Содержание к диссертации
Введение
Глава 1. СОВРЕМЕННОЕ СОСТОЯНИЕ РЕГЛАМЕНТАЦИИ ПРИРОДОПОЛЬЗОВАНИЯ И ОСНОВНЫЕ ПОДХОДЫ К ЭКОЛОГИЧЕСКОМУ НОРМИРОВАНИЮ 11
1.1. Современная практика регламентации техногенных нагрузок па экосистемы 11
1.2. Теоретические разработки в области экологического нормирования 18
1.3. Экспериментальные исследования в области экологического нормирования 27
1.4. Концепции нормирования техногенных нагрузок на почву 32
1.5. Концепция приемлемого риска 34
1.6. Концепция химических бомб замедленного действия 35
1.7. Концепция экологически допустимых уровней воздействия 36
1.8. Концепция критических нагрузок на ландшафты 38
1.9. Сравнительный анализ концепций экологического нормирования 42
Глава 2. ТЕОРЕТИЧЕСКИЕ ОСНОВЫ ЭКОЛОГИЧЕСКОГО НОРМИРОВАНИЯ ....46
2.1. Проблема нормы и патологии для надорганизменных систем 46
2.2. Критерии нормы экосистем 54
2.3. Общее решение задачи экологического нормирования 59
Глава 3. ИМПАКТНЫЕ РЕГИОНЫ КАК МОДЕЛЬНЫЕ ОБЪЕКТЫ ДЛЯ ЭКОЛОГИЧЕСКОГО НОРМИРОВАНИЯ 67
Глава 4. ИЗМЕРЕНИЕ ИНТЕГРАЛЬНОЙ ТОКСИЧЕСКОЙ НАГРУЗКИ НА НАЗЕМНЫЕ ЭКОСИСТЕМЫ 85
Глава 5. ОЦЕНКА СОСТОЯНИЯ ПРИРОДНЫХ ЭКОСИСТЕМ В УСЛОВИЯХ ТОКСИЧЕСКИХ НАГРУЗОК ПО
5.1. Методы свертывания информации о биоте ПО
5.1.1. Индексы-маркеры 112
5.1.2. Индексы —условные функционалы 114
5.1.3. Функции желательности 120
5.2, Система диагностачесих параметров для оценки состояния наземных экосистем 129
Глава 6. МЕТОДЫ НАХОЖДЕНИЯ ПРЕДЕЛЬНО ДОПУСТИМЫХ ТОКСИЧЕСКИХ НАГРУЗОК НА ПРИРОДНЫЕ ЭКОСИСТЕМЫ 143
6.1. Критическая область дозовои зависимости 143
6.2. Максимально недействующая нагрузка 147
6.3. Коэффициенты запаса 148
6.4. Фиксированная величина ИЗМЄЕІЄНИЯ параметра 151
6.5. Границы нормально распределенной совокупности 152
6.6. Методы, привлекающие внешнюю информацию 153
6.7. Сравнение методов определения предельных нагрузок 154
Глава 7. НЕЛИНЕЙНОСТЬ РЕАКЦИИ НАЗЕМНЫХ ЭКОСИСТЕМ НА ТОКСИЧЕСКУЮ НАГРУЗКУ 162
7Л. Дозовые зависимости для реакции наземных экосистем на токсическую нагрузку 162
7.1.1. Сравнительный анализ дозовых зависимостей для реакции разных компонентов экосистем 170
7.1.2. Межгодовая изменчивость дозовых зависимостей 203
7.1.3. Экотопические различия дозовых зависимостей 214
7.2. Роль пространственной неоднородности среды в механизмах реакции экосистем на токсическую нагрузку 233
7.2.1. Пространственное варьирование микроклиматических параметров 234
7.2.2. Пространственная неоднородность химического загрязнения природных депонирующих сред 252
7.2.3. Модельный эксперимент: биотсстированис токсичности почвы и подстилки 304
Глава 8. АВТОРСКАЯ КОНЦЕПЦИЯ ЭКОЛОГИЧЕСКОГО НОРМИРОВАНИЯ ТОКСИЧЕСКИХ НАГРУЗОК НА НАЗЕМНЫЕ ЭКОСИСТЕМЫ 322
8.1. Основные допущения и ограничения концепции 322
8.2. Основные положения концепции 323
8.3. Последовательность процедур для установления экологических нормативов 326
8.4. Экологические нормативы техногенных нагрузок для наземных экосистем Среднего Урала (пример реализации авторской концепции экологического нормирования) 331
ЗАКЛЮЧЕНИЕ : 336
ВЫВОДЫ 338
СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ 342
- Экспериментальные исследования в области экологического нормирования
- Проблема нормы и патологии для надорганизменных систем
- Функции желательности
Введение к работе
Настоящая диссертационная работа посвящена всестороннему рассмотрению проблем экологического нормирования антропогенных нагрузок. Словосочетание «экологическое нормирование», особенно в контексте химического и радиационного загрязнения среды и альтернативы гигиеническому нормированию, стало появляться в отечественной научной литературе в начале 1970-х (заметим, что объединение очень разных направлений в рамках единой проблемы - специфика именно отечественной экологии; в западной экологии не существовало такого единого направления и те вопросы, которые у нас рассматривались как составные части нормирования, там были изолированы).
Как это часто было в истории науки, на какое-то время экологическое нормирование стало очень популярным. Такая популярность имела как положительные, так и отрицательные стороны. К положительным можно отнести привлечение интереса к данной проблеме представителей различных научных направлений. Это способствовало широкому обмену мнениями, высветившему глубину вопроса, неоднозначность базовых понятий и неприемлемость простых решений. Отрицательной стороной «моды» на экологическое нормирование, несомненно, стал значительный информационный шум из огромного числа публикаций, лишь косвенно или вовсе не относящихся к данному вопросу, и в которых слова «экологическое нормирование» выполняли лишь знаковую функцию.
