Экологическое нормирование антропогенной нагрузки на экосистемы

3.Разнообразие почв. Разные почвы обладают различной устойчивостью (буферностью) к загрязнению ТМ и, следовательно, изменение свойств в одинаковой степени в разных почвах будет происходить при разной концентрации металла в почве.

4.Разнообразие химических форм соединений загрязняющих веществ. ТМ поступают в почву в форме различных соединений, обладающих различной степенью токсичности.

5.Явления синергизма и антагонизма. Токсичная концентрация металла зависит от присутствия в почве атомов других элементов, находящихся с этим металлом в синергетическом или антагонистическом отношении.

6.Способность живых организмов к адаптации, а почвы к самовосстановлению. Живые организмы и их сообщества способны приспособиться к возросшему содержанию ТМ в среде их обитания, в результате чего почва способна восстанавливать нарушенные в результате загрязнения свойства. Следовательно, одно и то же содержание в почве ТМ будет вызывать различные последствия сразу после загрязнения и через какое-то время после него. Сюда же следует отнести пример геохимических аномалий, где организмы приспособились к аномально высоким или, наоборот, низким концентрациям того или иного элемента.

Перечисленные факторы определяют необходимость создания бесконечного множества ПДК ТМ в почве для каждого конкретного случая, что является нереальным. Поэтому все когда-либо разработанные ПДК ТМ в почве, будут в большой степени условными.

Как видно из литературных материалов, практически все предпринимаемые  попытки нормирования содержания в почве ТМ сводились к тому, чтобы определить концентрацию металла, при которой в почве происходят те или иные негативные изменения. И как было показано, в каждом конкретном случае это будет своя предельно допустимая концентрация. Так имеет ли смысл поиск именно концентрации загрязняющего вещества. Не целесообразнее ли нормировать загрязнение не по содержанию вещества в почве, а по реакции почвы на загрязнение. При таком подходе почва может считаться загрязненной не при достижении в почве определенной концентрации ТМ, а при изменении регистрируемых показателей до определенной степени. По степени изменения тех или иных показателей можно судить о степени загрязнения почв (например, незагрязненная, слабо-, средне-, сильнозагрязненная почва). Остается выбрать показатели загрязненности почв. Их выбор зависит только от фактора полифункциональности почв, но не зависит от других вышеуказанных причин, препятствующих определению предельно допустимой концентрации загрязняющего вещества. Данный подход к нормированию загрязнения почв применим не только к ТМ, а ко всем загрязняющим почву веществам.

Выбор показателя степени загрязнения  должен производиться в зависимости от того, выполнение почвой какой из функций мы хотим сохранить. Если сохранять почву как естественно-историческое тело, то не следует допускать малейшего увеличения содержания в нем ТМ, так как это является изменением его естественного химического состава. Если сохранять почву как средство сельскохозяйственного производства, то нельзя допускать попадания ТМ из почвы в растения в токсических концентрациях. И в том, и в другом случаях нормирование загрязнения следует производить по содержанию в почве и растениях ТМ.

Если же мы хотим сохранить  полноценное выполнение почвой своих  экологических функций, т.е. рассматриваем почву как компонент биогеоценоза, а почвенный покров как компонент биосферы, то, как было отмечено выше, в силу объективных причин использование ПДК крайне затруднительно. В этом случае проводить нормирование загрязнения целесообразно по степени нарушения экологических функций почвы. Такое нормирование будет по истине экологическим.

 

Нормирование  по экологическому риску

В связи с этим в последние годы (в первую очередь в развитых зарубежных странах, «переболевших болезнью ПДК, ПДВ и ПДС») в природоохранной политике все чаще приоритет отдают оценке экологического риска.

Экологический риск — это вероятность появления негативных изменений в окружающей природной среде, вызванных негативным воздействием хозяйственной и иной деятельности, чрезвычайными ситуациями природного и техногенного характера, с учетом величины возможных ущербов.

Мера  экологической опасности рассматривается  в двух основных аспектах: 1) вероятность нарушения природного равновесия; 2) вероятность негативного воздействия на человека.

Экологический риск может быть оценен количественно  по формуле:

R = p ∙ y,

где R — экологический риск; p — вероятность негативного воздействия источника опасности на население, экосистемы или иные объекты; y — предполагаемая величина ущерба от воздействия.

