Бесплатный автореферат и диссертация по биологии на тему

ЭКОЛОГИЧЕСКОЕ НОРМИРОВАНИЕ ТОКСИЧЕСКИХ НАГРУЗОК НА НАЗЕМНЫЕ ЭКОСИСТЕМЫ

ВАК РФ 03.00.16, Экология

Автореферат диссертации по теме "ЭКОЛОГИЧЕСКОЕ НОРМИРОВАНИЕ ТОКСИЧЕСКИХ НАГРУЗОК НА НАЗЕМНЫЕ ЭКОСИСТЕМЫ"



На правах рукописи

УДК574.4:504,054 +631.46

Воробейник Евгений Леонидович

Экологическое нормирование токсических нагрузок на наземные экосистемы

03.00.16 - экология

Автореферат диссертации на соискание ученой степени доктора биологических наук

Екатеринбург - 2003

Работа выполнена в лаборатории популяционной экотоксикологии Института экологии растений и животных Уральского отделения РАН.

Научный консультант — академик РАН, доктор биологических наук,

профессор, заслуженный деятель науки РФ Большаков Владимир Николаевич

Официальные оппоненты; доктор биологических наук, профессор

Махнев Африкак Кузьмич

доктор биологических наук Трапезников Александр Викторович

доктор биологических наук, профессор Шаанин Сергей Александрович

Ведущее учреждение: Московский 1-осударственный

университет им. М.В. Ломоносова

Зашита состоится " 2& " ноябри 2003 г. в_часов на заседании

диссертационного совета Д 220.067.02 при Уральской государственной сельскохозяйственной академии по адресу: 620219 г. Екатеринбург, ул. Карла Либкнехта, 42.

С диссертацией можно ознакомиться в библиотеке Уральске? государственной сельскохозяйственной академии.

Автореферат разослан *__"_2003 г.

Ученый секретарь диссертационного совета, кандидат ветеринарных наук

Мельникова

ам.

ОВЩАЯ ХАРАКТЕРИСТИКА РАБОТЫ

Актуальность темы. Провозглашение на международном и национальном уровнях концепции самоподдерживаемого или устойчивого развития обозначило приоритеты фундаментальных научных исследований в области экологии и охраны природы. Одной из важнейших признана проблема установления пределов устойчивости экологических систем разного пространственного масштаба {от локальных до биосферы в целом) к различным антропогенным нагруэкам, 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. Данная задача решается в рамках экологического нормирования - одного из основных направлений прикладной экологии, цель которого - разработка экологических нормативов антропогенных нагрузок на локальном, региональной н глобальном уровнях. 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 о воздухе», а различные мероприятия, направленные на снижение отрицательных последствий хозяйст венной деятельности, проводятся веленую, что резко уменьшает нх результативность., •

Несмотря на признанною актуальность исследований в области экологического нормирования, а также многочисленные теоретические н экспериментальные работы в этом направлении, многие вопросы остаются нерешенными. Существующая на настоящий момент система регламентации заірязнения природных сред от выбросов промышленных предприятий в значительной степени базируется на сэнитарно-гиш-енических нормативах, хотя обшепрнзпана нх неэффективность для целей защиты (іноїм природных экосистем. Не в последнюю очередь такое положение связано с недостаточной разработанностью методологической базы экологического нормирования, отсутствием общепризнанных и, соответственно, официально узаконенных методик нормирования, недостаточностью фактических данных но реакции природных экосистем на антропогенные нагрузки (в первую очередь, Полозовым зависимостям) и, в конечном итоге, с отсутствием собственно экологических нормативов.

Цель |>а@01ы_- всесторонний анализ проблемы определения предельно допустимых антропогенных нагрузок на наземные экосистемы. Основиыс.задаЮЦ 1. Провести критический анализ существующих подходов и концепций в области экологического нормирования антропоіенньїх нагрузок. 2. Разработать концепцию экологического нормирования токсических нагрузок на природные экосистемы для случая атмосферного загрязнения от точечных источников эмиссии поллюгантов. 3, Разработать систему диагностических параметров состояния наземных экосистем для экологического нормирования токсических нагрузок. 4. Построить зависимости доза-эффект для экосистемных параметров и определить величины критических токсических нагрузок для наземных экосистем таежной зоны (на примере лесов Среднего Урала, подверженных выбросам медеплавильных заводов). 5. Изучить такой ом ери о-

ЦКСМСШ <І»(Д лигатур»*

сій изменения п і ради єн тс токсической наїрузки прост рамс твенного варьирования (в диапазоне масштабов от десятков сантиметров до едшнш километров) кислотности и содержания разни* форм тяжелых металлов в природных депонирующих средах, а также микроклиматических л а раме і рои. 6. Выявить возможные механизмы возник-нопения нелинейности в реакции природных экосистем на токсическую наїрузку.

^I^нaяJLQPШlШO^l^ШClaя_знaчимgcIъ ра^оіьг Проведен анализ теоретических основ экологического нормирования антропогенных нагрузок на экосистемы. Разработана концепция экологического нормирования (для локального уровня воллейс тій), базирующаяся на анализе траекторий реакции природных экосистем на токсическую нагрузку и позволяющая находить величины критических нагрузок ог точечных исіочников эмиссии ііоллюїаіітов. Дія основных компонентов лесных экосистем южной и средней тайги ностр^ны зависимости доза-эффект (поступление / накопление поллюшпов— пносистсмный параметр). Обнаружено, что такие зависимости в большинстве случаев существенно нелинейны. Впервые исследована межгодовая и экоюпическая ючен чи вое і ь параметров дозовых зависимостей для структурных и функциональных парамстрол наземных экосистем. В широком диапазоне пространствспиых масштабов (от дееяіков сантиме)ров до единиц километров) и для iiectoo.-it.Kitx природных депонирующих сред (слег, лесная подстилка, почва) исследованы закономерности изменения п градиент« токсической нагрузки варьирования содержания подвижных и обменных форм тяжелых металлов и кислошостн. Установлено, чю основной механизм возникновения нелинейности в реакции биоты на токсическую нагрузку - высокое пространственное варьирование токсичности природных депонирующих сред. На основе анализа лозовых зависимостей для экосис-темиых параметров определены величины критических нагрузок от выбросов медеплавильных комбинатов на лесные экосистемы Среднего Урала.

ІІрткпгіеская.зна.чнчаст^рзЗо.ін, Найденные величины критических токсических нагрузок для лесных экосистем таежной зоны могут быть использованы природоохранными ведомствами Уральского региона для реї ламентации выбросов промышленных предприятий н » процедурах экологической экспертизы. Разработанная методика экологического нормирования может быть использована для нахождения величин критических токсических нагрузок для наземных экосистем в других регионах России.

£>СР ірпННбЛІолож?!! и я лчі юс и Е Шї-Н а.заїциД'І

1. Общее решение задачи экологического нормирования свозится к анализу зависимостей в системе «антропогенная наїрузка - состояние биоты - качество экосистемы». Всс разнообразие существующих концепций войтасти нормирования порождается конкретизацией общей задачи, а именно выбором: пространственно-временного масштаба рассмотрения объектов н процессов, целевых функций использования экосистем, способов измерения антропогенной нагрузки, описания состояния биоты н нахождения граничных значений нагрузок.

2. Реакция основных компонентов наземных экосистем на токсическую нагрузку существенно нелинейна: ойіасчь перехода между относительно стабильными состояниями в большинство случаев занимает небольшую долю от псего градиента нагрузки.

Параметры зависимостей дола - э<Н-скт Л»я резкий» наземных экосистем существенно различаются в разных вариантах экотонов. Межгаювая изменчивость лотовых зависимостей мала дзя структурных показа гелей и значительна - для функциональных.

3. Ключевой механизм возникновения резко выраженной нелинейности п ре-' акции С нош на токсическую нагрузку - большое пространственное варьирование токсичности нопвы и лесной подскоки, которое наблюдается в переходной части I ради ен та нагрузки и обусловлено, в свою очередь, наложением двух пространственных мозаик - валового содержания / поступления тяжелых металлов и модифицирующих токсичность естественных экологических факторов.

¿1?Е2?зция.Ел&ЗЛ11 Материалы работы были представлены из конференции «Экологические про (немы охраны живой природы» (Москва, 191X1), совещании «Методолога я экодоп)ческою нормирования» (Харьков, 1990), Всесоюзной школе *Иро-блемы устойчивости биологических систем» (Севастополь, 1990), X Всссоючиом совещании по пройтемам почвенной зоологии (Новосибирск, 1991). совещании «Экологическоенормирование; проблемы и методы»(Путинпо, 1992),контреннин «Проблемы заповедною дела» (Кировград, 1996), совещаниях «Стратегические направления эюлошческих исследований на Урале н экологическая попишка» (Екатеринбург, 1996, 1999), Междунз)юдной конференции "1ЫО['1Х-97" (Сан кт -11е тербург, 1997), XI международном симпозиуме «Современные проблемы Оионнднкацин и Он очон и тор и н га» (Сыктывкар, 2001), Всероссийской конференции «Устойчивость почв к естественным и антропогенным вохзейстиням» (Москва, 2002), конференции «Эколошчсекне пройлеми горных территорий» (Екатеринбург,2002).

Публикации, По материалам исследований опубликовано 3*1 работы, в том числе - 2 монографии и 13 статей в рецензируемых журналах.

¿1(14 н мй. вклад диссср та ща^ Л в юром выполнен критический анализ существующих подходов и концепций в области экологического нормирования, исследованы методологические основы и предложено общее решение задачи экологи ческою нормирования, разработана концепция нормирования токсических нагрузок (для случая затрязиеиия наземных экосистем атмосферными выбросами от точечных источников в локальном пространстве и и ом масштабе). Автор пропел 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 ноллютантов. Необходимость комплексною подхода «изучению реакщш биоты наземных экосистем на токсическую нагрузку обусловило привлечения к работе многих специалистов по отдельным обьекгам, Автор участвовал в планировании, организации и проведении работ но сбору первичных материалов для построения лозовых зависимостей по основным компонентам наземных экосистем, выполнил обработку полученных данных и обобщение результатов.

Нтюдзрнесги. Клат одарю коллег, в соавторстве с которыми выполнены работы но построению лозовых зависимостей для реакции отдельных компонентов

наземных экосистем: к.б.н. E.B, Хан і ем и рову (древесный и трамно- кустэрничко-пый яр)о я районе Средіісуральекоїо исденлавильною завода, трзвяно - кустарнич-ковый ярус в районе Кировградскоіо медеплавильного завода), k.G.ii. И.Н. Михайлову (эпифнтные лишайники), к.бн. ИЛ. Гольдберг (моховой ярус), к.б.н. С.Ю. Кайгородову (почвенный покроя), к.С.и. М.Р. Труби ну (травяно - кустарнич-ковый ярус в районе Красноуральскою медеплавильного завода), к.бн. D.M. Горячева (древесный ярус в районе Кировградсило медеплавильного завода), л.б.п. IÍ.H. Позолотну (эксперимент но б ио тестированию с помощью корневою теста),

Выражаю благодарность коллегам, которые участвовали в проведении химике - аналитических, молевых it лабораторных рабоп Э.Х. Аху новой - за измерение концентраций тяжелых металлов в депонирующих средах, O.A. Межевик» пой, Е.В. ІГрокопович, tl.il. Коркиной - -и измерение кислотности и ряда других показателей почвы и подстилки, Н.В. Золотаревой, М.І1. Золотареву, II.Г Пищулиму, МЛ'. Труби ной, ПЛ. Гольдберг— за измерение микроклиматических показателей, 11,1", Иишулииу, С.Ю. Кайтродовой, Н.В. Марковой - за измерение поісішнальиой скорости деструкции целлюлозы н целлюлазной активное і и почвы, С.Ю. Кайтродовой -за отбор части образцов почвы и подстилки, Е.В. Ульяновой, U.U. Кузнецовой - за техническую работу при проведении биотестироватія, М.Г. Фзрафонто-ву. P.M. Хонісмирову.И.Н. Михайловой, H.A. Вельскому, O.A. Поленцу, JIA.Bopo-бейчик, Т.В.Сиасовой, НА. Haan иной, A.B.. ГоройашноП, О.Ю. ІІаяловой. И.Н. Петровой, Н.В. Марковой, С.Ю. Кайгородовой, СЛ. Картавову, H.A. Мартю-шову, 10J. Смирнову - за отбор и первичную подготовку к анализу проб снега.

Очень прнінаіслеп коллегам. с которыми на разных этапах выполнения работы обсуждал теоретические проблемы экологического нормирования и полученные результаты; к.б.н. О.Ф, Садыюову, к. б, и. МП Фарафонтову, д.бн. B.C. Г>езслю, к.бн, H.H. Михайловой, к,б.н. М.Р. Трубипой.д.б.и. CA Шавнину, д,ф.-м.н. А.М.Сіеі ізнову. Считаю своим приятым долгом иыразить признательность научному консультанту академику ПШВ.Н. Большакову та всемерную поддержку r выи ai iichuh работы.