Еще один отрицательный аспект — создание иллюзии новизны вопроса: от частого употребления «модных» слов стало казаться, что актуальность разработки экологических нормативов осознана совсем недавно, в последние десятилетия 20 века, в связи с усилившимся воздействием человека на природу, прежде всего, связанным с химическим загрязнением. Однако при более широком взгляде несложно убедиться, что эта проблема не только не нова, но поистине стара как мир. «Широкий взгляд» в данном случае - это рассмотрение экологического нормирования как составной части управления природопользованием. При таком подходе видно, что на протяжении всей своей истории человек в той или иной мере, с разной степенью жесткости и в разных пространственно-временных масштабах разрабатывал и применял те или иные экологические нормативы (хотя они, конечно, так не назывались) для регламентации своих взаимоотношений с природой. Примеры традиционных видов ограничений нагрузок на природные комплексы, которые существовали на разных исторических этапах, с древности и до современности - табу первобытных племен на охоту в определенных местах, объемы рубок леса, квоты на вылов рыбы и добычу зверей. С возникновением новых типов антропогенных воздействий появлялась и потребность в новых видах регламентации.
С загрязнением окружающей среды различными токсическими соединениями человечество вплотную столкнулось в конце XIX — начале XX века, хотя в небольших масштабах химическое загрязнение имело место значительно раньше, начиная с появления древних плавилен. В первую очередь внимание было обращено на вредное воздействие загрязняющих веществ на организм человека. Так появились первые ограничения на
содержание токсикантов в воздухе рабочих помещений - саиитарно гигиенические .нормативы, получившие название Предельно Допустимых Концентраций (ПДК). Первая ПДК {хлористого водорода) была предложена в 1896 г. в США. В СССР первые ПДК для трех веществ были введены в 1922 г., в 1941г. их было уже около 80. Сейчас таких нормативов - более 1000 для воздуха рабочих помещений, более 250 для воздуха населенных мест, более 600 для водоемов, около 30 для почв. В настоящий момент и в России, и за рубежом существует хорошо развитая система санитарно-гигиенического нормирования: постоянно вводятся новые нормативы, пересматриваются (обычно в сторону ужесточения) уже действующие. За каждым нормативом стоят целые институты, сотни химических анализов и экспериментов на лабораторных животных.
На системе ПДК базируется и система регламентации выбросов от промышленных предприятий - предельно допустимые выбросы (ПДВ) и предельно допустимые сбросы (ПДС). ПДВ (ПДС) установлены для каждого конкретного предприятия, выбрасывающего загрязнители в атмосферу или сбрасывающего их в водоемы; на основе этих величин рассчитываются платежи (или штрафы) за загрязнение окружающей среды. ПДВ (ПДС) рассчитаны таким образом, чтобы концентрация загрязняющих веществ в природных средах не превышала ПДК,
Однако вся система санитарно-гигиенического нормирования разработана только для защиты человека и призвана защищать только человека. При этом "человек" понимается очень узко, как работник определенного предприятия, которого надо оградить от вредных воздействий. В концепции ПДК-ПДВ изначально не была заложена цель охраны природы от загрязнения, поскольку было принято, что человек - это наиболее чувствительный компонент и его защита автоматически означает защиту и природы. Однако это далеко не так. Есть многочисленные примеры, когда безопасные для человека уровни загрязнения губительны для живых организмов, населяющих природные экосистемы. Кроме того, многокомпонентность выбросов рсальЕіьіх производств делает неэффективным контроль соблюдения регламентов по каждому отдельному ингредиенту; формы нахождения токсикантов в природе отличаются от форм, для которых были установлены нормативы; не учитываются эффекты аккумуляции и транслокации поллютантов в экосистемах, отсутствует дифференциация по природно-климатическим зонам. В результате даже если соблюдаются регламенты ПДК, может происходить наращивание опасных производств и прогрессировать техногенная деградация природных комплексов. Все это определяет необходимость иных подходов к регламентации техногенных нагрузок на природные экосистемы, которые и разрабатываЕотся в рамках экологического нормирования.
Возникновение экологического нормирования на фоне развитого санитарно-гигиенического - это отражение смены масштабов восприятия мира, вызванного привлечением внимания к глобальным экологическим проблемам. В санитарно-гигиеническом нормировании основной объект — организм человека, основная цель -поддержание каждого индивида в состоянии обычной работоспособности. Но это явею слишком узкий взгляд, что признают и сами гигиенисты: изолированное рассмотрение
организма человека - необходимый этап познания, однако лишь как первое приближение к реальности. Здоровое общество может существовать только в здоровой среде, состоящей из здоровых экосистем. И они такой же необходимый объект для регламентации воздействий, как и люди.
Произошедшие изменения в общественном сознании приводят к постепенной "экологизации" всей системы взаимоотношений "общество-природа". Стало общим местом, что природопользование должно ориентироваться на экологический (биологический), а не технократический императив. Но что это означает, обычно не конкретизируется. Однако несомненно, если экологический императив не будет сформулирован предметно - как система конкретных нормативов нагрузок на экосистемы — он останется лишь общей декларацией. Как нельзя управлять автомобилем, зная только законы механики и не подозревая о существовании правил дорожного движения, так нельзя управлять природопользованием, руководствуясь только общей формулировкой экологического императива и не имея конкретных регламентов. Экологическое нормирование - именно та процедура, которая позволяет наполнить экологический императив конкретным содержанием.
При обосновании актуальности проблемы экологического нормирования можно сослаться на итоговый документ конференции в Рио-де-Жанейро "Повестка дня на 21 век", а на национальном уровне — "Программу перехода России на путь устойчивого развития", которые провозгласили концепцию устойчивого развития. Принятие этих документов, в числе прочего, означает определенную смену приоритетов в фундаментальных научных исследованиях. На первый план выходит проблема установления пределов устойчивости экологических систем разного пространственного масштаба (от локальных до биосферы в целом) к различным антропогенным нагрузкам, поскольку без знания этих пределов практическая реализация концепции устойчивого развития невозможна. Человеку и в каждодневной деятельности, и в долгосрочном плане крайне важно знать ту "красную черту", за которую он не может переступать в своих взаимоотношениях с природой. В конечном итоге, от знания величин предельно допустимых антропогенных нагрузок на природные экосистемы зависит обоснованность всей системы рационального природопользования: без экологических нормативов любые "запретительные" или "разрешительные" действия природоохранных ведомств "повисают в воздухе", а различные' мероприятия, направленные на снижение отрицательных последствий хозяйственной деятельности, проводятся "вслепую", что резко уменьшает их результативность.
