Экологическое нормирование антропогенной нагрузки на экосистемы

Выбор именно этих показателей обусловлен следующими причинами. Численность  аммонифицирующих бактерий и микроскопических грибов характеризует состояние редуцентов в экосистеме. Бактерии рода Azotobacter традиционно используют как индикатор химического загрязнения почвы. Каталазная, инвертазная и целлюлозолитическая активность отражают интенсивность биологических процессов в почве. Каталаза характеризует протекание окислительно-восстановительных процессов, инвертаза — гидролитических. При этом активность ферментов каталазы и инвертазы служит показателем потенциальной биологической активности почвы, а скорость разложения полотна характеризует актуальную активность. Таким образом, представленный набор показателей дает объективную и информативную картину о протекающих в почве биологических процессах и о ее экологическом состоянии.

Для расчета ИПБС значение каждого из шести указанных выше показателей  на контроле (в незагрязненной почве) принимали за 100% и по отношению к нему выражали в процентах значения в остальных вариантах опыта (в загрязненной почве). Затем определяли среднее значение шести выбранных показателей для каждого варианта опыта. Полученное значение (ИПБС) выражено в процентах по отношению к контролю (к 100%). Использованная методика позволяет интегрировать (суммировать) относительные значения разных показателей, абсолютные значения которых не могут быть суммированы, так как имеют разные единицы измерения.

Для оценки достоверности влияния загрязнения на исследуемые показатели использовали дисперсионный анализ. Для проведения математической обработки результатов исследования использовали компьютерную программу Statistica 6.0.

Результаты и предложения

Результаты  исследований позволили провести ранжирование 20-ти химических элементов по степени негативного воздействия на почву и выделить 3 класса элементов по степени их экологической опасности для почвы.

При ранжировании элементов  в качестве единицы измерения  их содержания в почве были использованы ПДК, мг/кг, моль/кг. Были получены 3 ряда элементов по степени их негативного воздействия на почву, значительно отличающихся друг от друга:

1.Если за единицу содержания  элемента в почве принять ПДК: Cr > B > Zn > Se > Ba ≥ As ≥ Sr = V ≥ Co = F = Mn ≥ Ni ≥ Cu > Pb ≥ Sn ≥ Cd = W ≥ Sb ≥ Hg > Mo.

2.Если за единицу содержания  элемента в почве принять мг/кг: Se ≥ Cr > Sn ≥ Hg ≥ W ≥ Cd > As = Co = Sb ≥ Cu ≥ Ni ≥ B = Pb > Sr ≥ Mo ≥ Zn ≥ V ≥ Ba ≥ Mn ≥ F.

3.Если за единицу содержания  элемента в почве принять моль/кг: W ≥ Sn > Se > Sb ≥ Hg ≥ Cr ≥ Cd ≥ Pb ≥ Sr = Cu ≥ Ni ≥ As ≥ Ba ≥ Co ≥ Mn > V = Mo ≥ Zn ≥ B ≥ F.

Если содержание элемента в  почве выражено в ПДК, то наиболее токсичным элементом является Cr, а наименее токсичным — Mo. Для хрома принято не достаточно жесткое ПДК— 100 мг/кг почвы (принято в Германии, в России отсутствует), поэтому при сравнении ПДК он выглядит самым токсичным.

Если содержание элемента в  почве выражено в мг/кг, то наиболее опасным получается Se, а наименее опасным — F.

И, наконец, если содержание элемента в почве выражено в моль/кг, то наиболее опасным проявляет себя W. Это свидетельствует о том, что если содержание элемента в почве выражать в количестве атомов на единицу массы почвы, то W — самый токсичный элемент из исследованных.

Принятые значения ПДК плохо  соотносятся друг с другом, так  как степень негативного воздействия  при содержании в почве ПДК  должна быть одинакова, чего не наблюдается. Это свидетельствует о необходимости корректировки и дальнейшего совершенствования нормативов содержания химических элементов в почве.

По влиянию на состояние  почвы исследованные элементы не располагаются по классам опасности, разработанным применительно к здоровью людей. Поэтому по отношению к почве целесообразно разработать собственные классы опасности. Для этого можно использовать полученный в настоящем исследовании ряд элементов, где единицей содержания элемента в почве является мг/кг. На наш взгляд, целесообразно выделить следующие три класса опасности элементов по отношению к почве: 1 класс – Se, Cr, Sn, Hg, W, Cd; 2 класс – As, Co, Sb, Cu, Ni, B, Pb; 3 класс – Sr, Mo, Zn, V, Ba, Mn, F.

В результате проведенных исследований было установлено, что нарушение  экологических функций почвы  происходит в определенной очередности. По мере увеличения концентрации загрязняющего почву химического вещества срыв выполняемых ею экосистемных функций происходит в следующей последовательности: информационные ® биохимические, физико-химические, химические и целостные ® физические. Тот факт, что различные экологические функции почвы нарушаются при различной концентрации загрязняющего вещества в почве, может лежать в основе экологического нормирования загрязнения почв. В качестве критерия степени нарушения экологических функций почвы предлагается использовать интегральный показатель биологического состояния почвы (ИПБС). Установлено, что если значения ИПБС уменьшились менее чем на 5 %, то почва выполнят свои экологические функции нормально, при снижении значений ИПБС на 5-10% происходит нарушение информационных экофункций, на 10-25 % — биохимических, физико-химических, химических и целостных, более чем на 25 % — физических.

По результатам настоящего исследования были определены уравнения  регрессии, отражающие зависимость снижения значений ИПБС от содержания в почве загрязняющего вещества. По этим уравнениям были рассчитаны концентрации ТМ, при которых происходит нарушение тех или иных групп экологических функций почвы. Предложенный подход и полученные количественные значения содержания ТМ в почве, вызывающие нарушение разных групп экологических функций, представляется целесообразным использовать при экологическом нормировании, где главной целью должно быть сохранение экологических функций почвы.

В результате исследования предложена схема экологического нормирования загрязнения почв ТМ, неметаллами, нефтью и бензином по степени нарушения экологических функций почв и адекватные способы санации («оздоровления») почв.

сферы применения

Разработанная методология экологического нормирования антропогенного воздействия на наземные экосистемы на основе нарушения экологических функций почвы может быть использована научными, образовательными, производственными и природоохранными организациями при оценке воздействия на окружающую среду (разработке ОВОС); при биоиндикации и биодиагностике деградационных изменений в экосистемах; при биомониторинге состояния естественных и антропогенно нарушенных экосистем; при экологическом нормировании антропогенного воздействия на экосистемы, разработке региональных ПДК; при определении степени ответственности (размера штрафа и др.) предприятий при нерациональном природопользовании; при разработке методов санации (восстановления) нарушенных экосистем; при определении предельно допустимой антропогенной нагрузки на территорию; при создании экологических карт (районирования, фактологических и прогнозных); при прогнозировании экологических последствий хозяйственной деятельности на данной территории; при оценке риска катастроф; при проведении экологической экспертизы, паспортизации, сертификации территории или хозяйственного объекта и т.д.

Таким образом, в Южном федеральном  университете имеются существенные наработки в области экологического нормирования антропогенной нагрузки на окружающую среду.