Исследования автора были поддержаны РФФИ (проекты 98-05-65055,0105-65258,02-04-96429), INTAS (проект 93-1645), Комиссией РАН по работе е молодежью (проект ЇЇ! 281 6-го коик>рса).

0£ьеч paíítlHi Диссертация состоит из введения, 8 глав, заключения и выводов. Изложена на страницах, включает 63 таблицы и 99 рисунков. Список ли* icpaiypu содержит источника, в том числе иностранных.

СОДЕРЖА! П iE РАБОТЫ

Піяіш I, Современное cociwiiinc регламентации антропогенных нагрузок на экосистемы п основные подходы іс экологическому нормированию

Сделан ©біщіЙ об юр современного состояния системы регламентации антро-нотжых нагрузок в разных странах, а также подробный сравни тельный анализ основных подходов в области экологическою нормирования (концепции критических нагрузок на ландшафты, экологически допустимых уровней воздействия, приемлемого риска, определения нзірузок для почвы, здоровья экосистем и др.).

В развитии идей эколоптческого нормирования условно можно выделить три этана. Первый - предыстория. С одной сторони, он связан с существованием системы гигиеническою норм пропан и я токсикантов в воздухе, воде, м расчетах питания и почве, развивавшейся с 30-х голов. Гишспическое нормирование явилось лиГю отправкой точкой, либо аналогом для экологического. С другой стороны, этот этап связан с работами С.С.Ш парна н Н.С.Строганова, сі{>орЧ)7і и ровашп и х основополагающие для э колоші еского нормирования положения (принцип антропоцентризма в оценке экосистем, критерии «.хорошего» биогеоценоза), Второй - этан теоретических исследований. Он связан с работами на уровне постановки проблемы и генерации различных подходов к нормированию (работы ВД. Федором, Л.ІІ.Левнча, ДА,-Криволуцкого, ЮЛ. Шраэля, ЮГ.Пузаченко, Л. МГродзн некого, Д, Раппорта, Д. Шеффера, Р. Костанцы). И зіоі же период появляются и весьма развернутые концеп-шн| системы экологического нормирования (работы Л.Д. Александровой, О Ф. Сады-кова и др.). Третий — оті практической реализации. Он связан с проведением экспериментальных работ, п том числе - по анализу ззви си мост ей до-»-эффект на экосистем ном уровне (работы Л.Д. Лрчанда, Л.М. Степанова, Т.Н. Черпеньковой. Ю.Л, Израэля, B.C. Николаевского, ЛД. Покэржевского, Т.И. Мои сесії ко, D.H. Максимопа, ЛИ. Левича.Н.Г. Булгакова, А.Т. Тсрехнна, МЛ. Глазове кой, В Б. Ильина, И,Г. Важе-иипа, П.В. Виноградова, Л.М. Никшорова, B.B, Снакипа, II. Ван Стра&пеиа к др.).

В экологическом нормировании, как п историческом плане, лак и для современною состояния. можно выделить два существенно различающихся подхода -«іиіисиический»» «экологический». Первый подход сохраняет основные черты методологии гигиенического норм пропан н я, а именно: 1) предельные нзірузки устанэв-л и паю іся дія отдельных веществ (л н Go их счсссй, но с известным соотношением компонентов); 2) лабораторные эксперименты - основа для получения нормативов; ■() используются параметры органи змеиного, а не экосистем ного уровня. По сути, такой подход означает полное ассимилирование схемы гигиенического нормирования с той лишь разницей, что объектом выступает не человек, а друше биологические пилы. Па наш взгляд—это тупиковый путь для экологического нормирования. Причины этого видятся в следующем; I) выбросы чате всего многокомпонентны, что в конкретной ситуации пе позволяет оперировать нормативами для отдельных веществ, либо их смесей; 2) формы нахождения токсикантов в природе чаще всего отличаю і ся от форм, которые использовались в експериментах и для которых co-vwдались нормативы; Л) в лабораторных экспериментах (обычно краткосрочных) не учитываются адаптационные процессы и, тем более, популяціїоште и биоцсиоіичсскис эффекты, которые могут играть ключ сную роль в определении судьбы экосистем; 4) нахождение критических па-грузок для отдельных вилов, пусть даже «ключевых» или наиболее чувствительных, очень долгий путь копределсиию нормативов для всей экосистемы (он требует наличия модели, в которой аргументом для экосистем ных параметров выступают числен носі и всех основных видови определения критических нагрузок для всех этих видов).

Альтернативный подход использует гигиеническое нормирование лишь в качестве аналога решения сходной задачи. !) разных концепциях, формирующих это направление, прослеживаются существенные черты сходства. Основные положения

данною подхода заключаюіся в следующем: 1) ориентиром, задающим критерии для оценки экосистем служит явно деклзрирусмый антропоцешркзм (критерии оценки задает человек исходя из своих потребностей, причем потребность r чдоро-boIÍ окружающей среде - одна иг важнейших); 2) при задании критериев оценки локальных экосистем необходимо учитывать их ноли функциональность (важнейшие функции - обеспечение необходимого вклада в биосферные процессы, удовлетворение экономических, социальных н эстетических потребностей общества); 3) нормативы предельных нзірузок должны бьпь «вариантными», т.е. рагзнчными для экосистем равною назначения (необязательно требовать выполнение всех функций одновременно и в одном месте); 4) і юрт швы должны Сшь дифференцированы в зависимости от физиыо-географических условий peni она и тина экосистем; 5) нормативы должны Сыть дифференцированы во времени: менее жесткие для существующих технологий, более жесткие для ближайшей перспективы, еще более жесткие для проект и руемых производств и новых технологий; б) нормировать необходимо Ніпсіральпую наїрузку, которая може г быть выражена в относительных единицах, а не концентрации отдельных загрязнителей; 7) среди показателей состояния биты для нормирования необходимо вибраіь основные, отражающие важнейшие за киномерное і и ее функционирования, предпочтение необходимо отдавать интегральным параметрам; 8) нахождение нормативов может быть реализовано только в исследованиях реальных экосистем, находящихся в градиенте наїрузки, т.е. только на основе анализа зависимостей доза- эф<|«кт на уровне экосистем. Глапя 2. Теоретические оспойы экмшгпчсского пормнропашш

Пешральная методологическая проблема экологического нормирования -вопрос о норме экосистем и критериях нормальности. Можно выделить два основных понимания нормы -статистическое (оценка центральной тенденции признака за некоторый период времени) и функциональное (выполнение системой определенных функций). Принимаемая памп позиция-явно декларируемый антропоцентризм — состоит в следующем: норма - это мера «хорошей» экосистемы, т.е. oipa-ни ч назема я качественными переходами область состояний экосистемы, которые удовлетворяют существующим представлениям человека (в широком понимании) о высоком качестве среды обитания.

Аксиологическое толкование нормы определяет ее ошосшелыюсть: норма детерминирована конкретным регионом и временным отрезком. Однако это не означает, что <|ормутіирояанне критериев нормальности произвольно. Единственно адекватными субъектами задания критериев качества могут быть эксперты-экологи, поскольку только они обладают знанием о закономерностях функционирования н устойчивости экосистем, В систему ценностных критериев вхпдят параметры, обеспечивающее: I) непосредственное выполнен не социально - эмэн омических функций (например, первичная и вторичная продукция определенной структуры); 2) устойчивость экосистемы в целом (без чего она не может выполнять свои функции); 3) необходимый вклад конкретной экосистемы в функционирование экосистем более высокого ранга (вплоть до биосферы в целом), без чеюопяіь же невозможно функционирование локальных экосистем и обеспечение здоровой среды для всех людей.

Учитывая отсутствие общепринятой терми полоні и в обллєш экологическою нормирования мы лаем дефиниции ряду понятий, которые образуют вимкнутую» логическую сисісму.

Объект жпмяічсского нормирования - экологическая система определенною пространственно-временного масштаба. В данное случае ми принимаем наиболее широкое определение экосистемы, которое почти совпадает с общим определением любой системы: совокупность в» и моде Л с тающих живых и неживых элементов, обладающая определенной степенью общности и которую по определенным критериям можио отделить от других таких же совокупностей {разница с общим определением системы заключается лишь в том, что в экосистему обязательно входят элементы живой природи). Объектами экологическою нормирования могут быть и вся биосфера, и небольшой участок леса, и іерри тория города, и отдельна! популяция конкретного вида, и среда обитания человека в узком смысле (жнлнше, нроіпяод-С1ВСНИЫС помещения и пр.).

Описание объекта - набор параметров (показателей, харзкісрисі и к, индикаторов), который с необходимой степенью точности (определяемой, о свою очередь, пространственно-временным масштабом и целями нормирования) характеризует структуру и функционирование объекта нормирования. Состояние объекта - описание объекта в определенный момент времени, те. конкретные значения набора параметров, которые задают наложение объекта п пространстве возможных значений.

Внеингяя среда - совокупность агентов воздействия на обикт нормирования. II¡німеры аіентов воздействия: промышленные выбросы от точечного источника, глобальные атмосферные выпадения, транспортные средства. приводящие к механическим нарушениям почвы или растительного покрова, лкуш (охотники и собиратели), изымающие определенную долю и ропукі ці и популяций охотничьих живо т-пых или лекарственных растений. Уираи-гяющее содействие — любое изменение внешней среды, которое осуществляет субъект управления (преднамеренно или непреднамеренно) и которое приводит (или может привес і и в будущем) к изменению состояния объекта нормирования.

Субъект }прав.іения - совокупность лиц. принимающих решения об управляющих воздействиях "а объект нормирования. Су-бъснт оценки — совокупность лиц, выносящих суждение о качестве объекта нормирования. Субъектами оценки могут быть гчос перш-ученые, чиновники природоохранных ведомств, либо просто старушки у плтьелла, рассуждающие об «ухудшении вколоти». В ратных ситуациях субъекты оценки и субьекты управления могут не перекрываться, частично перекрываться или полностью совпадать. Субъект испольюеания — совокупность лиц, потребляющих ресурсы, которые предоставляет объект нормирования. Субъект использования может в разных соч етан и ях совнадагіь с субъектами оценки и управления.

Качество объекта - суждение субъекта оценки о состоянии объекта нормирования с точки зрения выполнения им определенных функций, необходимых для благополучия су бъекта использования в настоящем или будущем. Качество должно измеряться, по крайней мерс, в порядковой шкале; друтими словами, градации качества должны быть ранжированы в возрастающий или убывающий ряд. Пор-

мольное состояние (норма) объекта нормирования - часть области пространства возможных состояний, в пределах ко юрой реали зуется удовлетвори т ельиое капе-сто объекта. IIатологнчсскос состояние объекта нормирования - часть области пространства возможных состояний, не относящаяся к нормальному состоянию.

Цель (критерий) экаюгическаго нормирования — выбранные субъектом оценки свойства (параметры, инварианты) объекта нормирования, для сохранения которых разрабатываются зколошческне нормативы.

Экоюгическая нагр)"}ка - такое изменение внетпней среду, которое приводит или может приводить к ухудшению качества объекта, т.е. к нежелательным с точки зрения с)бьскта оценки изменениям в его состоянии.

Экологическое нормирование — нахождение трзничных значений экологических нагрузок для того, чтобы можно было установить ограничения ятя управляющих воздействий на объект нормирования н достигнуть целей нормирования.

Предельно допустимая экологическая нагрузка (1ЩЭН) — максимальная нагрузка, которая еще не вызывает ухудшения качества объекта нормирования. Экологический норматив ~ законода1слыю устаноатенное (т.е. обязательное для субъектов управления) ограничение экологических нагрузок. В идеальном случае экологический норматив должен совпадать с ИДЭН. По носказьку экологический норматив учитывает привходящие обстоятельства (технологическая достижимость, стоимость, социальные издержки и т.п.), эти две категории не совпадают.

Из представленного понятийного аппарата экологического нормирования (даже до конкретизации отдельных понятий) вытекают несколько простых, но достаточно лажных следствий; 1) экологическое нормирование — частный случай регулирования управляющих воздействий, касающийся только определенною класса воздействий, а именно тех, которые могут снизить качество объекта; другой частный случай регуляции унрэЕняющих воздействий - оптимизация, цель которой улучшить качество объекта управления; 2) экологическое нормирование имеет смысл золько то(да, когда существует причинно-следственная связь между экологической нагрузкой и состоянием (качеством) объекта нормирования, те. нормировать можно только те воздействия, которые приводят или потенциально могут приводить к ухудшению качества объекта; 3) нормировать можно только те изменения внешней среды, которые прямо или косвенно индуцирует субъект управления, а нормировать естественно обусловленные изменения внешней среды бессмысленно.