В настоящее время в России не существует официально утвержденной или хотя бы полностью общепринятой методики экологического нормирования техногенных нагрузок на наземные экосистемы. Соответственно, отсутствуют и научно обоснованные экологические нормативы (в строгом смысле) загрязнения наземных экосистем. Лишь в последние годы некоторые санитарно-гигиенические нормативы загрязнения почвы были в некоторой степени "скорректированы" в сторону большей "экологичности" (проведена дифференциация по типам почв, предусмотрен учет не только валового содержания, но и
подвижных форм тяжелых металлов). Однако и в таком "скорректированном" виде эти нормативы не выполняют функции защиты экосистемы в целом. Также не выполняют этой функции и разработанные нормативы ПДК для древесных растений. Полученные в результате краткосрочных лабораторных экспериментов в фитотронах, эти нормативы не могут быть успешно применены для природных экосистем, в судьбе которых решающую роль играют популяционные и биоценотические эффекты. Сказанное справедливо также и для "стандартов качества атмосферного воздуха", принятых в США, и для "критических уровней загрязнения", принятых в странах Европы. Результаты натурных исследований в области экологического нормирования на настоящий момент достаточно скромны: существуют немного работ, в которых была сделана попытка получения дозовых зависимостей для параметров экосистемного уровня.
Проблемы экологического нормирования антропогенных нагрузок на природные экосистемы разного пространственного масштаба обсуждаются уже более двух десятилетий. Разброс мнений разных авторов по этим вопросам очень велик - от почти полного копирования системы санитарно-гигиенического нормирования или ее перенесения с незначительными корректировками до поиска принципиально иных путей. Но, несмотря на значительное разнообразие подходов, ни одна из концепций ие позволяет ответить на все основные вопросы, возникающие в практике. Приходится констатировать отсутствие достаточно разработанной методологической базы, дающей возможность корректно получать экологические нормативы. Это делает актуальным обобщение опыта регламентации природопользования, сопоставление и сравнительный анализ существующих концепций и конкретных методов реализации процедуры нормирования.
Об актуальности теоретических и методологических работ в области экологического нормирования свидетельствует проект «Концепции экологического нормирования в Российской федерации» (Концепция ..., 2000), в котором зафиксировано, что одна из основных задач на ближайшую перспективу - это «разработка методологии и процедур экологического нормирования» (с. 71).
В самом общем виде решение задачи нормирования не вызывает затруднений: предельная нагрузка - это максимальная нагрузка, которая в течение заданного времени не выводит систему из области состояний, заданной по определенным критериям. Однако решение задачи в таком общем виде подразумевает наличие почти полного знания о функционировании экосистемы. Для реальных ситуаций это реализовать невозможно. Поэтому основная проблема экологического нормирования - это проблема выбора конкретных решений по упрощению общей задачи. Многочисленные концепции экологического нормирования, предлагавшиеся разными авторами, представляют собой, фактически, разные варианты таких упрощений. Их можно расположить в определенную систему в зависимости от того, какие ответы они дают на вопросы: "для чего нормировать?", "что нормировать?", "в каком пространственно-временном масштабе нормировать?" "как нормировать?"
К сожалению, большинство исследователей, работающих в области экологического нормирования, останавливаются лишь на высказываниях общего характера и различного рода пожеланиях о том, как надо разрабатывать экологические нормативы. Но пора уже от слов переходить к делу: для реальных ситуаций рассчитывать критические нагрузки на экосистемы и разрабатывать конкретные экологические нормативы. Сделать это можно на основе проведения натурных исследований природных экосистем, в первую очередь, на основе построения зависимостей типа "доза-эффект" для параметров экосистемного уровня.
Несколько слов о роли экологического нормирования и его месте в системе обеспечения экологической безопасности, В одной из работ, посвященных математическому моделированию изменений в окружающей среде (Хаус, 1979), приведен такой анекдот. "Толпа зевак окружила сбитого автомобилем человека. Он был тяжело ранен и лежал на земле. Какая-то старушка подошла к нему, вынула из сумки термос с куриным бульоном и попыталась напоить пострадавшего. Изумленные свидетели спросили: "Зачем? Это ли ему надо? Ведь молодому человеку сейчас совсем плохо!" старушка ответила: "Уж бульон-то не повредит". Автор статьи считает, что описанный "способ врачевания с помощью "куриного бульона" очень точно передает характер подхода у государственных ведомств к проблемам окружающей среды" (с.194). Справедливое замечание. В связи с этим возникает опасение: не уподобляемся ли мы этой старушке, не является ли экологическое нормирование очередным "куриным бульоном" для умирающей природы. Опасение тем более обоснованное, что редкая работа на эту тему обходится без сентенции «экологическое нормирование — эффективное средство рационального природопользования».
Наша позиция состоит в том, что установление нормативов предельных нагрузок на экосистемы - лишь самый начальный этап регулирования отношений в системе "общество -природа". Сами по себе нормативы не защищают природу, но без них защита теряет обоснование. Экологическое нормирование - не "куриный бульон" для охраны природы, но далеко и не кардинальное средство лечения. Безусловно, более важны работы по изменению технологий производства и улучшению функционирования очистных сооружений. Но указать величину предельных нагрузок - это то немногое, что могут и должны сделать профессионалы-экологи для охраны природы.
Получение научно обоснованных нормативов нагрузок - крайне сложная задача. Но это осознается тогда, когда необходимо найти конкретный норматив для конкретной ситуации. При поверхностном взгляде решение проблемы нормирования не представляет особых трудностей: предельная нагрузка - это та, которая "не превышает допустимых пределов", "не выводит систему за критическое состояние", "не меняет или меняет в допустимых пределах качество окружающей среды" и т.д. Если очевидную тавтологичность этих высказываний дополнить использованием различных формул (особенно с буквами греческого или готического алфавитов), вполне создается видимость решения проблемы. Стоит ли говорить, что подобные подходы, примеров которых довольно много, в лучшем случае не приближают к результату. Сейчас нормирование испытывает недостаток не общих высказываний, а конкретных эмпирических данных. Дальнейшее развитие теории возможно только после осмысления результатов практики.
В пашей работе мы стремились сочетать рассмотрение теоретических и методологических вопросов с анализом эмпирических данных по реакции наземных экосистем на токсическую нагрузку. При этом мы базировались на результатах более чем десятилетних (с 1989 по 2002 гг.) работ возле точечных источников эмиссии поллютантов, считая данный вид антропогенных нагрузок очень удобным для решения проблем экологического нормирования. При проведении натурных работ мы стремились следовать комплексному подходу, по возможности охватывая максимальный спектр компонентов наземных экосистем. При этом неизбежные потери в глубине анализа «компенсировались» его широтой, что в контексте проблемы определения критических нагрузок на уровне целой экосистемы представляется вполне оправданным.
