Экологическое нормирование антропогенной нагрузки на экосистемы

Колесников С.И.

Необходимость нормирования

Человеческое общество и окружающая природная среда находятся в постоянном взаимодействии. Взаимодействие человека с природой направлено, главным образом, на удовлетворения его материальных и духовных потребностей. По большому счету нет такой потребности, которую можно было бы удовлетворить без участия природы. В результате окружающая природная среда подвергается все возрастающему воздействию со стороны человеческого общества. Такое воздействие называется антропогенным.

Антропогенные воздействия — деятельность человека, связанная с реализацией экономических, военных, рекреационных, культурных и других его интересов, вносящая физические, химические, биологические и другие изменения в природную среду.

Воздействие человека на природу можно классифицировать различным образом. Например, разделить на разрушительное, стабилизирующее и конструктивное; прямое и косвенное; преднамеренное и непреднамеренное; длительное и кратковременное; статическое и динамическое; площадное и точечное; глубинное и приповерхностное; глобальное, региональное и локальное; механическое, физическое, химическое и биологическое и т.д.

Глубина экологических последствий воздействия человека на природу зависит от нескольких переменных: численности населения, стиля жизни и экологического сознания. Эту связь можно описать формулой:

Численность населения  Стиль жизни

Экологические последствия =

Уровень экологического сознания

Чем больше численность населения и выше стиль жизни, тем сильнее истощение природных ресурсов и загрязнение окружающей среды. И, наоборот, чем выше экологическое сознание населения, тем менее выражены эти негативные процессы.

Таким образом, важнейшее условие дальнейшего прогресса человечества — прекращение роста его численности, изменение стиля жизни и повышение экологического сознания. Только добившись популяционного равновесия, можно и дальше развивать культуру, технологию, цивилизацию в целом.

Одним из важнейших путей оптимизации взаимоотношений человека и природы является нормирование антропогенной нагрузки на окружающую среду.

Под качеством окружающей среды понимают степень соответствия среды жизни человека его потребностям. Окружающей человека средой являются природные условия, условия на рабочем месте и жилищные условия. От ее качества зависит продолжительность жизни, здоровье, уровень заболеваемости населения и т.д.

Нормирование качества окружающей среды — установление показателей и пределов, в которых допускается изменение этих показателей (для воздуха, воды, почвы и т.д.).

Цель нормирования — установление предельно допустимых норм (экологических нормативов) воздействия человека на окружающую среду. Соблюдение экологических нормативов должно обеспечить экологическую безопасность населения, сохранение генетического фонда человека, растений и животных, рациональное использование и воспроизводство природных ресурсов.

Нормативы предельно допустимых вредных воздействий, а также методы их определения, носят временный характер и могут совершенствоваться по мере развития науки и техники с учетом международных стандартов.

Основные экологические нормативы качества окружающей среды и воздействия на нее следующие:

Нормативы качества (санитарно-гигиенические):

предельно допустимая концентрация (ПДК) вредных веществ;
предельно допустимый уровень (ПДУ) вредных физических воздействий: радиации, шума, вибрации, магнитных полей и др.

Нормативы воздействия (производственно-хозяйственные):

предельно допустимый выброс (ПДВ) вредных веществ;
предельно допустимый сброс (ПДС) вредных веществ.

Комплексные нормативы:

предельно допустимая экологическая (антропогенная) нагрузка на окружающую среду.

Санитарно-гигиеническое нормирование

Предельно допустимая концентрация (количество) (ПДК) — количество загрязняющего вещества в окружающей среде (почве, воздухе, воде, продуктах питания), которое при постоянном или временном воздействии на человека не влияет на его здоровье и не вызывает неблагоприятных последствий у его потомства. ПДК рассчитывают на единицу объема (для воздуха, воды), массы (для почвы, пищевых продуктов) или поверхности (для кожи работающих). ПДК устанавливают на основании комплексных исследований. При ее определении учитывают степень влияния загрязняющих веществ не только на здоровье человека, но и на животных, растения, микроорганизмы, а также на природные сообщества в целом.

В настоящее время в нашей стране действуют более 1900 ПДК вредных химических веществ для водоемов, более 500 для атмосферного воздуха и более 130 для почв.

При содержании в природном объекте нескольких загрязняющих веществ учитывают их совместное воздействие. Сумма их концентраций не должна превышать при расчете единицы:

С₁/ПДК₁ + С₂/ПДК₂ + … + С_n/ПДК_n < 1,

где С₁, С₂, …, С_n — фактические концентрации вредных веществ в воздухе, воде, почве, продуктах питания; ПДК₁, ПДК₂, …, ПДК_n — предельно допустимые концентрации вредных веществ, которые установлены для их изолированного присутствия.