Большинство авторов согласны с Ю.Л. Иэраатем (1984), определившим в самом общем виде предельно лопатимую экаюгическую нагрузку как максимальную нагрузку, которая еще не вызыпает нежелательных изменений у реципиентов вотдействия (популяций, экосистем, населения). Все разнообразие подходов в области нормирования порождается различным толкованием понятия «нежелательные изменения», выбором конкретного пространственно-временного масштаба описания реципиентов воздействия и конкретизацией того, каким именно способом можно определить 11ДЭН.

Принципиальная блок-схема экологического нормирования (рис. 1) включает два контура-«пненшийии «внутренний». Первый залает исходную информацию

для разработки нормативов (т.е. это определенный «социально-экономический заказ» и обратная связь для оценки его выполнения). Эта информация определяет выбор пространствен но-временного масштаба (локального, регионального, глобального) и критериев нормирования, дающих ответ на вопрос «что сохранять с помощью нормативов?» (среду обитания человека, девственную природу, экосистемы с максимальной проду кцией и пр.). Выбор масштаба и критериев залает конкретный набор параметров биты и нагрузок. Второй контур - это собственно процедура определения экологических нормативов, центральный этап которой - анализ зависимостей «нагрузка - состояние экосистемы - качество экосистемы».

В обшем виде решение задачи нахождения экологических нормативов можно представить как анализ системы двух уравнений:

Г'ГМ),

где 7. - качество экосистемы; У — набор параметров, описывающих состояние экосистемы; X — набор параметров, описывающих нагрузки на экосистему; ^ — функция, связывающая нагрузки и состояние экосистемы; — функция, описывающая связь качества экосистемы от се состояния. Следует обратить внимание на то, что качество экосистемы - это одномерная величина с небольшим числом градаций (обычно от трех до семи па шкале «хорошо-плохо»), тогда как состояние экосистемы н нагрузки на нее описываются существенно многомерным (порядка 10' — !03) набором переменных.

Установить величину ПДЭН - это значит найти такой набор нагрузок, при котором сохраняется определенное фиксированное значение опенки качества экосистемы г* («хорошее» или »удовлетворительное»). Принципиально важно следующее обстоятельство. Решение системы уравнений возможно тогда н только тогда, когда функции Г, или имеют качественные переходы (точки перегиба). Другими словами, либо функция Г,, либо функция ^ должна быть нелинейной, чтобы можно было определить, область качественною перехода. Если обе функции линейны, решение задачи нормирования теряет смысл, поскольку в таком случае ни одно из значений нагрузки не имеет «преимущества» перед другими и, следовательно, любая нагрузка может быть принята в качестве предельной. Если функция Г, линейна (т.е. в природе нет «истинной» нелинейности), тогда нелинейность вводится в функцию Гг искусственно (с помощью нелинейных функций желательности).

При всей кажущейся простоте, записанная выше система уравнений порождает практически бесконечное разнообразие конкретных вариантов экологического нормирования. Это связано с тем, что решение рассматриваемой задачи в общем виде не может быть осуществлено на практике для реальных ситуаций. Соответственно, конкретизируя (т.е. в определенном отношении упрощая) тем или иным способом общую формулировку задачи, исследователь выбирает (или изобретает) определенный вариант нормирования. Упрощение общей задачи экологического нормирования может идти но четырем направлениям: I) снижение размерности

Биологические. социальные к культурные потребности человека

Выбор с рострі !іствешіо-вр< HíHitcro масштабі п целей норішрсшшкя

Измерение экологической

HírpjTKH

Pern страши состояния

ЗКЧПОКМЫ

I

1

Лніліщзвиаімсстн "эко.юшчесыя на група - состоялае экосистемы - icü'teciso экосистемы "

1

Нютжзекие пределию допустимых

з каюгическнх нагрузок

Прнродопатиовдм и«

1 I

Экологические нормативы

Pue. 1. Общая схема процедуры экаюгтеского нормирования. Элементы «внешнего контура* покяюны жирной линией, «внутреннего контура* - пунктирам.

при описании нагрузок на экосистему; 2) снижение размерности при описании состояния экосистемы; 3) параметризация функции f,; 4) параметризация функции Гг Первые два - это формирование индексов нагрузок и состояния экосистем (рассмотрены в главах 4 и 5).

Исходная информация для параметризации зависимости состояния экосистемы ог нагрузок может Сыть получена с помощью четырех групп методов: 1) активные натурные эксперименты с экосистемами (например, внесение в природную среду определенных количеств иоллютаитов); 2) пассивные натурные эксперименты (анализ изменений экосистем в уже существующем градиенте нагрузки)*. 3) лабораторные эксперименты с последующей экстраполяцией на условия природных экосистем (определение минимально дсйств)тс1цич Доз ноллюгшгтов для нескольких видов и перенесение с определенным коэффициентом запаса найденных величин на уровень всей экосистемы); -1) экспертные оценки («неформальное» обобщение многолетних данных). В этом ряду стоимость получения необходимой информации уменьшается сверху вниз, но в этом же направлении уменьшается ее точность и надежность (близость к истинному значению). Скорее вссго, оптимальное соотношение затрат и точности достигается для пассивных натурных экспериментов. Вопросы выбора конкретного вида аппроксимирующей функции рассмотрены в главе б.

Параметризация зависимости «качество - состояние»- наименее разработанная область нормирования. Она осуществляется с помощью функций желательности, исходная информация для конструирования которых может быть получена, фактически, только с помощью экспертных оценок, В наиболее простом случае функция желательности линейна: требуется указать только «направлением (например, более желательно состояние с большей или меньшей продукцией). В то же время, могут применяться и сложные нелинейные функции (например, функция желательности Харрингтона), Строго говоря, если функция f( нелинейна, то использование нелинейной функции желательности — это явное умножение сущностей без необходимости.

Глава 3. Импактиыс регионы как шедсльвые объекты для экологического пормнропашш

Весь эмпирический материал, рассматриваемый в диссертации, собран в районах действия точечных источников эмиссии иоллютантов. Работы выполнены возле трех медеплавильных заводов — Среднеуральского (СУМЗ), Красиоуральско-го (КМК) и Кировградского (КМЗ). расположенных в подзонах южной и средней тайги на Среднем Урале (Свердловская область). Выбор данного вида антропогенных натрузок далеко не случаен: по ряду причин мы считаем его удобным модельным'объектом для исследований в области экологического нормирования.

Над импактным регионом мы нонимаем территориальный комплекс экосистем разнот пространственно-временного масштаба, расположенных возле точечного источника эмиссии нодлютпнтов и подверженных действию локальной токсической нагрузки от этого источника. Ключевое отличие данного объекта от других (например, ог участков с площадным загрязнением) заключается в градиентной природе загрязнения. С удалением от источника выбросов происходит постепенное (но не всегда

Рис. 2. Пример распределения содержания подвижных форимеди (мкг/г) «лесной под' стиіке (а) и почве (6) в районе действия точечного источника эмиссии памюташюв (СИЦI. По осям - расстояние в км

падкое) уменьшение поступления иоялютаїпов, соответственно, экосистемы получают все меньшие дозы токсических нагрузок. Из-за этого, импактиы И регион представляет собой специфическую пространственную структуру из концентрически расположенных зои с разной степенью загрязнения (рис. 2) и, соответственно, различным уровнем трансформации экосистем. Обычно выделяют три - четыре зоны трансформации: техногенную пустыню, импактную, буферную и фоновую (последняя, строго говоря, не входит в нмнактный регион).

Специфика действия выбросов медеплавильных комбинатов на наземные экосистемы заключается в сочетании токсического действия тяжелых металлов, сорбированных на пылевых частицах, и подкисления среды за счет сернистого аігидри-

Лыс, 3. ¡JpiLwp расчрсдслстт акпгуальной xuctonmocniu (fi)iwu>| лесной lioi)-

стигки (а) и гюч*ы (С) в районе дейетеи* точечного источника эмиссии нагоптаппим (CVSÖ). По осам — расстояние в *.«.

да. И нашем случае техногенное под кислей не наклал и вас тся на л ссние почвы с естественно обусловленной слабо кислой реакцией (рис. 3). что еще более усиливает негативное дейовие загрязнения. В результате резкий а бнош вогзе данного вида источников ирояатяекя очень контрастно. Это обстоятельство существенно облет чает анализ трансформаций экосистем, в том числе, в ошошенни определения величин критических нагрузок.

Максимальное содержание подан ж пых <{©рм тяжелых металлов (составляют 70 - 90% от валовою содержания) в лесной подстилке в районе СУМЗа достигает для меди 12120, свинца -2350, кадмия-80, цинка -4190 мкгСг, что от 25 (для цинка) до 360 (для меди) раз вы те минимальных фоновых значений. Такие величины сопосгапи-

Рис. 4, Нространспшнное распределение средней мощности лесной подстилки, см (а), обилия дождевых червей (б) и кропит (л) в районе действия СУМЗа. Но осям—расстояние в км. Градаїріи обилии дождевых череей: О - опкутспмуют, І - единично, 2 -средне, 3 — обтьно, 4 - очень обильно; кротов: 0 - опкутспщиип, 1 - средне, 2 — оЄичьно.

ми с содержанием тяжелых металлов я бедных рулах. Кислотность подстилки опускается с фонових 5.2 -6.5 до минимально 2.9 единиц рН, По сравиени ю с наиболее «чистыми» районами Свердловской области фоновые ишнен грации в районе СУМЗа (на удалении 25 —35 км от завода, далее начинает сказываться влияние соседних источников выбросов) превышены в2 ~4 раза. Схциіая по структуре, но менее сильная, токсическая на грузка зарегистрирована в районе КМК: максимальное содержание подвиж-

ных форм в подстилке составляет для меди 4040, свинца - 1170. кадмия - 12.6, цинка - 1300 миг/г, кислотность подстилки снижена с фоновых 53 — S.7 до4,1 единицы рН. В районе КМЗ, помимо выбросов медеплавильного завода, на экосистемы накладывается подщелачивающее действие кальцийсодсржащей пыли (о г расположенных недалеко цементного завода и ГРЭС): кислотность почвы смещается с фоновых 4S - 4,7 до 5,1 - 53 единицы рН вблизи завода. В результате тяжелые металлы в определенном смысле оказываются «законсервированными» в почве.

Трансформацию экосистем возле точечных источников обычно описывают как последовательную смену стадий, представляющих собой развитие во времени (или развертывание в пространстве возле источника) индуцированных загрязнением отдельных процессов, объединенных причинно-следственными связями. Один из ярких примеров пространственного сопряжения таких процессов - совпадение зон «люмбрицидной пустыни», увеличенной мощности лесной подстилки (дождевые черви в таежной зоне - основные первичные деструкторы растительного опа-да) и «кротовой пустыни» (дождевые черви - основа рациона кротов) (рис. 4). Определение критических нагрузок на экосистемы должно базироваться на рассмотрении таких сопряженных процессов.

Глава 4. Измерение интегральной токсическом нагрузки на наземные экосистемы

Измерение токсической нагрузки для случая многокомпонентных выбросов -сложная задача, не имеющая однозначного решения. Получение интегральной меры нагрузки на основе данных по содержанию поллютантов в депонирующих средах может осуществляться несколькими путями. Мерой может служить: 1) расстояние до источника эмиссии, 2) концентрация какого-либо одного вещества, 3) сумма концентраций нескольких веществ, 4) индекс на!рузки, 5) реакция биотестов.

Расстояние до источника выбросов - наиболее популярная оценка величины нагрузки в прикладных исследованиях. Не использование базируется на «постулате» о тесной экспоненциальной зависимости концентраций от расстояния. В нашей работе мы отказались от использования данной меры нагрузки, поскольку не для всех элементов наблюдается такая форма зависимости ( рис. 5). Кроме того, нередки случаи (например, для содержания кадмия и цинка в почве в восточном направлении от СУМЗа), когда связь содержания от расстояния полностью отсутствует.

Концентрации отдельных элементов в разных депонирующих средах в масштабе всего градиента нагрузки тесно связаны между собой, особенно для пар Си -Pt> и Cd - Zn (рис. б), В других сочетаниях связь менее сильная, а в области высоких концентраций может либо вообще отсутствовать, либо менять знак на противоположный по сравнению с областью низких концентраций (рис. 7). Также сила связи между отдельными элементами ослабевает при рассмотрении не всего градиента нагрузки, а его отдельных участков (фоновая, буферная и имнактная зоны), либо для пространственных масштабов в диапазоне десятков сантиметров - сотен метров. Данное обстоятельство делает неоправданным оперирование в качестве меры нагрузки кон lie и грациями отдельных элементов. Также в нашем случае

Ркокчике до источника выбросов, км

Рис. 5. Зависимость содержания тяжсных металлов в лесной подстилм от расстояния до источника выбросов (СУМЗ). Линии — аппроксимации параболой третьей степени. Учетная единица - тощадка, сбор проведен в 1990 г. в западном направлении от завода (полоса шириной 5 км).