Несколько замечаний по характеру изложения материала. В настоящее время экологическое нормирование — область с размытыми границами. Это заставило нас рассмотреть кроме вопросов, непосредственно касающихся разработки нормативов нагрузок на экосистемы, широкий круг проблем, относящихся к компетенции других областей экологии (выбор информативных параметров описания, способы свертывания информации и др.).
Следующее замечание связано с неизбежными психологическими ограничениями процесса познания. У каждого исследователя неизбежно существует свой «научный импринтинг» — запечатление «любимого» объекта. Это сказывается и на анализе, и на дальнейшей интерпретации результатов, когда переносятся закономерности с хорошо известных объектов на менее известные. Классические примеры такого научного импринтинга - «сухие» и «мокрые» зоологи (по Н.В. Тимофееву-Ресовскому), «лесные» и «луговые» геоботаники (по Б.М. Миркину). Импринтинг автора данной работы - это загрязнение лесных экосистем выбросами медеплавильных комбинатов. При данном типе воздействия все закономерности трансформации экосистем проявляются очень ярко и контрастно, что очень упрощает их анализ.
И последнее, наиболее существенное, замечание. Рассматривая разные точки зрения на проблему экологического нормирования, мы старались избегать оценочных суждений «хорошо» или «плохо», «правильно» или «неправильно». Одним из наших исходных положений было следующее: пет «плохих» и «хороших», «правильных» и «неправильных» подходов к установлению предельных нагрузок — есть подходы с разной областью приложимости, разными исходными посылками, преследующие достижение разных целей и базирующиеся на разных критериях. Соответственно, каждый из подходов должен занять «свое» место в общем здании единой теории экологического нормирования.
Личный вклад диссертанта. Автором выполнен критический анализ существующих подходов и концепций в области экологического нормирования, исследованы методологические основы и предложено общее решение задачи экологического нормирования, разработана концепция нормирования токсических нагрузок (для случая загрязнения наземных экосистем атмосферными выбросами от точечных источников в локальном пространственном масштабе). Автор провел сбор и последующую обработку
первичных данных по реакции почвенной биоты на токсическую нагрузку. Автор выполнил отбор большинства использованных в работе образцов лесной подстилки и почвы, а также участвовал в сборе образцов снегового покрова для последующего определения содержания поллютантов. Необходимость комплексного подхода к изучению реакции биоты наземных экосистем на токсическую нагрузку обусловила необходимость привлечения к работе многих специалистов по отдельным объектам. Автор участвовал в планировании, организации и проведении работ по сбору первичных материалов для построения дозовых зависимостей по основным компонентам наземных экосистем, выполнил обработку полученных данных и обобщение результатов.
Благодарности. Благодарю коллег, в соавторстве с которыми выполнены работы по построению дозовых зависимостей для реакции отдельных компонентов наземных экосистем: к.б.н. Е.В. Хантемирову (древесный и травяно - кустарішчковый ярус в районе Среднеуральского медеплавильного завода, травяно - кустарничковый ярус в районе Кировградского медеплавильного завода), к.б.н. И.Н. Михайлову (эпифитные лишайники), К.6.Н. ИЛ. Гольдберг (моховой ярус), к.б.н. СЮ. Кайгородову (почвенный покров), к.б.н. М.Р. Трубину (травяно - кустарничковый ярус в районе Краеноуральского медеплавильного завода), к.б.н. В.М. Горячева (древесный ярус в районе Кировградского медеплавильного завода), д.б.н. В.Н. Позолотнну (эксперимент по биотестированию с помощыо корневого теста).
Выражаю благодарность коллегам, которые участвовали в проведении химико -аналитических, полевых и лабораторных работ: Э.Х. Ахуновой — за измерение концентраций тяжелых металлов в депонирующих средах, О.А. Межевикиной, Е.В. Прокопович, И.Н. Коркиной - за измерение кислотности и ряда других показателей почвы и подстилки, Н.В. Золотаревой, МП. Золотареву, П.Г. Пищулину, М.Р. Трубиной, И.Л. Гольдберг - за измерение микроклиматических показателей, П.Г. Пищулину, СЮ. Кайгородовой, Н.В. Марковой - за измерение потенциальной скорости деструкции целлюлозы и целлюлазной активности почвы, СЮ. Кайгородовой - за отбор части образцов почвы и подстилки, Е.В. Ульяновой, Н.В. Кузнецовой — за техническую работу при проведении биотестирования, М.Г. Фарафоитову, P.M. Хантемирову, И.Н. Михайловой, Е.А. Вельскому, Э.А. Поленцу, Л.А.Воробейчик, Т.В.Спасовой, Н.А.Иваниной, А.В. Горопашпой, O.IO. Павловой, И.Н. Петровой, Н.В. Марковой, СЮ. Кайгородовой, С.А. Картавову, П.А. Мартгошову, Ю.Г. Смирнову - за отбор и первичную подготовку к анализу проб снега.
Очень признателен коллегам, с которыми на разных этапах выполнения работы обсуждал теоретические проблемы экологического нормирования и полученные результаты: к.б.н. О.Ф. Садыкову, к.б,н. М.Г. Фарафонтову, д.б.н. B.C. Безелго, к.б.н. И.Н. Михайловой, к.б.н. М.Р. Трубиной, д.б.н. СА. Шавнину.
Считаю своим приятным долгом выразить признательность научному консультанту академику РАН В.Н. Большакову за всемерную поддержку в выполнении работы.
Исследования автора были поддержаны Российским фондом фундаментальных исследований (проекты 98-05-65055, 01-05-65258, 02-04-96429), INTAS (проект 93-1645), Комиссией РАН по работе с молодежью (проект № 281 6-го конкурса—экспертизы).