Нормирование  с использованием ПДК, ПДВ, ПДС, ПДУ  и других нормативов основано на определении количества загрязняющего вещества или иного агента в окружающей среде.

Нормирование  на основе определения экологического риска базируется на оценке источников опасности и устойчивости экосистем и человеческого организма.

Вред  природной среде при различных  антропогенных и стихийных воздействиях очевидно неизбежен, однако он должен быть сведен до минимума и быть экономически оправданным. Любые хозяйственные или иные решения должны приниматься с таким расчетом, чтобы не превышать пределы вредного воздействия на природную среду.

При оценке допустимости антропогенного воздействия  на окружающую природную среду следует руководствоваться принципами допустимого экологического риска: 1) неизбежность потерь в природной среде; 2) минимальность потерь в природной среде; 3) реальная возможность восстановления потерь в природной среде; 4) отсутствие вреда здоровью человека и необратимость изменений в природной среде; 5) соразмерность экологического вреда и экономического эффекта.

Любое превышение пределов допустимого экологического риска должно пресекаться по закону. С этой целью ограничивают или  приостанавливают деятельность экологически опасных производств, а на стадиях принятия решений допустимый экологический риск оценивают с помощью государственной экологической экспертизы и в случае его превышения представленные для согласования материалы отклоняют.

Фактор  экологического риска существует на любых производствах, независимо от мест их расположения. Однако существуют регионы, где, в сравнении с более экологически благополучными районами, во много раз превышены вероятность проявления негативных изменений в экосистемах, а также вероятность истощения природно-ресурсного потенциала и, как следствие, величины риска потери здоровья и жизни для человека. Эти регионы получили название зон повышенного экологического риска.

Выделяют следующие зоны повышенного экологического риска: 1) хронического загрязнения окружающей среды; 2) повышенной экологической опасности; 3) чрезвычайной экологической ситуации и 4) экологического бедствия.

Зона чрезвычайной экологической ситуации — территория, на которой в результате воздействия негативных антропогенных факторов происходят устойчивые отрицательные изменения окружающей природной среды, угрожающие здоровью населения, состоянию естественных экосистем, генофондам растений и животных. В Российской Федерации к таким зонам относятся районы Северного Прикаспия, Байкала, Кольского полуострова, рекреационные зоны побережий Черного и Азовского морей, промзона Урала и др.

Зона экологического бедствия — территория, на которой произошли необратимые изменения окружающей среды, повлекшие за собой существенное ухудшение здоровья населения, разрушение естественных экосистем, деградацию флоры и фауны. Это зона влияния аварии на Чернобыльской АЗС, Кузбасс, степные районы Калмыкии.

 

 

Экологическое нормирование

Особенность санитарно-гигиенического нормирования заключается в том, что оно основано на антропоцентризме. Санитарно-гигиеническое нормирование — установление нормативов качества окружающей среды приемлемых для человека. Однако человек не самый чувствительный из биологических видов, и принцип «Защищен человек — защищены и экосистемы» неверен.

Экологическое нормирование предполагает учет так  называемой допустимой нагрузки на экосистему.

Экологическое нормирование — нормирование антропогенного воздействия на экосистему в пределах ее экологической емкости, не приводящего к нарушению механизмов саморегуляции. Основными критериями экологического нормирования являются: сохранение биотического баланса, стабильности и разнообразия экосистемы.

Методологические  особенности гигиенического нормирования (по Е.Л. Воробейчику):

1. предельные нагрузки устанавливаются для отдельных веществ (либо их смесей, но с известным соотношением компонентов);
2. лабораторные эксперименты – основа для получения нормативов;
3. используются параметры организменного, а не экосистемного уровня.

Методологические  особенности экологического нормирования (по Е.Л. Воробейчику):

1. критерии оценки задает человек исходя из своих потребностей, причем потребность в здоровой окружающей среде – одна из важнейших;
2. при задании критериев оценки экосистем необходимо учитывать их полифункциональность (важнейшие функции – обеспечение необходимого вклада в биосферные процессы, удовлетворение экономических, социальных и эстетических потребностей общества);
3. нормативы предельных нагрузок должны быть “вариантными”, т.е. различными для экосистем разного назначения (необязательно требовать выполнение всех функций одновременно и в одном месте);
4. нормативы должны быть дифференцированы в зависимости от физико-географических условий региона и типа экосистем;
5. нормативы должны быть дифференцированы во времени: менее жесткие для существующих технологий, более жесткие для ближайшей перспективы, еще более жесткие для проектируемых производств и новых технологий;
6. нормировать необходимо интегральную нагрузку, которая может быть выражена в относительных единицах, а не концентрации отдельных загрязнителей;
7. среди показателей состояния биоты для нормирования необходимо выбрать основные, отражающие важнейшие закономерности ее функционирования, предпочтение необходимо отдавать интегральным параметрам;
8. нахождение нормативов может быть реализовано только в исследованиях реальных экосистем, находящихся в градиенте нагрузки, т.е. только на основе анализа зависимостей доза – эффект на уровне экосистем.