Рис. 6. Зависимость между ю^ентрациями (мкг'г) подвижных форм (въоняжха 50-пой //Л©^ отдельных элементов в лесной подстилке вмаситюбе всего градиента загрязнения (учетная единиц - пющадка). Район СУМЗа, отбор проб выполнен в 1995-199$ гг.

Рис. 7. Зависимость между конце/ш 1ра>рчит (мкг/г) подвижных форм (вытяжка 5"о-нойИИО^ отдельных элементов в лесной подстилке в масштабе всего градиента загрязнения (учетная единица - тощадка). Район СУМЗа, отбор проб выпачнен в ¡990 г

нельзя применять и простую сумму концентраций атементов, поскольку п выбросах присутствуют ингредиенты с сильно различающимся фоновым содержанием, по сопоставимой токсичностью длябиоты (например, медь и кадмий).

Использование вгрепщиоииых индексов в о пределен пой степени снимает эти проблемы. В работе мы применили простейшую и наиболее легко интерпретируемую '¡•орму индекса — среднее по всем элементам превышение фоновых кон цен I раций:

г> -Ду_^_

где - концентрация З-го вещества 0 - I.....к> к ¡-1 точке пространства

(¡*1,..., п), В дальнейших (чечетах индекс нормирован к единице.

Оказалось, что индексы, рассчитанные на основе содержания подвижных форм металлов в лесной подстилке и почве при использовании различных экстра-гептов (ацетат но - аммонийный буфер, раствор ЭДТЛ, 5%-ный раствор азотной кислоты) связаны тесными линейными зависимостями; коэффициент корреляции достигает 0,98 - 0.99 (рис. 8). Аналогично, индексы, рассчитанные в пределах всего градиента загрязнения на основе данных по кои цен тратт ям и выпадениям металлов в водной и пылевой Фракциях также связаны практически функциональными зависимостями (коэффициент корреляции равен 0,97 - 0.99). В противоположность этому, зависимость между индексами, которые рассчитаны на основе содержания подвижных и обменных (0.05 М раствор хлорида кальция) <{юрм близка к экспоненциальной. И для подвижных, и для обменных форм металлов наблюдается тесная связь между индексами, рассчитанными из основе информации по загрязнению почвы и подстилки: коэффициент корреляции равен 0,80 - 0.95 (рис. 9). Лна-,Ю1 нчная, но менее тесная связь (коэффициент корреляции лежит в и ределач 0.69 - 0,88) зарегистрирована для индексов, рассчитанных на основе валового содержания металлов в снеге »1 подвижных форм в почве и подстилке.

Полуденные результаты имеют важное методическое значение: относительные оценки токсической иатрузки в масштабе всего градиента загрязнения мало зависят от выбора депонирующей среды и экстратеша для извлечения подвижных форм металлов. В нашей работе при построении лозовых зависимостей для реакции наземных экосистем на токсическую нагрузку были использованы индексы, рассчитанные на основе данных но разным депонирующим средам и формам элементов; при этом единице индекса, в зависимости от депонирующей среды и формы элемента соответствуют разные абсолютные значения минимальных концентрации элементов (табл. 1).

Птаиа 5. Оценка состояния природных экосистем в условиях токсических нагрузок

Сделан подробный обзор существу тощих методов свертывания информации о состоянии биоты. Результат такого свертывания - индексы состояния, различающиеся по способу агрегации данных (индексы -маркеры и аналитические индексы), размерности (одномерные, многомерные) и единицам измерений (натуральные величины, условные функционалы, функции желательности в фиксированном интервале значений).

Часто используемая при описании экосистем процедура формирования одномерного индекса путем усреднения многих показателей может приводить к существенному искажению информации (при разнонаправленном изменении перемен-

Подстнлкэ Почва

Индекс при экстрагировании 5%-ной ItNOj

Рис. 8. Зависимость между индексами токсической нагрузки при использовании различных зкстрагентов: а—раствор ЭДТА, б—раствор хлорида кальция. Учетная единица - площадка. Район СУМЗа, отбор проб выполнен в /998 - ¡999 гг.

Подвижные формы Обменные формы

ициенс мгдоки г»0 мгр«»*п1ио дгсгтоя подстдоп!

fue. 9. Зависимость между индексами токсической нагрузки, рассчитанными на основе данных по содержанию подвижных и обменных форм металлов в лесной подстилке (ось абсцисс) « почве (■ось ординат). Учетная единица - площадка. Район СУМЗа, отбор проб выполнен в 1998 - 1999 гг.

Таблица /, значения концентраций здемютн», со<тюспк:111«ух>щие еди-

нице индекса токсической нагрузки в трех исследованных районах

РАЙОН Сред» (1'ормы %1в- MCKTCB Минимальная roHUtN )рз1|НЯ, миг/ г Мвксииалиюе ^кичснне индскса

Си CJ ГЪ 7л

КМЗ почва под>кмные 11.46 1.0 ( 4164 57.53 19.84

КМ (С яочва подписные 23.11 0.40 22.28 30,57 J7.51

СУМЗ подстилка ПОД« ЮПИ «0 4430 2.40 39.60 162.30 62.77

лочеа подл к* nue 17.20 0,60 15.46 25.32 68.38

подстлка обменные 1.13 0.13 0.07 3.10 156.47

ПОЧЕЛ обменные 0.99 0.09 0.04 0.70 155.07

снег mltmmc 611 0.19 401 8.72 2Я 02

них или изменении с сильно различающимися скоростями). Поэтому спер ты ми не информации о состоянии биош целесообразно осуществлять не формальным усреднением, а выбором наиболее информативных параметров и лредстаатеннем н\ в удобном для интерпретации виде с помощью простых функций желательности. Сформированы списки информативных показателей состояния наземных экосистем, перспективных для экологическою нормирования.

Пиша С. Мстоды нахождении предельно допустимых токсических нагрузок на природные экосистемы

Сделан обзор предложенных методов определения критических нагрузок на природные экосистемы. Выделены три принципиально различных подхода, в рамках которых су шествует много конкретных методов: 1) предельная нагрузка представляет собой особую критическою точку на кривой доза-эффект, связывающую входные (нагрузки) и выходные (отклики экосистемы) параметры; основное условие для определения этой точки - построение в полном объеме лозовой зависимости го экcnqн1 ментальным данным на всем градиенте нагрузки; 2) из теоретических соображения, либо в результате многолетних наблюдений, либо на основе экспертных оценок устанавливается единственное значение выходного параметра (вне связи с величинами нагрузок), имеющее смысл трап и ни естественных флукгу-ацнй; нагрузка, соответстяуюшая выходному параметру в этой единственной точке, принимается за предельную; 3) привлекается «внешняя» информация (например, экономическая целесообразность выращивания сельскохозяйственной крьту-ры определяет допустимый минимальный урожай; предельная нагрузка определяется через соотнесение с этой величиной).

Выбор конкретных меюдов целесообразно осуществлять по критериям минимальной субъективности и максимальной простоты. Многие методы страдают общим недостатком - большой дачей субъективизма при реализации процедуры нахождения предельных нагрузок, что делает возможным с помощью не сильно заметною «манипулирования» параметрами существенно изменять конечный резуль-

таг. Наиболее адекватно задачам экологического нормирования нахождение продельных нагрузок как критических точек (точек перегиба функции) лозовых зависимостей для экосистем пых параметров.

В пашей работе для аппроксимации дозовых зависимостей во всех случаях мы использовали логистическую функцию вида

А -а»

У i+e«+fix

гае у— опенка параметра, х—оценка нагрузки, а, р—коэффициенты, ^—минимальный уровень у, Л — максимальный уровень у. Параметры уравнения находятся численным оцениванием. Для нахождения координат точек перегиба функции необходимо приравнять пулю ее производные разных порядков и решить полученные уравнения относительно х. Если ограничиться анализом второй и третьей ^рошвещиых, то вьшеляктгея три критические точки - «верхняя», «средняя» и «нижняя» (xt, xt и хя ). Их координаты легко находятся аналитически через значения коэффициентов:

„ -а* 1п(2--Л) ,, A "fli . Jr.---р-.

-V.—J. Y. = ji/i "flf^^Oa

„ -a <-lnC2 + т/3) xr A

X,--p-. Y

Глава 7. Нелинейность реакции наземных экосистем на токсическую нагрузку

7.1. Дозовые зависимости для реакции наземных экосистем па токсическую нагрузку

Постановка задачи построения лозовых зависимостей для экосистем! 1ых параметров идет из классической токсикологии, гае они— центральное звено в анализе действия неблагоприятных факторов на организм. С развитием экологической токсикологии была высказала шея о необходимости построения зависимостей доза-эффект для экосистемы в целом. В икх «дозой» выступает величина поступления ноллютантов в экосистему или кх депонирования, а «эффектом» — параметры экосистемного или по-пуляционного уровней. Именно на основе анализа таких зависимостей, в рамках развиваемой нами концепции экологического нормирования, возможно нахождение величин критических нагрузок. Однако несмотря на важность анализа дозовых зависимостей на экосистем пом уровне, на настоящий момент имеется немного попыток их построения, Основная причина этого- необходимость модификации традиционной схемы работ так, чтобы были выполнены два условия: 1) достаточно большое количество пробных площадей однородно «покрывает» весь градиеш нагрузки; 2) имеется информация о величине токсической нагрузки в каждой учетной точке. Выполнение этих условий при анализе многих компонентов экосистем—достаточно сложная задача.

При построении лотовых зависимостей мы использовали данные по трем районам, однако наиболее представительный материал собран толь ко для одного (район СУМЗа) (табл. 2). Во всех случаях были использованы интегральные параметры состояния отдельных компонентов: для древостоя - запас и густота, сомкнутость подога, доля сухостоя tro запасу, нлотность всходов и подроста; для травя но- кустари ич -нового яруса и луговой растительности - обнш фиточасса, видовое богатство, видовая насыщенность, сходство с фоновым сообществом но видовой структуре, доля в фнтомассс индикаторных групп (злаки, хвощи, разнотравье); для мохового яруса -проективное покрытие, видовое богатство (эиигейпые, энифитные и эпиксильные виды), сходство с фоновым сообществом по видовому списку, обилие доминирую-щнх видов н родов; для почвы - параметры почвенного погоощающего комплекса (содержание обменного кальция и магния, степень насыщенности основаниями), сходство с фоновым профилем по оструктурсниости горизонтов и выраженности техлогенно-обусловленных почвообразовательных процессов; для лесной подстилки - мощность: для эпифитных лишайников- видовое богатство, видовая насыщенность, проективное покрытие на основании ствола и на высоте 1.3 м, сходство с фоновым сообществом по видовому списку, высота поднятия по стволу доминирующего вида; для почвенного микробоценоза - актуальная и потенциальная скорости деструкции целлюлозы, целлюлазнзя активность, интенсивность накопления аминокислот, для почвенной мезофауиы -общая плотность населения, доля индикаторных групп (санрофоги, дождевые черви, эихитреиды. этатериды), сходство таксономической и трофической структуры с фоновым сообществом.

Во всех случаях при аппроксимации зависимостей регрессионными уравнениями в качестве учетной единицы использована пробная площадь, те. средние значения как для параметра бногы, так и для величины токсической нагрузки. Для получения опенок iiaipyjiai использованы 3 - 5 физически усредненных образцов депонирующих сред (каждый из которых составлен из 5 индивидуальных), в дтя параметров биош -общепринятое для конкретных объектов количество индивидуальных измерений (15 проб 50x50 см для травя но - кустзрнич кового яруса, 8 проб 50x50 см для -луговой растительности, !0 деревьев-форофитовдля пихеносинузий, 15-30 прикопок ддя лесной подстилки, 10 проб 1x1 м для мохового яруса, сплоишой перечет деревьев на проб* пой площади 25x25 м, 5 проб 1x1 м для подроста, 10 - -10 проб 20x20 см для почвенной мезофзуны. 10-20 проб для биологической активности почвы).

Для района СУМЗа, помимо более широкого охвата компонентов экосистем по сравнению с районами КМК и КМЗ, мы имели возможность разделять материал на нодвыборкн (информационные массивы) в зависимости от определенных критериев (положение в рельефе, последовательные годы наблюдений и др.), что позволило сравнить до зовы с зависимости для разных вариантов биотопов н оценить их межгодовую изменчивость. Количество точек в информационных массивах, использованных для построениям анализадозовыхзависимостей.было не менее 14 и,как правило, составляло 25 -30. В общей сложности проанализировано 150 дозовых зависимостей для интегральных параметров состояния наземных экосистем по 50 информационным массивам.