Экспериментальные исследования в области экологического нормирования
Наиболее продвинуты в плане практической реализации процедуры нормирования (в основном, в отношении влияния выбросов металлургических заводов на лесные экосистемы) работы А.М, Степанова (1986,1988, 1990,1991, и др.). По мнению A.M. Степанова основным уровнем экологического нормирования должен быть уровень экосистем. В качестве основного методологического принципа используется модель "черного ящика": нет необходимости "распутывать" сложные механизмы трансформации экосистем и пути миграции токсикантов; достаточно измерить входные (атмосферные выпадения) и выходные (показатели экосистем) параметры. В качестве удобного полигона для экологического нормирования может служить точечный источник эмиссии поллютантов, погруженный в фоновую среду. При этом пробные площади целесообразно располагать на трансектах, проходящих через центр выбросов вдоль и поперек преобладающего направления ветров. Длина трансект определяется выходом на местный региональный фон. Особое внимание должно быть уделено подбору идентичных пробных площадей (для обеспечения корректности сравнения результатов). Контрольные площадки должны выбираться достоверно вне зоны действия источника эмиссии, но так, чтобы макроклиматическая обстановка была бы инвариантной.
Приоритетный список регистрируемых параметров биогеоценоза определяется его основной функцией — поддержанием биогеохимического круговорота веществ. В список обязательно должны быть включены показатели продуцентов, консументов и редуцентов. Для лесных экосистем список следующий: запас древостоя, масса листвы или хвои, балльная оценка жизненного состояния древостоя, надземная фитомасса травянокустарничкового яруса, общее проективное покрытие травостоя, число видов фитоценоза, масса и мощность подстилки, относительная скорость разложения целлюлозы, плотность и число видов (групп) почвенной мезофаупы. Для свертывания информации о биоте А.М.Степановым предлагается интегральный коэффициент сохранности (ИКС), представляющий собой среднее арифметическое из нормированных к максимуму величин. Аналогичная процедура используется для свертывания информации о загрязнении (см. главы 4 и 5). В качестве меры нагрузки на экосистему используется загрязнение снежного покрова (концентрации поллютантов в снеге характеризуют "вход" эксгалатов в экосистему за определенный период времени). Одним из основных этапов процедуры нормирования является построение зависимости доза-эффект на экосистем ном уровне. Важно замечание, что такой зависимости нельзя предавать токсикологический смысл.
На этапе определения предельной нагрузки взгляды А.М.Степанова претерпели определенную эволюцию. В более ранних работах (Криволуцкий и др., 1988; Степанов, 1988) предлагалось следующее решение: предельная нагрузка соответствует такому состоянию лесного фитоценоза, при котором сохраняется его полночлешюсть (структурная целостность). Другим критерием допустимости нагрузки может бьпъ неотрицательность баланса по гумусу. Данные критерии базируются на постулате о "беспороговости" экологического нормирования, принимавшемся ранее автором. В более поздних работах (Степанов, 1990, 1991) проводится тезис о наличии ярко выраженного порога в реакции доза-эффект на экосистемном уровне (т.е. она аналогична кривой на организменном). В этом случае в качестве предельного значения ИКС принимается такая величина, которая соответствует началу стремительного падения кривой. При этом отмечается, что таким образом определяемая нагрузка соответствует нагрузке, устанавливаемой по другим критериям. Проблема перехода от первичных экологических нормативов к вторичным (технологическим) решается А.М.Степановым (1988) следующим образом, С помощью математической модели атмосферного переноса поллютантов устанавливается связь между величиной выпадения токсикантов и расстоянием до источника выбросов. Это позволяет рассчитывать радиус и площадь зоны воздействия источника эмиссии. Также устанавливается связь между расстоянием и ИКС. Сопоставление двух зависимостей (ИКС с расстоянием и выпадений с расстоянием) позволяет продуцировать зависимость ИКС от выпадений. Выпадения, соответствующие найденному допустимому значению ИКС, принимаются в качестве предельно допустимых. Соответственно можно рассчитать и необходимую кратность снижения выбросов (или снижения величины площади поражения).
Работа А.Д. Арманда (Арманд и др., 1991) представляет собой одну из немногих попыток практической реализации экологического нормирования, которая позволила по мнению автора "в первом приближении дать обоснованный ответ на вопрос о предельно допустимом, или критическом, загрязнении ландшафта" (Арманд и др., 1991, с.104). Теоретическим базисом является концепция критических состояний экосистем (Экосистемы „., 1989), рассмотренная в главе 2.
Реализация подхода к экологическому нормированию была осуществлена при анализе действия выбросов медеплавильного комбината па ландшафты северной тайги. Конкретная методика работ была следующей. На этапе рекогносцировочных исследований были определены пять зон нагрузки (одна из них - фоновый уровень загрязнения). В каждой зоне измерены концентрации подвижных и валовых форм тяжелых металлов в почве (в дальнейшем анализе используется просто сумма Си, Со и Ni). В каждой зоне было заложено не менее 20 пробных площадок размером 25x25 м так, чтобы охватить все разнообразие геоморфолого-геохимических условий. На каждой площадке проводилось описание по 135 пунктам, включавшим в себя ландшафтные характеристики, мощность почвенных горизонтов, уровень грунтовых вод, содержание органики в органогенных горизонтах, освещенность под пологом леса, сомкнутость, количество живых и сухих деревьев по породам, плотность подроста, жизненность лишайников, видовой состав травостоя и его проективное покрытие. На следующем этапе жизненность древостоя сопоставлялась с суммой металлов в почве. На графиках определяются (скорее всего, "на глаз") две критические точки (появление очевидных симптомов поражения и начало разрушения древостоя). Значение концентрации металлов в первой точке принимается в качестве предельно допустимого.
Другой подход основан на анализе информационных связей между наиболее информативными показателями. Информативность при этом трактуется как максимальная изменчивость признака в ответ на увеличение нагрузки, Для каждой зоны построены матрицы информационных мер связи (они являются аналогом коэффициента корреляции). Прослежен процесс разрушения связей при увеличении нагрузки. В первую очередь разрушаются слабые связи; наиболее чувствительными оказываются переменные с минимальным характерным временем, например, мощность подстилки, возраст хвои, жизненность лишайников. Нагрузка в зоне, соответствующей началу интенсивного разрушения связей, принимается в качестве предельной. Она оказалась выше нагрузки, определенной по первой критической точке при анализе жизненности древостоя.
