Uzasadnienie takich badań wynika z tego, że odbiór społeczny mokradeł jest często negatywny. Uważa się, że obszary siedlisk hydrogenicznych są siedliskiem chorób, komarów, przyczyną powodzi, stanowią nieużytki i świadczą o niewłaściwym gospodarowaniu terenem (Evard i in. 2012). 16

4. INNOWACYJNE ROZWIĄZANIA W ZAKRESIE MAŁEJ RETENCJI Biorąc pod uwagę rozwiązania techniczne mała retencja w różnych krajach świata realizowana jest z wykorzystaniem podobnych rozwiązań technicznych. Stosuje się typowe urządzania piętrzące o zmiennej wysokości piętrzenia takie jak zastawki, jazy oraz urządzenia o stałej wysokości piętrzenia takie jak jazy denne, groble i progi. Woda retencjonowana jest również z wykorzystaniem budowli wodnych takich jak stawy piętrzone oraz kopane bez piętrzenia, rowy i kanały otwarte. Stąd główne formy retencji uzyskiwane za pomocą wymienionych wyżej rozwiązań technicznych to retencja zbiornikowa (stawy), korytowa (rowy i kanały) oraz retencja gruntowa, retencja wód podziemnych w sąsiedztwie obiektów małej retencji. Trudno doszukiwać się w tym przypadku znamion innowacyjności ponieważ rozwiązania te stosowane są w takim układzie od wielu lat a nawet setek lat w wielu krajach świata. Różnica często polega wyłącznie na stosowaniu rozwiązań materiałowych (Mitch i Gosselink 2007, Maltby i Barker 2009, Keddy 2010). W krajach Ameryki Północnej, Australii i Chinach często liberalnie podchodzi się do wykorzystania materiałów budowlanych stosowanych do konstrukcji budowli wodnych wykorzystywanych w projektach z zakresu małej retencji. Argumentem przemawiającym za wyborem materiałów i rozwiązań technicznych są często przesłanki pragmatyczne to znaczy trwałość konstrukcji, dostępność materiału i koszt wykonania a także ograniczenie obsługi obiektu w trakcie jego eksploatacji. Stąd często podważa się lub nie dostrzega się zasadności stosowania rozwiązań uznawanych za tzw. proekologiczne. Najważniejszą przesłanką przyjmowaną do wyboru rozwiązań techniczno-materiałowych jest zapewnienie trwałego długookresowego i bezawaryjnego funkcjonowania i w konsekwencji oddziaływania na środowisko obiektu retencyjnego (Mitch i Gosselink 2007, Maltby i Barker 2009). Stąd stosowanie drewna jako materiału konstrukcyjnego budowli retencyjnych jest bardzo ograniczone. I tak w odróżnieniu od krajowych praktyk bardzo często, szczególnie w Stanach Zjednoczonych, stosuje się elementy stalowe do wykonywania budowli piętrzących takich jak zastawki, przepusty z piętrzeniem lub mnichy. W przypadku krajowej retencji leśnej 17

elementy stalowe stosowany są niekiedy do budowy ścian szczelnych. W innych krajach częściej stosowane są również elementy z tworzywa szczególnie jako przewody przepustów piętrzących i rurociągów podziemnych lub tworzywa uszczelniające korpusy ziemnych budowli wodnych. W przypadku tej technologii w krajowych rozwiązaniach małej retencji leśnej coraz liczniej stosuje się również technologie z wykorzystaniem przewodów z tworzyw sztucznych. Technologie z wykorzystaniem betonu są wykorzystywane podobnie jak w Polsce, przy czym silny nacisk położony jest na wykorzystanie elementów prefabrykowanych. W kategoriach dobrych praktyk i innowacyjności można postrzegać podejście całościowe do projektów małej retencji. Dotyczy to szczególnie nacisku na osiąganie wymiernych i ściśle zdefiniowanych celów ekologicznych. Podstawą realizacji dużych programów wymagających budowy wielu obiektów oraz programów ukierunkowanych na osiągnięcie dokładnie zdefiniowanego celu ekologicznego, stanowi przygotowanie projektu od strony analizy warunków hydrologicznych i przeprowadzania studium możliwości osiągnięcia wyznaczonych celów środowiskowych. Cele przyrodnicze są często precyzyjnie określone. Docelowy efekt ekologiczny nie jest definiowany w sposób ogólny i może być zweryfikowany. Na przykład cele są definiowane jako przywrócenie konkretnego stanu ekosystemu odtworzenia lub poprawy stanu fitocenoz o określonym składzie florystycznym, odtworzenia procesów torfotwórczych lub jako kombinacja kilku efektów rozumianych jako całość. W ramach tego podejścia istotnym elementem projektu jest ocena i weryfikacja osiągania celów przyrodniczych, monitoring obiektów ze względu na zachodzące w nich procesy i stan elementów środowiska. Projekty są planowane w taki sposób, że brana jest pod uwagę możliwość wystąpienia potrzeby modyfikacji przyjętych rozwiązań, jeśli cele środowiskowe nie zostały osiągnięte. Wówczas podejmuje się działania optymalizacyjne i analizuje ich efekty (Mitch i Gosselink 2007, Maltby i Barker 2009, Keddy 2010). Stąd innowacyjność dotyczy nie tyle rozwiązań technicznych, co praktyk i podejścia związanego z planowaniem projektów, wyznaczaniem celów ekologicznych i weryfikacją ich osiągania, a także gotowością do podejmowania działań optymalizacyjnych w przypadku już zaimplementowanych projektów. 18