7.1. Л Сравнительный аиаяиз дозовых зависимостей для реакции ратых компонентов экосистем В большинстве случаев дозовые зависимости для реакции компонентов наземных экосистем имели «классическую» форму Я-образной кривой (рис. 10). Эта было справедливо для всех рассмотренных районов и большинства показателей и позволило удовлетворительно аппроксимировать зависимости логистическими уравнениями регрессии (при этом доля объясняемой дисперсии чаще всего лежала в пределах 70 - 90%). В тех случаях, когда наблюдались отклонения от 5-образной формы, они касались редукции верхнего (или нижнего для восходящих кривых) плато, что было связано с недостаточным количеством точек в области низких нагрузок, Другой вариант - дозовая зависимость представляла собой комбинацию двух логистических кривых (см. далее рис. 15).

Таблица 2. Объем материала, испояыованного йяя построения и анализа эаеисимос-тей дом — эффект йям реакции наземных экосистел!

Характеристика работ

Среаяеу рал ьд кого

РаДои действия медеплавильного завода

Красиоурал ьского

Кировградского

Годы сбора материала

Компоненты экое йоте мы

Количество: пробных площадей

информационных массивов шнсииостей лсд» - эффеГГ

1989 - 2001

древесный яруо (б)*, травяно-кусгврн ич-ковый »рус (5), луговая раотетельностъ

(5), МОХОВОЙ ярус (6), эпнфитпые лишай ни-кп (2 - 3), посла* лод-отнлеа (1), почва (4), рочвепмаа моофвупп

(6), почвенный мнк-робоиспю (4)

от 14 до 208

42 119

1989,2000

травяно-куотарн яч-ковый яруо (4), эпн-фитаые лишай ни кя (4), почвенная мяо-фауна (3)

16-20

3 И

1995

древесный ярус (3). травлно- кугтарп нч-ковый яруо (5), моховой яруо (3), эпифит-ные , лишай в к си . (6), лесная в оделит (1), почвенный мнкробо-иоиоз(3)

1]

3 20

Примечание. *~в скобках приведено количество интегральных параметров для която-нента.

Один из важнейших результатов анализа дозовых зависимостей заключается в их ярко выраженной ступенчатости: для большинства экосистемных параметров реакши на нагрузку нелинейна - существует два относительно стабильных уровня, соответствующих фоновому и импактному состояниям, с очень резким переходом между ними.

Среднеуральский медепъзлилъный кн^)

КировградскиИзжод

Пилегс ижснчссяой нэгрузкн. усл. СДНККЦЕ4

Рисунок 10. Примеры 7ависилюсгчей Ома — эффект для параметров состояния наземных эгосистем в районе Срсднсурачъсхого и Кировградского медеплавильных jatoOoe.

Параметр, хлрахтсризукч1Шй резкх>сть ступени - доля градиента (еггего оОщей величины), которая приходится на область перехода. Дня большинства рассмотренных показателей этот параметр не превышает 5-10 %(puc. tî), что позволяет охарактеризовать переходы как очень «быстрые», происходящие по типу триггера. Лишь небольшая

Резкоегь ступени, %

Рис. И. Частотное распределение резкости перехода от фонового к импактнаму состоянию ¿7я всех рассмотренных интегральных помпатслей наземных экосистем (по оси абсцисс -дом от максимального іначения погрузки, верхняя граница интервала).

часть параметров изменяется плавно (доля участка градиента между верхней н нижней критическими точками составляет 25 - 40 Ун). Другими словами, экосистема реагирует на увеличение загрязнения не постепенными нзменениями,а но закону «все или ничего». Существование порога в реакции экосистемы, т.е. области нагрузок, при которых не обнаруживается существенны* изменений, естьироявлеиие феномена устойчивости, наличия эффективных механизмов регуляции. Именно нелинейность реакции придает объективный статус определяемым критическим нагрузкам и вводимым экологическим нормативам, соответствующим началу выхода из стабильного состояния. Если бы зависимость доза-э<{>фекг имела вид прямой линии или плавной кривой, такою объективного критерия не существовало, что потребовало бы поиска других подходов к нормированию. Таким образом, именно пороговость в дозовой зависимости существенно упрощает решение задачи экологического нормирования.

Сопоставление критических нагрузок (соответствуют абсциссам верхних критических точек для ниспадающих кривых и нижних - для восходящих) для рассмотренных компонентов экосистем показывает их значительное различие в изученных районах (рис. 12) (для целей сравнения критические нагрузки выражены как доля от максимальной нагрузки). В районе КМЗ экосистемы начинают изменяться при относительно более высоких уровнях нагрузки, чем в районах СУМЗа н КМК. Скорее всего, это связано с малой подвижностью тяжелых металлов в почве в данном районе из-за подщелачивання кальций содержащей пылью.

Дня района СУМЗа часть компонентов (древесный ярус; лесная подстилка) демонстрирует широкий спектр критических нагрузок (от 5 до 50%). В эту же группу попадают и энифитные лишайники, хотя их обычно относят к наиболее чувствительным индикаторам атмосферного загрязнения. Для других компонентов критические нагрузки лежат очень «кучно», однако пока не ясно в какой степени это связано с полнотой описания этих компонентов. Минимальные критические нагрузки для большинства компонентов имеют близкие значения (в диапазоне от 3 до 10%). Дай-

Рис. 12. Относительное значение критических нагрузок Лм разных показателей состояния наземных экосистем (по оси ординат - доля от максимальной нагрузки, %): А - район СУ\13а: 1 - древесные ярус, 2 — травяно - *>етарничковый ярус лесных сообществ. 3 — травостой луговых сообществ. 4—маховой прус, 5 — ъпифитны е Лишайники. б — лесная подстилка, 7 - тмва, 8 - почвенная фауна. 9 — почвенный микробоуенох Б—район КМК: 1 - травяно - к^старничковый ярус. 2 — зпифитные лишайники, 3 - почвенная фауна.

В—район КХ13:1 — древесный ярус, 2— траагно- кусторничккый ярус. 3—моховой ярус. 4 — эпифитмыг лишайники. 5 — лесная подстилка, б — почвенный ликртбочемо*.

ныЙ результат можно интерпретировать как то, что нагрузки, при которых начинают изменяться наиболее чувствительные показатели примерно одинаковы для всех компонентов экосистем. Исключение составляет луговая растительность, изменение которой регистрируется при относительно более высоких натрузках.

7.1.2, Межгодовая изменчивость <)азовых зависимостей Вопрос о стабильности параметров дозовых зависимостей во времени важен л плане надежности определения величин критических нагрузок: если межродовая из-

мснчивость велика, параметры дозовых зависимостей, определенные в конкретный год, рискованно экстраполировать на другие периоды. Дтя анализа межюдовой изменчивости было выбрано два объекта в районе СУМЗа - травяно-кустарничковый ярус лесных сообществ (слово-пихтовые леса) и травостой луговых сообществ.

Для изучения реакции травя но- кустари ичкового яруса было заложено 28 постоянных пробных площадей, на которых по единой методике в течение 5 лет (с 1УУК но 2002 годы) проводились описания растительности. Дозовые зависимости были построены как для функциональных параметров (общая фитомасса), так и для структурных (параметры разнообразия, доля в фнтомассе индикаторных групп, сходство видовой структуры с фоновым сообществом). Дозовые зависимости для обшей фитомассы трзвяно-кустарн и чкового яруса лесных сообществ существенно различаются по годам (рис. 13, табл. 3), Анализируя данные 2000 г. можно прийти к заключению о почти полном отсутствии зависимости общей фитомассы от величины нагрузки. Именно к такому выводу мы пришли ранее (Воробей ч и к, Хантеми-рова, 19 94). рассматривая такую же зависимость поданным, полученным в 1989 г на тех же самых пробных площадях. С другой стороны, зависимости поданным 1999 г. и 2002 годов имеют «классическую» 8-образиую форму.

Вариант отсутствия зависимости общей фитомассы ог величины токсической нагрузки легко объяснить наличием компенсаторных реакций: подавление чувствительных видов компенсируется увеличением обилия более толерантных к действию загрязнения. В нашем случае такими толерантными группами видов, увеличивающими обилие но мере приближения к источнику выбросов, оказываются хвощи (хвощ лесной и луговой) и злаки (щучка дернистая и полевица). Сравнение данных за несколько лет свидетельствует, что юмненсаторные реакции включаются не всегда, что скорее всего связано с межгодовыми различиями (ид ро-терм и ческих условий.

В отличие от общей фитомассы, дозовые зависимости для структурных параметров травя и о-кустари и чкового яруса лесных сообществ демонстрируют более "высокую стабильность. Учитывая характерную для экологических данных вариабельность, связанную как с природной гетерогенностью популяций и сообществ, так и с неизбежными ошибками измерений, данный результат представляется важным в методическом отношении.

Аналогичные результаты были получены для дуговых сообществ (20 постоянных пробных площадей, на которых описания проводились в течение 4 лет, с 1999 по 2002 годы).

7. ].3. Экотопические различия дозовых зависимостей

Различия параметров дозовых зависимостей между разными вариантами эко-топов были рассмотрены на примере двух объектов - лесной подстилки и сииузий . эпифитных лишайников (видовое разнообразие иа березе), информация о которых' собрана на 208 пробных площадях в районе СУМЗа (1995,1996 к 1998 гг.). Такое количество площадок позволило получить представительные выборки, характеризующие разные варианты экотонов в зависимости от положения в рельефе, состава древостоя, типа почвы, освещенности и увлажненности (две последние характе-

общая фиюомоссо* г / м3

О

4 J ) I « »

00 с\

<Э\

№ о\ 0\

о

3

о сч

ЛОГфифм Hvpynav уса. cxmotiw

Рис. 13. Межгодовая изменчивость дозовых зависимостей для peaxifuu травлно-гуспюр-ничкового яруса лесных сообществ. Токсическая нагрузка оценена по содержании* об» меяных форы тяжелых металлов в лесной подсптлке. Эллипсам обведены точки, которые были исключены при aimpoKcuMaifuu зависимостей уравнениями регрессии.

Таблица 1. Параметры доювых зависимостей кгяреакции трашо-кустарничховогохрусалесных сообществ за 5 последовательных лет

Шрамлр, год 0,% Абсцнсм ирнгачеммП лтчкп, сдави ш КЯЗСХС! НАГРУЗИ! Анн а.»;

ст>елвеа нижней

Фйтощсгл,г/н::

1598 78 81 140 6.34 17.81 7.95 29,97 3.12 ' 53.59

1999 ».87 3.21 5.46 . 9.32 3.15 30.46 10 57 39.71

2000 34,68 3,66 505 6,9? 1.72 24.12 1203 24.13

2001 6664 475 93} 1842 7.05 27.65 615 4190

2002 5617 2,90 515 9.14 3.22 37,83 9.76 5602 ■

Долг иксы хыэщей Н1лш>в, V

1998 Ш5 . 17.31 13.26 1045 3,69 1.00 .0,21 79.00

1999 Ш2 17,82 ' 11.85 7.88 5.13 1.00 0.11 89.00

гооо 86.55 1843 11.81 7.37 560 0.99 0.10 89.30

2001 ,88.4? 21.57 13.62 861 669 0,96 0.17 79.06

2002 8?. 83 15,49 1026 6.79 4.49 099 0.14 84.75

Вкдош насыщенность, вязов' пробу:

1998 90 63 1.73 4.9: 1403 635 13.42 038 93.16

1999 87.73 3,14 6 86 14« 6,12 12.24 101 80.22

200 0 Ш1 4 31 8.23 15,75 5.91 1068 0,95 6948

2001 87.97 2.72 646 15.33 6.52 12.14 0.79 81.09

1002 88 83 260 603 13.99 5 88 11.91 0.76 79 67

Примечание. О - даы объясняемой логистическим уравнением дисперсии. 3 - участок градиента с быстрыми игмгнетчми параметпра (дочл от общей величины градиента), верхних и нижняя асимптоты логистической функции, А-относи-

тельная ат'ищ'да изменений (разница между верхней и нижней асимптотами, отнесенная кмаагиил7ьнаму значению параметра. зарегистрированному за есе 5 лет найнодений).

Логарифм индекса нагрузки, усл. единицы

Рис. 14, Зависимости доза-эффект дпя изменения мощности лесной подстшки в разных элементах рельефа: а—мювианьных, б - транзитных, в - аккумулятивных. Токсическая нагрузка оценена по содержанию подвижных форм тяжелых металла« в лесной подстилке.

ристики получены на основе геобогшшческнх описаний травя но - кустарничкового яруса с использованием экологических шкал Элленберга).