Работы К.В. Тэрыцэ и Л.Д. Покаржевского (Тэрыцэ, Валтер, 1988; Покаржевский, Тэрыцэ, 1990; Тэрыцэ, Покаржевский, 1991) представляют собой один из возможных вариантов практической реализации экологического нормирования для почвы. Важнейшими параметрами для нормирования признаются почвенное дыхание, ферментативная активность (прежде всего целлюлазная и протеазная), показатели биогенного круговорота веществ. По мнению авторов, при разработке нормативов важнее оценка комбинированного действия токсикантов, чем действия отдельных веществ. Основным методом для экологического нормирования авторы считают метод мезокосмов, а метод полевых экспериментов признается неприемлемым. Аргументы против него следующие: опасность распространения токсикантов с экспериментального участка, невозможность полного контроля параметров, невозможность повторения эксперимента в идентичных условиях (Покаржевский, Тэрыцэ, 1990). Отметим, что эти аргументы вряд ли можно признать заслуживающими внимания: система нормирования должна разрабатываться для реальных ситуаций, а не для мезокосмов, хотя их изучать и намного легче.
Проблема нормы и патологии для надорганизменных систем
Проблема нормы имеет длительную историю развития в естествознании, обществоведении, философии, юриспруденции, этике и эстетике. Зародившись в античности, это понятие широко используется сейчас в большинстве научных дисциплин. Особое место данная проблематика занимает в биологии и медицине, где вопрос о соотношении нормы и патологии (болезни) является одним из основных. Важное значение проблема нормы начинает приобретать при изучении живых систем надорганизменного уровня, становясь одной из центральных проблем экологии.
Осознание этого прослеживается в работах многих экологов. Так, В.Д.Федоров и А.П.Левич (1978) отмечают, что " вопросы о конструкции нормы и обоснования норм... должны занимать центральное место в экологических исследованиях" (с.З). Л.П.Брагинский (1981) подчеркивает, что экология "нуждается в теоретических концепциях, определяющих наши представления о норме и патологии"(с.ЗО). В.А.Ковда (1989) писал, что "возникает острая необходимость в научной разработке учения о патологии почв" (с.5).
Понятие "норма" широко применяется во многих естественных, общественных и технических науках. Например, в минералогии говорят о "нормальных кристаллах", в эстетике — об "эстетических нормах", в этике — о "моральных нормах", в юриспруденции — о "нормах права", в лингвистике - о "языковых и грамматических нормах", в технике - о "нормальной работе механизмов" и т.д. Чаще всего термин "нормальный" выступает синонимом для слов "обычный", "типичный", "средний", "правильный", "стандартный", "оптимальный", "естественный", "идеальный". Несколько значений понятия "норма" зафиксировано в толковых словарях и энциклопедиях. Основные из них следующие: 1) установленный предписанием размер чего-либо; 2) общепризнанное в определенной социальной среде правило; 3) правило поведения людей в обществе, закрепленное законом; 4) средняя величина какого-либо явления; 5) обычное состояние чего-либо. В тоже время общепринятые определения нормы отсутствуют в большинстве конкретных областей знания; нет и общепринятого общенаучного толкования. Как отмечают А.А.Корольков и В.П.Петленко (1977) "отсутствие обобщающих работ по проблеме нормы вынуждает представителей самых различных наук при решении частных проблем опираться либо на случайные, малообоснованные определения понятия нормы, либо разрабатывать собственные определения" (с.63). В значительной степени это справедливо и для современной экологии.
Проблема нормы традиционна для медицины, морфологии, анатомии и физиологии. Имеется довольно обширная литература по этой проблематике, обобщенная в нескольких обзорах (Баевский, 1979; Корольков, Петленко, 1977; Петлснко, 1982; Трахтенберг и др., 1991), следуя которым мы осуществим ее изложение. Разграничение нормальных организмов и уродств осуществлялось еще в Древней Греции. "Уродством считался всякий признак, не обнаруживающийся у большинства особей определенного ареала обитания" (Корольков, Петлснко, 1977, с.28). Следовательно, исторически первоначальной была трактовка нормы как обычного, массового проявления признака. Именно это понимание нормы, основанное в конечном итоге на здравом смысле, присутствует во многих построениях современной медицины. Например, существуют статистические таблицы многих морфологических и физиологических параметров человека и некоторых лабораторных животных (Трахтенберг и др., 1991). В тоже время, многими авторами высказывалась явная неудовлетворенность таким пониманием. Так, Р.М.Басвский (1979) приводит следующие выкладки: вероятность обнаружения 100 равнозначных физиологических показателей в пределах "среднее ± два среди еквадратических отклонения" при 5% уровне значимости равна 0.0059, что исчезающе мало. "Таким образом, "абсолютно" нормальный индивид является не правилом, а исключением" (Баевский , 1979, с.45). Заметим, что данное рассуждение не совсем корректно, поскольку не учитывается наличие корреляций между признаками. Учет этого делает рассматриваемую вероятность не столь малой. Отмечено очень большое варьирование ряда физиологических параметров: например, концентрация некоторых ферментов крови может изменяться от индивида к индивиду на 5000%. Очевидно, что нормальная концентрация этих ферментов, понимаемая как средняя, просто бессмысленна. Известны большие индивидуальные, половые, возрастные, сезонные и даже суточные различия физиологических, морфологических и даже анатомических параметров индивидов, не трактуемые как аномальные (Саноцкий, Уланова, 1975). Следовательно, "среднестатистические данные не являются достаточным критерием определения нормы и патологии" (Корольков, Петленко, 1977, с.79).
Среднестатистическое понимание нормы является одним из источников релятивистских воззрений, ведущих в конечном итоге к отрицанию нормы. Взгляд па норму как относительное понятие, как на "гносеологическую фикцию" довольно распространен в медицине и даже зафиксирован в Большой медицинской энциклопедии. Крайнее выражение подобных взглядов ведет к субъективизму при определении нормы. Как отмечают А.А.Корольков и В.ГШетленко (1977) "субъективистская трактовка нормы привела многих исследователей к такому методологическому тупику, когда о норме практически ничего нельзя сказать, кроме некоторых тавтологических высказываний" (с .26).
Нередко происходит смешение понятий "норма" и "норматив", также ведущее к субъективизму. Очевидно, что необходимо производить их разделение: нормы отражают реальное состояние объекта, а норматив - степень его позпашюсти, т.е. норматив есть отражение объективной нормы, которое может быть и неполным.