При нормировании качества атмосферного воздуха используют такие показатели как ПДК вредного вещества в воздухе рабочей зоны, ПДК максимально разовую и ПДК среднесуточную.

Предельно допустимая концентрация вредного вещества в воздухе рабочей зоны (ПДКрз) — это максимальная концентрация, которая при ежедневной (кроме выходных дней) работе в течение 8 часов или при другой продолжительности, но не более 41 часа в неделю, на протяжении всего рабочего стажа не должна вызывать заболевания или отклонения в состоянии здоровья, обнаруживаемые современными методами исследования, в процессе работы или в отдаленные сроки жизни настоящего и последующего поколений. Рабочей зоной следует считать пространство высотой до 2 м над уровнем пола или площади, на которой находятся места постоянного или временного пребывания рабочих.

Предельно допустимая концентрация максимально разовая (ПДКмр) — это максимальная концентрация вредного вещества в воздухе населенных мест, не вызывающая при вдыхании в течение 20 минут рефлекторных (в том числе, субсенсорных) реакций в организме человека (ощущение запаха, изменение световой чувствительности глаз и др.).

Предельно допустимая концентрация среднесуточная (ПДКсс) — это максимальная концентрация вредного вещества в воздухе населенных мест, которая не должна оказывать на человека прямого или косвенного воздействия при неограниченно долгом (годы) вдыхании.

При нормировании качества воды используют такие показатели, как ПДК вредных веществ для питьевых вод и рыбохозяйственных водоемов. Также нормируют запах, вкус, цветность, мутность, температуру, жесткость, коли-индекс и другие показатели качества воды.

Предельно допустимая концентрация в воде водоема хозяйственно-питьевого и культурно-бытового водопользования (ПДКв) — это максимальная концентрация вредного вещества в воде, которая не должна оказывать прямого или косвенного влияния на организм человека в течение всей его жизни и на здоровье последующих поколений и не должна ухудшать гигиенические условия водопользования.

Предельно допустимая концентрация в воде водоема, используемого для рыбохозяйственных целей (ПДКвр) — это максимальная концентрация вредного вещества в воде, которая не должна оказывать вредного влияния на популяции рыб, в первую очередь промысловых.

При нормировании качества почвы используют такой показатель, как ПДК вредного вещества в пахотном слое почвы. Предельно допустимая концентрация в пахотном слое почвы (ПДКп) — это максимальная концентрация вредного вещества в верхнем слое почвы, которая не должна оказывать прямого или косвенного отрицательного влияния на здоровье человека, плодородие почвы, ее самоочищающую способность, соприкасающиеся с ней среды и не приводящая к накоплению вредных веществ в сельскохозяйственных культурах.

При нормировании качества продуктов питания используют такой показатель, как ПДК вредного вещества в продуктах питания. Предельно допустимая концентрация (допустимое остаточное количество) вредного вещества в продуктах питания (ПДКпр) — это максимальная концентрация вредного вещества в продуктах питания, которая в течение неограниченно продолжительного времени (при ежедневном воздействии) не вызывает заболеваний или отклонений в состоянии здоровья человека.

Предельно допустимый уровень (ПДУ) — это максимальный уровень воздействия радиации, шума, вибрации, магнитных полей и иных вредных физических воздействий, который не представляет опасности для здоровья человека, состояния животных, растений, их генетического фонда. ПДУ — это то же, что ПДК, но для физических воздействий.

В тех случаях, когда ПДК или ПДУ не определены и находятся только на стадии разработки, используют такие показатели, как ОДК — ориентировочно допустимая концентрация, или ОДУ — ориентировочно допустимый уровень, соответственно.

Необходимо отметить, что существует два подхода к нормированию загрязнения окружающей среды. С одной стороны, можно нормировать содержание загрязняющих веществ в объектах окружающей среды, с другой стороны, — степень трансформации окружающей среды в результате ее загрязнения. В последнее время все чаще обращают внимание на недостатки первого подхода, в частности, применения ПДК для почв. Однако подход к нормированию качества среды по показателям ее трансформации (например, состояния биоты) практически не развит. По-видимому, лучше использовать оба подхода в сочетании друг с другом.

Предельно допустимый выброс (ПДВ) или сброс (ПДС) — это максимальное количество загрязняющих веществ, которое в единицу времени разрешается данному конкретному предприятию выбрасывать в атмосферу или сбрасывать в водоем, не вызывая при этом превышения в них предельно допустимых концентраций загрязняющих веществ и неблагоприятных экологических последствий.