Характер экотопа существенно влияет на величину критической нагрузки для мощности лесной подстилки, которую мы рассматриваем как интегральный параметр шгтелснвносги деструкцнонных процессов в лесной экосистеме, детерминируемых активностью почвенной биоты (рис. 14). При сравнении биотопов. различающихся положением в рельефе; прослеживается четкая закономерность: величина критической нагрузки увеличивается в ряду аккумулятивные - транзитные — элювиальные

ландшафты. Разница между критически ми нагрузками для транзитных ландшафтов по сравнению с аккумулятивными и элювиальных но сравнению с транзитными составляет почти 2 раза. Дополнительную информацию о значительности обнаруженных различий даст сопоставление абсцисс других критических точек. Мощность подстилки и транзитных ландшафтах начинает изменяться при тзких уровнях нагрузки, которые в аккумулятивных ландшафтах уже наполовину изменили фоновый уровень. Коїла же в аккумулятивных ландшафтах изменения завершены и мощность подстилки стабилизировалась на верхнем і та го, в элювиальных ландшафтах регистрируется только ее начальное увеличение. Интересно то, что экотонические различия не влияют на форму лозовых кривых, а только меняют их казн чсст венные napa* метры (абсциссы критических точек). П методическом плане важно также, что кон-трасшыс варианты би о гонов очень мало или вовсе не различаются по начальным (фоновым) и конечным (и мпаюныи) значениями мощности подстилки.

Среди нескольких пшогез, которые могут объяснить феномен меньше» устойчивости почвенной биоты в аккумулятивных ландшафтах, наиболее правдоподобной нам представляется ти но теза синергизма действия поллю танків и неблагоприятного для почвенной биоты сочетания естественных факторов (избыточное увлажнение, формирующее в почве анаэробные условия), что чаще имеет место в акку мулятивных ландшафтах но сравнению с элювиальными и транзитными.

В большинстве случаев дозовые зависимости для реакции элнфнтных лишайников хорошо аппроксимировала комбинация двух логистических кривых ( рис, 15). Соответственно, выделяются три относительно стабильных состояния - і^оновое, промежуточное и импактное, а также два переходных между стабильными. Наиболее существенные изменения параметров лнхеиосинузий происходят при переходе ог промежуточного состояния к н ми акти ому, тоїда как переход от фонового состояния к промежуточному выражен значительно менее контрастно. В экотоиах со слабым .освещением эпнфнmые лишайниковые сипузнн выдерживают более сильную токсическую нагрузку по сравнению с сильно освещенными. Кривые для средне освещенных экоюнов занимают промежуточное положение (за исключением верхней кривой для видового богатства, которая демонстрирует высокую чувствительность в низко-дозовой части градиента; возможная причина этого — малое количество точек в этой части гради a tía, не позволяющее провести надежное определение критической на-■рузкн). Чувствительность лишайниковых син рий также различается в разных элементах рельефа: сообщества азювиальных лаіідшафіов выдерживают более сильную нагрузку по сравнению с транзитными и аккумулятивными. Сравнение местообитаний с разной степенью увлажнения демонстрирует максимальную чувствительность к токсической наїрузке в сильно увлаженных экотонах.

Скорее всего, обнаруженные эко тонически с различия в реакции эпифитных лишайников связаны о тем, что разные виды в одних вариантах биотопов выдерживают более высокие нагрузки, а в других — более низкие (что связано с физиологическими, анатомическими или мор<]юлоги чески ми особенностями). Дозовые же зависимости для таких интегральных параметре», как видовое богатство и видовая насыщенность отслеживают баланс между количеством толерантных и чувствительных видов дія конкретного варианта экотопа.

Вндо»о« богат сп

Внловмлксыщскншь

Рис. /А Зависимости доза ~ эффект для параметров эпифитных лишайниковых сину-зий в разных вариантах биотопов: а - минимальная освещенность, С - средняя освещенность. в — максимальная освещенность. Токсическая нагрузка оценена по содержанию подвижных форм тяжелых металлов в лесной подстилке. Стрелкой обозначена граница между графиками двух логистических функций.

Важно отмеппъ существенное сходство результатов но эиотоннчссккм различиям дозовых зависимостей для сталь разных объектов, как лесная подстилка и эпифитные лишайники. М.Р. Труби на (2002), выполнившая па этом же материале предварительный анализ лозовых зависимостей для реакции травяно-кустаршчнового яруса, также пришла к выводу о значительных эгатгопических различиях. Все это можно рассматривать как то, что данная закономерность имеет значительный уровень общности и, скорее всего, будет справедлива для большинства компонентов наземных экосистем. В методическом плане полученные результаты свидетельствуют о важности дифференциации экологических нормативов в зависимости от экотопических условий.

7.2.. 1'аль пространственной неоднородности среды в мехашпнах реакции экосистсм на токсическую нагрузку

Вопрос о механизмах возникновения нелинейности в реакции Сиоты на токсическую нагруз^У распадается на три составляющие, соответствующие трем участкам «классической» лотовой кривой, а именно: «почему наблюдается эффект порога?», «почему наблкутается эффект триггера?», «почему в области больших нагрузок уже не происходит существенных изменений?». Основной нз них-вопрос о триггерноч эффекте. Фактически, существование нелинейности означает; что в небольшой относительно общей величины градиента загрязнения переходной зоне (т.е. в очень узком интервале токсических нагрузок) резко увеличено разнообразие наблюдаемых состояний экосистем. Другими словами, при одном и том же уровне нагрузки могут быть зарегистрированы как почти фоновые, так и почт им-пактные варианты состояния. Такое переформулирование проблемы из терминов «реакции» в термины «разнообразия состояний» позволяет выдвинуть несколько рабочих гипотез для объяснения триггерного эффекта:

1. В зоне перехода увеличена пространственная гетерогенность содержания токсикантов и / или их б надое туп ноет и. Хорошо известно, что почва в той или иной стсиенн обладает буферностъю к нолдютантам н почвенные параметры (в первую очередь кислотность, содержание органического вещества, содержание глинистых частиц, емкость кати он но го обмена) могут существенным образом модифицировать доступность токсикантов для биоты. Следовательно, при одном и том же валовом содержании токсикантов их токсическое действие может существенно различаться в зависимости от выраженности в конкретных локали тстах модифицирующих токсичность почвенных параметров.

2. В зоне перехода увеличена пространственная г етерогенность распределения микроклиматических факторов (увлажнение, освещенность, температура и др.), определяющих обилие и жизненность локальных популяций. Поскольку функционирование биоты существенно зависит от микроклиматических параметров, можно предположить, что при одном и то» же уровне токсической нагрузки будет наблюдаться большой разброс параметров биоты, в определенной мере повторяющей пространственную мозаику микроклиматических факторов.

3. В зоне перехода увеличена генетическая гетерогенность популяций по признаку устойчивости к действию токсикантов. Известно, что многолетнее химическое загрязнение и иду! щ руст развертывание адаптационных процессов, ведущих в конечном итоге к формированию устойчивых локальных популяций. Можно предположить, что в зоне перехода сосуществуют как относительно устойчивые, такн чувствительные к токсикантам локальные популяции; соответственно, при одном и том же уровне токсической нагрузки наблюдается весь спектр состояний — от крайнею угнетения до почти нормального функционирования.

4. Токсическая нагрузка увеличила восприимчивость биогы к действию абиотических факторов среды. Хороню известен феномен констелляции (аддитивности, синергизма, антагонизма) различных экологических факторов. Можно предположить, что токсическая нагрузка меняет реакцию бнош на естественные стрессо-

ры. В отсутствии нагрузки неблагоприятное действие естественных нессимальных факторов обратимо (в определенном диапазоне) и мало влияет на результирующие параметры жизненности популяций, тогда как именно аддитивность или синергизм токсической назрузки и природных нессимальных факторов приводит к катастрофическим для судьбы популяций последствиям.

Сформулированные гипотезы могут быть экспериментально проверены, что частично было выполнено нами для района СУМЗа.

7.2. i. Пространственное варьирование микроктимппи ческнх параметров

Было рассмотрено пространствен и ос варьирование освещенности под поло-юм леса, влажности почвы и подстилки, температуры почвы натубиис 5 и 10 см (рис. 16). Работы выполнены в двух пространственных масштабах -единиц метров (линии из 80 или 100 точек опробования, расположенных через 30 или 50 см) и сотен метров (25 пробных площадок 10x10 м, относительно равномерно размещенных на участке размером порядка 500x500 м). Всею выполнено 3150 измерений освещенности, 3960 - температуры почвы, 1100 - влажности почвы п подстилки.

Увеличение варьирования микроклиматических параметров исходно связано е разрушением древостоя и индуцированного этим осветления местообитаний. Пространственная вариабельность освещенности увеличивается под действием токсической нагрузки: в масштабе сотен метров коэффициент вариации средней па площадку освещенности возрастаете дм раза—от 22.8% на фоновой территории до 41.3% в буферной и 38.9% в импактной зонах. Ё масштабе единиц метров на загрязненной территории сглаживаются различия между пологом леса и окнами, которые очень контрастны на фоновой территории. Если из линий на фоновой территории «удалить»хорошо диагностируемые окна древостоя, разница между зонами по л ростра нетвенпой вариабельности в масштабе единиц метров становится еже более контрастной, чем в масштабе сотен метров: коэффициент вариации возрастает от 22,8 -38.5% на фоновой территории до 44.1 -45.1 % на буферной и 54.2 -76.0 % на импактной.

Разница между зонами по пространственному варьированию температуры регистрируется только для теплых погодныч условий: в масштабе единиц метров интерлимитный размах температуры на глубине 5 см в фоновой зоне составляет 2,1 "С, в буферной - 3.5 *С, импактной -4,2 *С (срсд| юквадрати чес кое отклонение - 0,4,0.8 и 0.9 *С соответственно). Для холодных погодных условий различия между зонами по пространственному варьированию температуры практически отсутствуют.

Пространственное варьирование влажности почвы и подстилки не демонстрирует четких тенденций изменения в градиенте загрязнения. В одном случае (масштаб единиц метров) было зарегистрировано уменьшение варьирования влажности подстилки (коэффициент вариации снизился с 21.7 %на фоновой территории до 12.6- 13.9 % в буферной и импактной зонах). В другом - набледалась противоположная ситуация: в масштабе сотен метров коэффициент вариации влажности подстилки увеличился с 28.5% на фоне до 33 Л—36.3% в буферной н имнактиой зонах (для почвы разница была еше выше -20.1% на фоновой территории и 40.7% на импактной).

В целом, пространственное варьирование микроклиматических параметров существенно уступает варьированию содержания металлов и кислотности в усло-

^rj-ÍJ^rf^.

V—^j^-v^j

4\Й

I А л

a^V*^ ул

* T¡

* * » . M

' v 'V ir

"wr i

• I М Ч Л Jf

I rt

и » tf

I J -t 11

и *

Рис. 16. Пространственное варьирование микроклиматических параметров в регулярных линиях * фоновой (fon), буферной (buf) и импаткой (imp) тонах нагрузки: А - освещенность под пачогамлеса, % от открытого места. Б-температура почш СС) на глубине 5 см (светлые точки) и 10 см (темные точки), - средняя теипература eotdyxa ya период ишерениИ, В -«ложность подстилки (г воды/г сухой массы). По оси абсцисс - расстояние в м.

mi я х токсических нагрузок (см. ратлел 122). Следовательно, панны П фактор нельзя счнтаїь основным в объяснении механизмов триггсрного >J"j<Kia.

7.2.2, Пространственная неоднородность химического загрязнения природных депонирующих сред

Изменение в гради einç нагрузки ііросіра неї венного варьирования загрязнен-и ос ти было исследовано для нескольких депонирующих сред (снег, лесная нодс цілка, ночва) и в широком диапазоне масштабов- от десяіков сантиметров - единиц метров до сотен метров — единиц километров (табл. 4). Помимо традиції он них мер варьирования мы использовали ошосшельиый размах - отношение ннтерлнмитно-m размаха в конкретной зоне к иніерлимніному размаху по всему і ради сні у нагрузки (харакіеризуетдолю от всею диапазона возможного варьирования).

Пространственное варьирование кислотности ошосителыю стабильно в і га-диен тс загрязнения. Дія масштаба десяікоп сантиметров - единиц метров размах кисло ш осі и подстилки во всех зонах нагрузки равен 0,5 - 1.5 единицы рН, чю составляет 12 -45% от вссш диапазона возможного варьирования (для почвы 0.2 - 1.0 единицы pli и б -27% соответственно). Для масштаба сотен метров - единиц километров варьирование сушествснно выше: и язя подстилки, и для почвы размах кислотное«! лежит в пределах 1.1 - 3.3 единицы рН, что составляет 30 - 75% от вссго диапазона возможного варьирования. Коэффициент вариации концентраций нона водорода во всех зонах наїрркн очень велик: для масштаба единиц километров он лежні в пределах СО - 210%.