В противовес пониманию нормы организма как среднего, существует понимание нормы как зоны оптимального функционирования живой системы. По А.А.Королькову и В.П.Петленко (1977) "наиболее рациональным определением нормы живых систем является характеристика ее как функционального оптимума" (с. 104). Такого же мнения придерживаются и другие авторы (Слепяп, 1977; Сорвачев, 1983; и др.). В соответствии с этим под нормой понимается "интервал, в пределах ... которого количественные изменения колебаний в физиологических процессах способны удерживать основные жизненные константы па уровне физиологического оптимума" (Корольков, Петленко, 1977, с.147). Таким образом, определение нормы переводится в решение вопроса об оптимальном состоянии, который отнюдь не является более простым. В качестве критериев оптимального состояния организма используется его приспособленность (адекватность реагирования) к условиям среды, жизнеспособность, плодовитость и т.д. Эти критерии используются в практике токсикологических экспериментов и гигиенического нормирования.
Отметим, что в медицине норма антропоцеитрична и организмоцентрична. "Внешние" критерии болезни имеют аксиологическую основу - наличие страданий, боли, ухудшение самочувствия, снижение работоспособности, нарушение социальных связей (Петленко, 1982).
При переходе к рассмотрению систем надорганизменного уровня возникают еще большие трудности. На организменном уровне существует "абсолютный" показатель крайней патологии, регистрируемый в большинстве случаев достаточно объективно — гибель организма. Но уже на уровне популяции гибель отдельной особи не является таким показателем: "если для отдельного индивидуума смерть означает страшнейшее и последнее поражение в борьбе за существование, то для популяции массовая смертность - всего лишь отсев менее приспособленных... и некоторая реорганизация" (Брагинский, 1981, с.ЗЗ). В то же время, критерием патологии для популяции может служить ее неспособность воспроизводить себя в данных условиях (Садыков, 19886; Жукова и др., 1990; и др.),
Еще сложнее обстоит дело с сообществами и экосистемами. Элиминация отдельных видов в них не может быть абсолютным критерием патологии: "смена доминант - не патологический процесс, а определенная форма стабилизации биоценоза в новых условиях" (Брагинский, 1981, с.37). Экосистема не может страдать, испытывать боль и умереть подобно организму. Как отмечает А.Д.Арманд, что "понятие "смерть" в обычном значении редко можно применять к геосистемам, разве только в эмоциональном плане. Практически всегда критический переход ведет не к полному разрушению системы, а к перестройке, и возможность восстановления прежнего состояния не исключается" (Экосистемы .,., 1989, с.39). Таким образом, на уровне экосистемы требуется поиск других критериев патологического состояния. Возможно, именно отсутствие очевидных критериев патологии на этом уровне столь обострило проблему нормы в экологии, заставило исследователей рассматривать элементарные основания данного понятия.
Само понятие "норма" отнюдь не ново для экологии. Было бы заблуждением считать, что оно стало использоваться лишь недавно - начиная с 70-80-х годов - в связи с обсуждением прикладных аспектов. В это время норма приобретает лишь специфический ("антропогенный") оттенок. Именно в это время складывается и специфическая "медицинско-экологическая" терминология. Традиционные для экологии понятия бонитета леса и почвы, типа растительной ассоциации, типа леса и т.д. - другими словами, любые описания идеальных объектов - это описания соответствующих норм. В тех областях, где интересы человека и его деятельность составляют предмет исследований - традиционно пользуются понятием патологии, "болезни" экосистемы. Так, в теории и практике лесозащиты эпифитотии и вспышки массового размножения вредителей рассматриваются как болезнь леса (Воронцов, 1978; Рафес, 1989). Причем само понятие "болезни" связывается исключительно с практикой лесопользования (Стадницкий, 1988). В.Л.Ковда (1989) ввел понятие патологии почв, также связанное, в первую очередь, с различными видами антропогенных трансформаций почвенного покрова.
Вопрос о норме экосистем был подробно рассмотрен В.Д.Федоровым и А.ПЛевичем (1978; В.Д.Федоров и др., 1982). По способу формирования ими выделены следующие варианты норм.
1. Статистическая норма: "смысл статистической нормы состоит в том, что исследователи условились применять некоторый, вполне конкретный, период существования системы за эталон ее нормального функционирования. И обоснованность статистической нормы полностью упирается в обоснованность выбора этого периода" (Федоров и др., 1982, с.5). Понятия "хорошо" — "плохо" при таком понимании нормы трансформируются в понятия "часто" - "редко" и норма, фактически, уподобляется среднему.
2. Теоретическая норма: в качестве нормы рассматривается состояние, выделяемое исходя из теоретических соображений. При введении целевой функции системы нормой будет такое состояние, при котором значение этой функции экстремально (см. раздел 2.2.).
3. Экспертные нормы: состояние, выделяемое группой компетентных лиц-экспертов. Отмечается, что "...авторитарно устанавливаемая экспертная норма сводит к минимуму камуфляж наукообразия в вопросах нормирования. Вопрос об обосновании нормы переводится в плоскость обоснования авторитета экспертов" (Федоров и др., 1982, с.6).
4. Эмпирическая норма: в качестве таковой выступает так называемый контроль при проведении опытов с популяциями и сообществами. Такое понимание нормы широко распространено в практике токсикологических экспериментов (контроль — это группа организмов, не подвергающихся исследуемому воздействию). Очевидно, что здесь норма выступает в качестве "вспомогательного" рабочего понятия. Как отмечает Н.С.Строганов "такое определение нормы не имеет научных оснований, хотя контроль по своей задаче должен быть близким к норме" (Строганов, 1983, с.11). В практике прикладных экологических исследований на локальном уровне распространено понимание контроля как естественного состояния экосистем. При этом "естественными" участками считаются такие, где антропогенное воздействие в наибольшей степени можно принять незначимым. Однако эти "естественные" участки отнюдь не являются девственными из-за наличия глобальных изменений всей биосферы.
Функции желательности
Часть аналитических индексов базируется на так называемых функциях желательности (Адлер и др., 1976; Федоров и др., 1982), которые снимают отмеченную трудность с интерпретацией значений показателей в ценностных шкалах. Эти функции (обычно обозначается буквой d от фр. desirable — желательный) представляют собой способ перевода натуральных значений в единую безразмерную числовую шкалу с фиксированными границами. При этом полярные значения функции (например, 0 и 1, 0 и 100,1 и 10 и т.д.) соответствуют градациям «плохо» — «хорошо», а промежуточные - также могут быть интерпретированы в данных терминах (по принципу «чем ближе значение к верхней или нижней границе, тем лучше»). Необходимость введения функций желательности определяется различной размерностью переменных, входящих в индекс, что не позволяет усреднять их непосредственно. Перевод же в единую для всех числовую шкалу снимает это затруднение н дает возможность объедшштъ в единый показатель самые различные параметры. Конкретные способы реализации функции желательности могут быть весьма разнообразны.