BIBLIOGRAFIA 1. Allen T.F.H., Giampietro M., Little A.M., 2003, Distinguishing ecological engineering from environmental engineering, Ecological Engineering, 20: 68 81. 2. Apitz S.E., Elliot M., Fountain M., Galloway T.S.,2006, European environmental management: moving to an ecosystem approach. Integrated Environmental Assessment and Management 2: 80 85. 3. Aronson J., Le Floc h, E., 1996, Vital landscape attributes: missing tools for restoration ecology, Restoration Ecology, 4: 377 387. 4. Asselman N.E.M., Middelkoop H., 1995, Floodplain sedimentation: quantities, patterns and processes, Earth Surface Processes and Landforms, 20, 481 499. 5. Bedford B., 1999, Cumulative effects on wetland landscapes: links to wetland restoration in the United States and southern Canada, Wetlands, 19, 4: 775 788. 6. Bedford B., 1999, Cumulative effects on wetland landscapes: links to wetland restoration in the United States and southern Canada. Wetlands 19,4, 775 788. 7. Best E.P.H., Bakker J.P., 1993, Netherlands Wetlands, Kluwer Academic Publishers, Dordrecht. 8. Bragg O., Lindsay R. (Eds.), 2003, Strategy and Action Plan for Mire and Peatland Conservation in Central Europe. Wetlands International, Wageningen, The Netherlands. 9. Brand A.B., Snodgrass J.W., 2010, Value of artificial habitats for amphibian reproduction in altered landscapes. Conservation Biology 24: 295 301. 10. Chang M.,2012, Forest Hydrology: An Introduction to Water and Forests. CRC Press. 11. Cole C.A. 2002, The assessment of herbaceous plant cover in wetlands as an indicator of function,ecological Indicators, 2: 287 293. 12. Cole C.A., Brooks R.P., 2000, A comparison of the hydrologic characteristics of natural and created mainstream floodplain wetlands in Pennsylvania, Ecological Engineering, 14, 3: 221-231. 13. Cole C.A., Kentula M.E.,2011, Monitoring and Assessment What to Measure and Why. In B.A. LePage (ed.), Wetlands Integrating Multidisciplinary Concepts. Springer, Dordrecht: 137-152. 14. Cortina J., Maestre F.T., Vallejo R., Baeza M.J., Valdecantos A., Pérez-Devesa M., 2006, Ecosystem structure, function, and restoration success: Are they related?, Journal for Nature Conservation, 14, 3 4, 20: 152-160. 15. Cottet M., Piégay H., Bornette G., 2013, Does human perception of wetland aesthetics and healthiness relate to ecological functioning?, Journal of Environmental Management, 128: 1012-1022. 19

16. Doll B.A., Grabow G.L., Hall K.R., Halley J., Harman W.A., Jennings G.D., Wise D.E., 2003, Stream Restoration: A Natural Channel Design Handbook. NC Stream Restoration Institute, NC State University, Raleigh, NC, http://www.bae.ncsu.edu/programs/extension/wqg/sri/stream_rest_guidebook/sr_ guidebook.pdf. 17. DuBowy P.J.,2013, Mississippi River Ecohydrology: Past, present and future, Ecohydrology & Hydrobiology, 13, 1, 2013: 73-83. 18. Engel S., Schaefer M., 2013, Ecosystem services a useful concept for addressing water challenges?, Current Opinion in Environmental Sustainability, 5:696 707. 19. European Commission, 2011, Our Life Insurance, Our Natural Capital: An EU Biodiversity Strategy to 2020 3. 5. 2011. COM (2011) 244. European Commission, Brussels, Belgium. 20. Everard M., Harrington R., McInnes R.J., 2012, Facilitating implementation of landscape-scale water management: The integrated constructed wetland concept, Ecosystem Services, 2: 27-37. 21. Ferreira M., Beja P., 2013, Mediterranean amphibians and the loss of temporary ponds: Are there alternative breeding habitats?, Biological Conservation, 165: 179-186. 22. Franklin S.B., Kupfer J.A., Pezeshki R., Gentry R., Smith R.D., 2009, Efficacy of the hydrogeomorphic model (HGM): A case study from western Tennessee, Ecological Indicators, 9, 2: 267-283. 23. Franklin S.B., Kupfer J.A., Pezeshki S.R., Gentry R., Smith R.D., 2009, Complex effects of channelization and levee construction on western Tennessee floodplain forest function. Wetlands, 29, 451 464. 24. Funk A., Gschöpf C., Blaschke A.P., Weigelhofer G., Reckendorfer W., 2013, Ecological niche models for the evaluation of management options in an urban floodplain conservation vs. restoration purposes, Environmental Science & Policy, 34: 79-91. 25. Gattie D.K., McCutcheon S.C., Smith M.C.,2003, Ecological engineering: the state-ofthe-field, Ecological Engineering, 20: 327 330. 26. Hackney C.T., 2000, Restoration of coastal habitats: expectation and reality, Ecological Engineering, 15: 165 170. 27. Hoffmann C.C., Baattrup-Pedersen A., 2007, Re-establishing freshwater wetlandsin Denmark. Ecological Engineering, 30: 157 166. 28. Hou Y., Burkhard B., Müller F., 2013, Uncertainties in landscape analysis and ecosystem service assessment, Journal of Environmental Management, 127, Supplement: S117-S131. 29. Keddy P.A., 2010, Wetland Ecology: Principles and Conservation, Cambridge University Press. 20