Если в воздухе или воде населенных пунктов, где расположены предприятия, концентрации вредных веществ превышают ПДК, то по объективным причинам значения ПДВ и ПДС не могут быть достигнуты. Для таких предприятий устанавливаются значения временно согласованных выбросов вредных веществ (ВСВ) и временно согласованных сбросов вредных веществ (ВСС) соответственно и вводится поэтапное снижение показателей выбросов и сбросов вредных веществ до значений, которые обеспечивают соблюдение ПДВ и ПДС.

В настоящее время в России на нормативах ПДВ работают лишь 15-20% загрязняющих производств, на ВСВ — 40-50%, а остальные загрязняют среду на основе лимитных выбросов и сбросов, которые определяют по фактическому выбросу на определенном отрезке времени.

Необходимо особо отметить, что нормирование, основанное на ПДК и других нормах и нормативах воздействия на природу, часто бывает неэффективно.

Это связано с целым рядом объективных и субъективных трудностей в разработке таких норм. Многие развитые зарубежные страны, уже переболели болезнью ПДК, ПДВ и ПДС.

Примеры субъективных трудностей разработки и использования ПДК. Водный кодекс РФ в прошлой редакции запрещал осуществлять сброс сточных вод, содержащих вещества, для которых не установлены ПДК. Но даже в абсолютно чистой природной воде содержатся сотни веществ, для которых ПДК не регламентированы. Более того, для вещества «вода» ПДК не установлена. Поскольку ни одно предприятие не могло выполнить такое экологическое требование, это привело к нескольким негативным следствиям. Во-первых, возник простор для коррупции. Во-вторых, предприятия выдавали заведомо ограниченную и зачастую ложную информацию о реальном экологическом состоянии сбрасываемых вод. В-третьих, предприниматели рассматривали экологические нормативы, такие как ПДВ и ПДС, как «нелепую повинность», следствием которого является правовой нигилизм.

Существует множество примеров, когда по нормативам ПДС требуется сбрасывать сточную воду по качеству лучше питьевой, с меньшими концентрациями, чем естественные, чем ПДК, а по некоторым показателям – лучше, чем дистиллированная (по ГОСТУ).

Некоторые из отечественных ПДК для почвы уже при самом поверхностном анализе оказываются несостоятельными. Так, например, ПДК валового содержания свинца в почве — 32 мг/кг почвы, что меньше его среднего содержания в почве — 35 мг/кг почвы. Или ПДК мышьяка в почве — 2 мг/кг почвы, а его кларк — 6 мг/кг. Неудивительно, что при использовании такого значения ПДК огромные территории оцениваются как загрязненные. Аналогичное несоответствие наблюдается при сравнении ПДК и содержания подвижных форм меди. ПДК валового содержания в почве марганца намного ниже, чем верхняя пороговая граница его оптимального содержания в почве.

Следует отметить, что очень часто проявляющаяся несостоятельность ПДК, заключается не столько в конкретных значениях, сколько в самом подходе к нормированию. Можно выделить ряд объективных причин, создающих непреодолимые препятствия разработки единой ПДК, например, тяжелых металлов (ТМ) в почве.

1.Полифункциональность почвы. Почву можно рассматривать как природное тело, компонент экосистемы, среду обитания патогенных микроорганизмов, средство сельскохозяйственного производства и т.д. Во всех случаях ПДК ТМ в почве будет различна.

2.Гетерогенность почвы. В отличие от таких сред как вода и воздух, почва отличается значительной неоднородностью состава и свойств в пространстве. Загрязняющие вещества распределяются в почвенном объеме неравномерно, т.е. их концентрация в разных участках почвы неодинакова.

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):

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

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

критерии оценки задает человек исходя из своих потребностей, причем потребность в здоровой окружающей среде – одна из важнейших;
при задании критериев оценки экосистем необходимо учитывать их полифункциональность (важнейшие функции – обеспечение необходимого вклада в биосферные процессы, удовлетворение экономических, социальных и эстетических потребностей общества);
нормативы предельных нагрузок должны быть “вариантными”, т.е. различными для экосистем разного назначения (необязательно требовать выполнение всех функций одновременно и в одном месте);
нормативы должны быть дифференцированы в зависимости от физико-географических условий региона и типа экосистем;
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;
нормировать необходимо интегральную нагрузку, которая может быть выражена в относительных единицах, а не концентрации отдельных загрязнителей;
среди показателей состояния биоты для нормирования необходимо выбрать основные, отражающие важнейшие закономерности ее функционирования, предпочтение необходимо отдавать интегральным параметрам;
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.

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.

Blog

Экологическое нормирование антропогенной нагрузки на экосистемы

Содержание

Экологическое нормирование антропогенной нагрузки на экосистемы