В наиболее простом случае соответствие между натуральными показателями и числами в безразмерной шкале задается экспертным путем. В гидробиологии для оценки степени загрязнения водной среды органикой существуют различные системы сапробности (Хеллауэл, 1977). Первая из них (Колквитца-Марссопа) была предложена еще в начале века. Сейчас известны многочисленные варианты и модификации систем сапробности (Пантле— Букка, Сладечека, Ватапабы и др.). Все они построены на основе наблюдений за очередностью исчезновения или появления групп организмов при увеличении загрязнения, что позволяет ранжировать виды по их чувствительности. Обобщенный показатель находится, например, как средневзвешенное арифметическое (в системе Пантле-Букка): где Sj - балл сапробности i-го вида, hi - балл обилия этого і вида. На аналогичных посылках, что и в гидробиологии, базируются индексы в лихеноиндикации. Наиболее распространены индекс чистоты атмосферы Де Слувера-Ле Блана и индекс полеотолсраптности Трасса (Мартин, 1982). Последний, например, по форме аналогичен индексу Пантле-Букка, а вместо оценки сапробности вида используется балл полеотолерантности.
Вариант сапробной системы - известный биотический индекс Ф. Вудивисса (1977), представляющий собой балльную оценку чистоты воды (самой чистой воде соответствует -10 баллов, самой грязной - 1). Индекс основывается на наличии и числе видов индикаторных групп; само определение значений осуществляется с помощью таблицы. Распространены и другие варианты экспертных систем, аналогичные индексу Вудивисса (Хеллауэл, 1977). Вариантом систем сапробности можно считать также метод экологических модификаций (Абакумов, 1991), в котором состояние водных сообществ оценивается по 5-ти балльной шкале (нормальное состояние, экологическое напряжение, состояние с элементами регресса, экологический регресс, метаболический регресс). Критерии классификации на указанные градации - структурные (смена доминантов, видовое разнообразие и др) и функциональные (продукция и деструкция, дыхание, биомасса и др.) параметры сообществ водных организмов.
Также распространены в гидробиологии различные таксономические индексы, представляющие собой отношения численностей или биомасс определенных индикаторных таксонов. Например, используется отношение биомассы насекомых к биомассе олигохет (индекс Кинга-Болла), отношение численности олигохет к общей численности организмов бентоса (индекс Гуднайта-Уитлея), соотношения различных отрядов нематод и др, (Винберг и др., 1977). Иногда предлагаются не отношения, а более сложные функции. Примером может служить хирономидный индекс Е.В.Балушкиной (Винберг и др., 1977): (а,+ю)+одог,+10)
где а], а;, аз -доли трех подсемейств в общей численности хирономид.
Экспертными функциями желательности являются широко используемые в экологии растений бальные оценки виталитета (жизненности) растений {напр.: Работнов, 1983). Таковыми же являются и общепринятые балльные оценки санитарного состояния деревьев, используемые в санитарном надзоре лесов (Санитарные правила..., 1970), либо балльные шкалы, создаваемые для специальных целей - например, для диагностики техногенных нарушений древостоя (Арманд и др., 1991; Nilsson, Dumker, 1987, цит. по: Алексеев, 1990), Аналогичную роль может выполнять класс бонитета насаждения (Wcntzel, 1971, цит, по: Карпенко, 1981). Во всех случаях определенному набору признаков ставится в соответствие балл, т.е. числовая шкала функции желательности в данном случае порядковая.
На основе полученных частных желательностей может создаваться усредненный показатель. Так, В.В.Бугровский с соавт. (1986) предлагают использовать в качестве показателя жизненности фитоценоза среднее арифметическое жизненности каждого вида (жизненность выражается в числах от 0 до 1, что достигается нормированием всех баллов к максимальному).
В.А.Алексеев (1990) предлагает рассчитывать обобщенные показатели поврежденности и жизненного состояния древостоя: где Vi — объем древесины здоровых деревьев, V2, V3, V4, V5 — объем древесины различных категорий санитарного состояния (соответственно, ослабленных, сильно поврежденных, усыхающих и сухостоя), V - общий запас древесины. Величина показателя интерпретируется следующим образом: до 20% — древостой «здоровый», от 20 до 50% - «поврежденный», от 50 до 80% - «сильно поврежденный», свыше 80% - «разрушенный». Показатель D представляет собой средневзвешенную арифметическую баллов поврежденности.
Другой вариант интегрального показателя - предложенный А.Д.Карпенко (1981) «индекс состояния» древостоя: Ln, где СІ - помер категории санитарного состояния (і = 1, 2,...,6), rij - число деревьев і-й категории. Отличия ИС от L и D определяются использованием разных весовых функций. Очевидно, что применение всех трех индексов даст сходные результаты.
Относительно экспертных функций желательности отметим следующее. Хотя они измеряют состояние экосистем в слабых количественных шкалах, получаемые с их помощью результаты могут адекватно отражать действительность. Причина этого в том, что они базируются на опыте экспертов, генерализующем многие разнонаправленные процессы. При этом значительно точнее измеряются такие малоформализуемые (невещественные [Albert!, Parker, 1991]) и инструментально с трудом измеримые признаки, как «степень поражения», «пригодность местообитания» и т.д. Поэтому мы считаем, что экспертные функции желательности могут быть эффективно использованы в экологическом нормировании. 5.1.3.2, Простые аполитические функции желательности
Одним из наиболее простых преобразований натуральных значений параметров в числовую шкалу [0;1] является функция желательности следующего вида: у или yt
где di - преобразованное значение у;, у эталон - значение у, принимаемое в качестве «эталона» («фона», «контроля»). При этом, первая формула - частный случай второй, поскольку верхний лимит выборки в рассматриваемом контексте - это оценка эталонного значения. Данная функция желательности принимает значения от нуля (когда натуральное значение параметра равно нулю) до единицы (когда натуральное значение параметра равно эталонному или максимальному).