Высокое пространственное варьирование кислоіностн важно учитывать при анализе реакции (¡нош на юкснческую наїруїку, поскольку именно от данною параметра зависит протекание многих процессов, модифицирующих токсичность почвы н подстил кн. При возрастании концентрации ионов водорода п почвенном растворе снижается степень iiacuiitciniocni основаниями и увеличивается содержание подвижного алюминия (рис. 17). Наиболее резкий рост содержания подвижного Л1, обуславливающею эндогенную токсичность почвы и подстилки для pacie-ний, наблюдается при pi I > 5. Важно отметить, что характер зависимости »диапазон изменений параметров очень сходен во вссх зонах нагрузки. Это означает, что очень высокие и очень низкие концентрации подвижного алюминия, в зависимости о г кислотности, могут наблкуіаіься во всех зонах нагрузки. Сказанное справедливо и для такого параметра почвенного поглощающею комплекса, как степень насыщенности основаниями, в значительной степени детерминирующего буфер нос ть почв по отношению к тяжелым металлам.

Обменные формы металлов дгю г пцсдсіавлсииео той их часі и, которая доступна для биогы и, следовательно, может оказывать токсическое действие. Отношение еоб-менные формы / подвижные формы»(что бли змэ к даче обменных форм от валовою содержания) также существенно зависит от актуальной кислотности (рис. 18). Зависимость близка к Экспоненциальной: наиболее сильное увеличение доли обменных ^<орм происходит при снижении кислоїпосгн в диапазоне 5.5 -5.0 единиц рН. Cjtecctbjtot различия в характере связи для рассматриваемых металлов на разных участках і радист а загрязнения: для кадмия и цинка эта связь наблкгчается во всех зонах нзірузкн,

ТаСоица 4. Объем материма, vata.it, юванного дія анапна пространственной неоднородности химического загрязнении депончруюирк сред

Хлракпрясшкк материала Депоніфуюпім среда

снег леепал подстилка почи

Схема отбора сетка ьетка, лини і, сетка, лн мня.

«равномерно - «•равномерно -

случайное» случайное»

Простре не і вен н . 10x10 м {2 м)* 1x1 м(ОЛм) 1*1 м (0.2 И)

ьій мзсспаб 100x100 м (20 м) 10x10 м (2 м) 5x5 м(1 и)

5x20 км (1 км) 100x100 м (20 м) 10x10 и (2 м)

30*0.2 м (0.3 м) 100x100 м (20 м)

60x02 м<1 м> 60x0.2 м (1 м)

~2і[3 гм (0.2 - 1 км) -2x3 км (0.2 - 1 км)

5x20 км(1 км) 5x20 км (1 км)

50*50 км (2-3 км) 50x50 км (2-3 хм)

Регистрируемое Маоеа пылевых чае піц. ріінні: подвижные н подвижные я

параметры рІІ. вадо- в обменные форми Со, обменные формы Си.

КИС.ПОТСр&СТ«ОрН миє са, іг, 7л, Ре СО, Pb.Zn.Fe

форми Си, С4, РЬ, 7л

Кадякси»;

обрії СОЇ ' 600 2 350 1 900

н^ме|>еинй 6 600 25 500 13 640

Примечание. * - « скобках приведено расстояние между пюччаии отбора.

тогда как для меди к свинца— только в и мшистой и буферной зонах. Также наГию,та-то гея рапичияв абсолютных значениях доли обменных форм: для кадмия и цинка нря максимальном уровне загрязнения в зависимости от кислотности они составляют ог 10 до почти 100*,«, югда каклтя меди—ог 1 до 30 %, а свинца -до 8 %.

1} контексте обсуждаемой проблемы модификации токсичности важно подчеркнуть, что даже при одинаковом валовом содержании в пеппенпый раствор могут вы ходи гь в зависимое»« ог кислотности как очень малые, так и очень большие количества металлов. Учитывая чрезвычайно большое варьирование кислотности во всех зонах иа-1-рузк» (а в им пакт ной и буферной зонах част о гное распределение кислошостн как раз покрывает «хрнтнч еский » для обменных форм диапазон значений рН), можно нреяпато-жигь, что именно это при ватт к увеличению вэрьиросания токсичности и, соответственно, росту разнообразия состояний биош в иерехедаой части градиента нагрузки.

Анализ пространственною варьирования содержания металлов в диапазоне масштабов ог десятков сантиметров до сотен метров во всех зонах нафузки показывает увеличение варьирования при переходе от подвижных форм к обменным н, доопределенной степени, по мере увеличения площади опробования (коэффициент вариации возрастает ог 10-20% до 50-801»), Пространственное варьирование н подвижных, и обменных форм выше в почве но сравнению с подстилкой (что связано, вероятно, с более разнообразными механизмами, модифицирующими содер-

почва

гкхХггилуа

Кнслогносл, еавынц рН • ¡шр о (inf й foil

Рис. 17. Зависимость степени насыщенности основаниями (а) и содержания подвижного олшиштя (б) от кислопюосгпи (рН водный) для образцов >юч#м и подстилки из фоно*ой (fan), буферной (buj) и импактной (imp) зон пюксичесгой нагругки. Субстратм отобраны по сетке 100x100 м (по 25 обращав в каждой зоне); учетная единица — odpmcti

жанне металлов). В большинстве случаев наблюдается следующая закономерность: пространственная вариабельность минимальна в фоновой зоне и максимальна в буферной, импактная зона занимает промежуточное положение. Даже в пределах относительно небольшого участка (например, линия длиной 30 м) в нмпактной зоне раз»«ах концентраций очень велик (составляет 63 -81?« от всего диапазона варьирования для подвижных форм и 75 -У8 "Л- обменных).

В масштабе единиц километров пространственное варьирование содержания металлов в почве и подстилке значительно увеличивается при переходе к нмпактной зоне (табл. 5): для обменных форм коэффициент вариации по ряду элементов достигает 130— 2)0^4, а относительный размах составляет почти 100% (для подвижных форм максимальные значения коэффициента вариации также очень высокие -90- 100%). Существуют различия между элементами в трендах изменения пространственного варьирования обменных форм в градиенте загрязнения: коэффициент вариации для кадмия и цинка, в отличие от меди, свинца и железа, не увеличивается от фоновой зоны к нмпактной, а остается стабильным или даже уменьшается. Вероялго, это связано с рассмот-

медь

ходкий

и 11

II Ч 41 15 II *•

!п)р

Гоо

'Рис. /& Зависимости» оттяиения пойменные формы / подвижные формы» (Я, ось орди-н<вп) от кислотности (единиц рН, ось абсцисс) лесной подстилки в разных зонах нагрузки (район СУМЗа, маситшб — 50x50 жц> для меди и *ад*пы. Учетная единица— образец.

репными выше различиями в характере связи между концентрацией рассматриваемых металлов и кислотностью в разных зонах нагрузки.

Таким образом, на тех участках градиента загрязнения, где наблюдается переход биоты из финовою сосюяння в имнактное, имеет место очень высокое пространственное варьирование содержания тяжелых металлов, а также очень высокое ■ варьирование модифицирующих токсичность параметров почвы и подстилки.

7.2.3. Модельный эксперимент: биотестировшше токсичности почвы и

подстилки

Прямое измерение токсичности можно выполнить с помощью биотестирования субстратов, позволяющего оценить суммарное влияние многих факторов. С целью анализа связи почвенных параметров с токсичностью мы сопоставили микромасштабное пространственное варьирование содержания разных форм металлов, кислотности и фнтотоксичности, оценснноП по ростовой реакции растений.

Табчица 5. Параметры пространствен ного варьирована» ко/щентраций обменных и подвижных форм тяжелых металлов в лесной подстилке и верхнем слое почвы в разных юнах токсической нагрузки в масштабе участка 50x50 ли (всего по 620 образцов почвы и подстилки)

Элемент КозіМжинепг варяацкя. Н Относительный саімах.

fon 2 fonl ЬиГ2 un imp fon 2 Голі buf2 bufl <ШЕ_

П h^UXh it форчы

Подстилка:

Си 27.31 45.36 46.70 36,76 4665 0.70 3,16 11.01 21.06 ВЛ 67

CJ 25.41 30.26 30.23 24.42 63 02 4.11 13.22 1840 26 83 94,73

РЬ 21.70 33.49 33.82 32.89 43.21 2.66 827 18.17 39.55 87.70

Zn 24.8 S 26.87 27.94 30.74 54.99 12,08 21.48 28.66 37.93 98.82

Почва:

Си 44,73 Í0.62 59.16 46,26 90.21 2.27 7,05 16 06 22.04 97.67

CJ 65.33 49.23 61.11 56.40 65.2! 22.99 33.84 59.16 95.48 63.17

РЬ 48.51 45,18 61.42 57.79 105.98 12.23 26.56 4966 43.88 9981

Zn 61.36 36.74 67,18 58.83 С 59.42 'бмеьны 3003 в фррчі 61.06 * 86.04 95.55 73.17

Подсгиляа:

Си 40 04 44,94 49,52 72.10 112,70 0J6 1.51 1.87 7.59 9Í60

са 66.49 56.88 54.46 45.72 56.92 3.33 10.74 17,87 31.00 91,12

РЬ 61.33 59.96 62.12 100.37 133.82 2.29 3,32 4.54 10 81 9987

Zn 73.79 50.03 48.64 35.51 48.21 6.64 12.46 24.98 29.22 84 03

Fe 62.35 58.52 58.23 81.43 207,01 0.63 0.78 0.92 3.49 99.78

Почва:

Си 29.24 48,55 57,03 69,58 81.33 0.86 3.19 5.62 13.28 98.49

са 55.34 55.76 57.78 45,41 58.44 11.13 34.60 4861 63.69 97.12

РЬ 53.63 53.96 58.04 53,05 128.07 9.25 22.82 14.65 14.54 98 89

Zn 66 60 65.98 67.49 46,98 46.4 S 17.86 53.24 76.70 78.77 83.69

Fe 66,70 69 00 58.9 S 92.96 142.35 360 7.8t 625 20 02 9955

Примечание. Учетная единица — образец. Зоны нагрузки: imp - импактна* (включая техногенную пустыню, 54.8 kj»1), bufl - переходмежду иктахтной и буферной(247.7 км1), Ьи/2 - буферная (ÍÍ8.S км?), font - переход между буферной и фоновой (1145,8 км1), /оп2 - фоновая (44.2км?).

Био тестирование выполнено для лесной подстилки и почвы (но 75 образцов), отобранных в ельниках - пихтарниках, расположенных в районе СУМЗа в фоновой (20 км в западу от завода), буерной (4.5 км) и импактной (1 км) зонах токсической нагрузки. В каждой зоне образцы отбирали с площадки 100x100 м. В качестве тест-объекта для оценки токсичности использовали проростки одуванчика лекарственно-

Г Тодйижныс формы металлов

Обменные форм» металлов

V/'.

^ 1 Vt «л | *

IT VO

Индекс токсической нагрузки. усл. единици

Рис. 19. Зависимость результатов корневого теста от содержания тяжелыхметаллов (индекс токсической нагрузки) при тестировании образцов лесной подстилки us фоновой (fon), буферной (buj) и импактной (imp) зон при разной концентрации суспензии; а — отношение подстилки к воде равно 1:10, б — 1:50. Линия - аппроксимация Зависимости логистическим уравнением регрессии. Стрелками показаны лвыпадаю-ь/ие* образцы из импактной зоны.

то. Для лонного вида известно, что семенное потомство одного растения представляет собой чистую линию. Использование такого генетически однородного материала позволяет максимально сократить вариабельность, вносимую индивидуальной генетической изменчивостью. Токсичность субстрата оценивали по корневому тесту. Семена проращивали метопом рулонной культуры в сосудах, содержащих суспензию подстилки или почвы в дистиллированной воде в следующих пропорциях: для подстилки — 1:10 (первый эксперимент) и 1:50 (второй эксперимент), для почвы — 1:5 (первый эксперимент) и 1:10 (второй эксперимент). Растения культивировали в течение двух недель при постоянной температуре и искусственном освещении, ежедневно доливая воду в сосуды для поддержания начальных условий разведения. В каждый вариант изначально закладывали по 70 семян. В конце эксперимента у каждого проростка измеряли длину корня с точностью до 1 мм, а также отмечали наличие некрозов. Объем выборки при биогестировании подстилки в первом эксперименте составил 2330 проростков, во втором—4125 (для почвы 4425 и 2500 соответственно).

Зависимость между загрязненностью иодстшткн и реакцией бнотеста и масштабе »сего градиента хорошо описывается Б-образной логист тес ыэй кривой (рис, 19), В пределах буферной зоны максимальные значения токсичности соизмеримы со значениями в имнакшой зоне, в свою очередь, минимальные значения равны фоновому уровню. При оперировании индексом нагрузки, который рассчитан по концентрациям подвижных (¡юрм металлов обнаруживаются <■ вы падающие» образны из нмнактной зоны с низкой фи то токсичностью, которая соответствует высокому содержанию металлов. Одна*» именно в данных образцах зарегистрированы тень низкие для импактной зоны значения кислотности: рН равен 5.5, в то время как для остальных- он лежит в интервале 3.7 - 4,5, Использован не индекса нагрузки, рассчитанного но обменным формам металлов, псе расставляет но споим местам: прежде выпадающие точки из им пакт ной зоны сдвигаются к облаку буферных точек и логистическая функция значительно лучше аппроксимирует лозовую зависимость.