 

 

Пример  экологического нормирования антропогенного воздействия на наземные экосистемы на основе нарушения экологических функций почвы

Цель  исследования — на основе обобщения материалов по влиянию приоритетных загрязняющих веществ на экологическое состояние и функции почв разработать принципы нормирования химического загрязнения почв по степени нарушения их экологических функций.

 

Методология и методы

В настоящей работе обобщены результаты модельных экспериментов по исследованию влияние загрязнения чернозема  обыкновенного 20-ю различными химическими  элементами на эколого-биологические свойства чернозема обыкновенного, его экологическое состояние и функции. Исследования проведены на кафедре экологии и природопользования Южного федерального университета (ранее Ростовского государственного университета) в период с 1993 по 2008 гг.

В качестве объекта исследования был  использован чернозем обыкновенный южно-европейской фации карбонатный среднемощный малогумусный тяжелосуглинистый на желто-бурых лессовидных суглинках (ОПХ ДонГАУ, п. Персиановский, Ростовская область). Почва для модельных экспериментов была отобрана из пахотного слоя.

Исследовали загрязнение почвы химическими  элементами, являющимися приоритетными загрязнителями окружающей среды. Помимо элементов, указанных в ГОСТе исследовали олово, которое часто встречается как загрязняющее почву вещество.

В лабораторных условиях моделировали загрязнение  почвы заданным количеством загрязняющего  вещества. В настоящем исследовании за систему отсчета количества элемента в почве была принята их предельно допустимая концентрация (ПДК) из соображения, что разные элементы содержатся в почве в различных несопоставимых, если их выражать в мг, количествах, различающихся на два порядка и более, а, кроме того, обладают различной степенью токсичности. Такой подход позволил сопоставить силу воздействия различных химических элементов между собой.

Для большинства элементов использовали ПДК, разработанные в Германии. Во-первых, для многих из них «российские» ПДК отсутствуют. Во-вторых, многие из принятых в России ПДК не применимы для почв Юга России в силу высокого фонового содержания исследуемых элементов и высокой буферности чернозема к химическому загрязнению. Для Mn, Sb и Sn использовали отечественные ПДК. Для Ba, Sr и W были определены УДК равные трем фоновым концентрациям элемента в почве, на том основании, что ПДК Mn, Sb и Sn составляют около трех их фоновых концентраций в почве. Элементы вносили в почву в количестве — 1, 10 и 100 ПДК (УДК).

Использовали  следующие формы загрязняющих веществ: CuO, ZnO, CdO, PbO, CoO, Ni₂O₃, CrO₃, Mo₂O₃, MnO₂, BaO, V₂O₅, WO₃, HgCl₂, SbCl₂, SnCl₂, SrCl₂, B₂O₃, CaF₂, H₂SeO₃, Na₃AsO₂. Металлы были взяты по возможности в форме оксидов, чтобы избежать сопутствующего внесения в почву аниона и в связи с тем, что антропогенное загрязнение почв происходит, как правило, оксидами металлов.

Модельные опыты были заложены в трехкратной  повторности. Загрязненную и незагрязненную (контроль) почву массой 1 кг инкубировали в вегетационных сосудах при температуре +20-22 ^оС и влажности почвы 60 % от наименьшей полевой влагоемкости.

Лабораторно-аналитические  исследования проводили через 10, 30 и 90 суток от момента загрязнения.

Степень опасности элемента оценивали по степени снижения интегрального показателя биологического состояния (ИПБС) почвы. ИПБС был рассчитан на основе наиболее чувствительных и информативных показателей биологической активности почвы: численность аммонифицирующих бактерий, микроскопических грибов, бактерий рода Azotobacter, активность каталазы, инвертазы, целлюлозолитическая активность. Показатели определяли с использованием общепринятых в почвоведении и биологии методов.