Результаты биотестирования почвы существенно отличаются ог результатов для подстилки. Различия касаются двух аспектов: очень большого разброса токсичности в фоновой зоне и крайне нестабильного «положения»образцов из буферной зоны при разной концентрации суспензии. При выяснении причин большою разброса между образцами фоновой зоны оказалось, что аномально низкие значения длины корня, равные значениям при биотсстироваиии почвы из импактной зоны, связаны не с различиями в концентрациях тяжелых металлов, аспысокимн значениями гидралигическюП кислотности. Учитывая тесную связь разных параметров ночвенного помещающего комплекса между собой, можно предположить, что разброс в фонооых образцах сыпай с известным »(►фектом эндогенной токсичности почвы, обусловленным повышенным выходом в почвенный раствор алюминия и марта пи при унсличении кислотности. Неустойчивое «положение» в дозовой зависимости образцов из буферной зоны важно в контексте обсуждаемой проблемы триперного эффекта. При менее концентрированной суспеизии облако буферных точек полностью совпадает с облаком фоновых, а при более концентрированной — нмпакгных. Следователь но, относительно небольшое смешение параметров почвенного раствора «переключаетв реакцию биотеста с фоновогоуровня на имиактый.

Безусловно, использованный памп корневой тест - очень упрощенная модель реакции биоты на токсическую нагрузку. Теп не менее, в и отучен ной дозовой зависимости наблюдается выраженный трип ери ый эффект: в буферной зоне разброс фи 1 огоксичнос т н покрывает почти весь диапазон возможных значений, а переход от фонового уровня к нмнакгночу занимает небольшую долю от общей величины всего градиента нагрузки. Следовательно, пространственное варьирование концентраций лоллюташов в буферной зоне даже в пределах относительно небольшою участка приводит к возникновению нелинейности п реакции биоты и может служить объяснением триттерното эффекта. Учитывая, что при биотестировании использована генетически однородная выборка, можно говорить о том, что именно высокое пространственное варьирование содержания токсичных форм тяжелых металлов, которое, в свою очередь, определяется наложением двух пространственных мозаик - валового содержания и кислотности субстрата - ключевой механизм возникновения трнггерного эффекта в реакции биоты на токсическую нагрузку.

Плана 8. Ли юрская концепция эквлогачестп) нормирования токсических ИМ рпок на натсмпые экосистемы

Лналнз теоретических основ экологического нормирования и существующих подходов к определению критических нагрузок, полученные результаш но методическим аспектам свертывания информации о загрязнении и состоянии биоты, а также по дозовым зависимостям для экосисзсмных параметров позволили нам разработать концепцию экологического нормирования для случая аэрогенного загрязнения наземных экосистем от локалышх источников выбросов.

8. /. Основные допущения и ограниченна концепции При разработке концепции были сделаны следующие существенные упрощения и допущения: 1) все рассуждсния ведутся в предположении, что экосистемы как в фонопом, тах и в трансформированном состоянии находятся в стационарных режимах функционирования (это позволяет зависимости доза - время — эффект редуцировать до зависимостей доза - эффект); 2) нормативы разрабатываются для определенной структуры выбросов, а при се существенном изменении необходима разработка нового норматива; 3) схема исследований может Сыть корректно осуществлена лишь п том регионе, фоновая среда которого мало отличается от доиндус-триалыюго состояния, т.е. сама считается «хорошей».

В концепции имеются следующие слабые места: 1) разбиение параметров бно-зы па группы по значимости осуществляется экспертным путем; 2) в подученном нормативе не учитываются возможные отдаленные последствия действия загрязнения; 3) нормативы не имеют запаса прочности; 4) вторичные нормативы базируются на материалах официальной статистической отчетности о выбросах, когорые могут быть неполными.

8,2, Основные положения концепции I. Характерный пространственный масштаб вданном варианте нормирования -локальный, соответственно, основной объект при разработке нормативов - биогеоценоз (экосистема в пределах элементарного водосборного бассейна). Это обусловлено двумя обстоятельствами: 1) размеры биогеоценоза существенно меньше зоны влияния крупных источников выбросов (т.е. его можно считать «точкой» пространства); 2) биогеоценоз соответствует характерному пространственному масштабу восприятия природы человеком.

' 2. Все множество и ара моров, которыми можно описать экосистему, делится па два подмножества: основных и коррелятивных. К первому относят параметры, непосредственно удовлетворяющие потребности человека, либо обеспечивающие устойчивое функционирование экосистемы и вклад в функционирование экосистем более высокого ранга; ко второчу - коррелятивно связанные с первыми, но непосредственно не интерпретируемые в ценностных шкалах!

3. Предельные нагрузки находят путем определения критических точек в до* зовых зависимостях, построенных для всех основных и коррелятивных переменных, закономерно изменяющихся в [радиентс загрязнения. Под критической точкой понимается начало наиболее стремительного изменения параметра. Для построения лозовой зависимости необходимо проведение натурных исследований экосис-

тем, испытывающих воздействие от источника выбросов. Интерпретация результатов базируется па пространственно-временных аналогиях: пространственный градиент сч и гае tea «образом» су кце ее ионных смен.

4. Предельно допустимая нагрузка - эю минимальная из предельных нагрузок по набору параметров. Набор основных параметров определяет текущий (оперативный) норматив, коррелятивных-ознакомительный {перспективный) нормашв. Норма! и в имеет смысл кратности снижения выбросов до такого уровня, при котором параметры экосистем не будут отличаться от 'J-ohobux значений на всем пространстве возле источника. При этом достижение норматива может быть осуществлено тогда, коша выбросы снижены но веем ингредиентам (т.е. нормируем совок>пная нагрузка от источника эмиссии, а не отдельные ингредиенты eto выбросов).

8.3. Последовательное!»ь процедур для установления экологических

нормативов

Экологические нормативы могут быть определены н результат шпатисния следующих этапов: 1. Выбор полигона (набор пробных площадей в градиенте нагрузки), служащего аналогом для существующих и проектируемых производств. Полигон должен отвечать следующим основным Kpinq«W4:a) источник эмиссии i голл юг a 11 тов дей • CTBJ« достаточно долю TI трансформация эьмсистем должна выйти на стационарный уровень; б) пробные площади должны представлять собой генетически однотипные биогеоценозы; в) полигон должен «выходить» па региональный фон и не пересекаться с зонами действия других источников выбросов; г) структура выбросов и их величина должны мало меняться в течении времени действия исто1! и и ка. 2. Измерение величины натрушг на каждой пробной плошали полигона. Для этого отбираются образцы дспонируюид1х сред (снег, почва, подстилка), в которых определяется содержание основных поллтотантол. На основе этих данных конструируется aipeiанионный индекс нагрузки, 3. Гетнстршия на каждой пробной илошдди основных и коррелятивных параметров экосистем. 4. Построение зависимостей доза — эффект для всех peine жируемых параметров, которые закономерно изменяются и градиенте нагрузки; подбор аппроксимирующих уравнений логисшчесшй кривой; определение координат критических точек логистических кривых для всех параметров и выбор наименьших абсцисс этих точек для подмножества основных и подмножества коррелятивных параметров. Наименьшие критические нагрузки служат первичными эмхлотческимн нормативам. 5. Анализ технологического никла производства и определение абсолютных и удельных показателей выбросов. Расчет вторичных экологических нормативов, имеющих смысл абсалюпшх и цельных показа гелей производи па, при которых нормальное состояние экосистем наблкпзегся «у сген завода

В первом приближении вторичные нормативы могут бытыюлучены на основе пропорции из следующею элементарного соображения: существующие величины выбросов соответствуют найденной максимальной мере иа1рузки, необходимо найти такую величину выбросов, которая будет соответствовать полученной предельно допустимой нагрузке. При этом не учитывается необходимость дополнительного снижения нагрузки (а также существенных ре культивационных мероприятий), которое потребуется для возврата уже деградировавших экосистем в исходное состояние.

8.4. Экологические нормативы техногенных нагрузок для 1 ¡темных экосистем Среднего Урала (пример реализации асторской концепции экологического нормирования) На основе анализа материалов но лозовым зависимостям (раздел 7.1) определены минимальные значения критических нагрузок (табл. 8). Соответственно, для района СУМЗа текущий норматив равен 5 - 9% от максимального уровня нагрузки (необходимая кратность снижения существующего уровня составляет 11 -20 раз), перспективный -3-6% от максимального уровня (необходимая кратность -17-33 раза). Для района КШ текущий норматив равен 17 - 27% от максимального уровня (необходимая кратность снижения 4-6 раз), перспективный - 8 - 14 V* (необ.чодимая кратность 7-12 раз).

Тойгица 6. Минимальные критические пагрумы (доля от максимального уровня, %) 0.?» <хноень!х и хоррачиивных параметров лесных экосистем в районах С}?113а и №1(3

Компонент Рой он СУМЗа Район КМЗ

оекмкые когте л11нины с осяояние црив.игввныс

Древесный *руо 8.3-9.2 30.3 30.1 -

Трап но- гуенркпч новый круо 8.3 4.7 - 44.9

Мохоеой Хруо 3.2-11.7 3.1-3.7 27.2 24.7

Лесная подстилка 3.3-6.4 - 41.3 -

Ночи 8.1 4.2 к. д. И.д.

Почесним меіофіун» 4.6 4.9-60 н.д. к.д,

Почвенный мшроСопено! 6.4-7.3 3.2 16.7 -

Эпнфнгные лияеносинузии - 2.9-51 - 8.1 - 13.«

Примечание. - нет данных по хамноненпу. прочерк означает отсутствие параметров в соответству ющей группе переменных.

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

Подведены итоги обсуждения проблемы нахождения предельно допустимых экологических нагрузок. Сформулированы основные положения работы.

ВЫВОДЫ

1. В общем виде решение задачи экологического нормирования сводится к анализу зависимостей в системе «антропогенная нагрузка - состояние биоты - качество экосистемы». Все разнообразие существующих подходов н концепций в области эколотческого нормирования порождается конкретизацией обшей задачи. Конкретизация касается выбора; а) пространственно-временною масштаба рассмотрения обьектов и процессов; б) целевых функций использования экосистем; в) способов измерения величины антропогенной нагрузки; г) способов описания состояния биоты; д) способов нахождения граничных значений нагрузок.

2. Зависимости доза - »¡»[»ект, описывающие реакцию основных компонентов наземных экосистем па токсическую нагрузку, нелинейны и чаще всего имеют Б-образ-

иый вид, то позволяет удовлетворительно аппроксимировать их логистической функцией или мзмбипалией двух логистических функций. В лозовых зависимостях можно выделить два (в ряде случаев - три) относительно стабильных состояния (фоновое и имнактное, в ряде случаев добавляется промежуточное) с резкими неремдамн между ниш. Доля (радиента токсической нагрузки, которая приходится па область перехода между стабильными состояниями в большинстве случаевне иревьннает 5 - 10 'о.

3. Лотовые зависимости для структурных показателей экосистем (разнообразие, доля индикаторных групп) относительно устойчивы во времени, тогда как для функциональных (общая фитомасса) — значительна межгодовая изменчивость.

4. Существуют значительные экот омические различия дозопых зависимостей по положению критических точек, Почвенная бнота (по интегральному параметру трофической активности - мощности лесной подстнлк и) наименее устойчива п о к куму-ля гевных элементах ландшафта, наиболее- в плювиальных. Энифитныс лишайники (по параметрам видового разнообразия) наименее устойчивы в Солее освещенных и увлажненных биотопах но сравнению с менее освещенными и увлажненными.

5. Разные компоненты лесных экосиосм имеют близкие минимальные значения критических натрузок (в пределах конкретного района). Для тсмпохвоПних лесов Среднего Урала критические иа|рузки от выбросов медеилапильных заводов в отсутствии других видов воздействия состаазяюг 3-61» от максимальною уровня нагрузки для паи более чувствительных параметров, 5 - У % для основных структурных и функциональных параметров.

6. Относительные значения токсических нагрузок (агршнитоннме индексы), рассчитанные на основе данных но валовому содержанию или содержанию подвижных форм тяжелых металлов в разных депонирующих средах (снег, лесная подстилка, почва),связаны линейными зависимостями.

7. Варьирование содержания тяжелых металлов (Си, С(1, РЬ, 7,п) в природных депонирующих средах (снег, лесная подстилка, почва) значительно увеличивается в условиях п ромы шлеп ною зз1рязнеиня в широком диапазоне пространственных масштабов (от десятков сашиметров - единиц метров до сотен метров - единиц километров). Прост ранет пенное варьирование вышелля обменных форм металлов по сравнению с подвижными формами н до определенной с геи спи возрастает ири увеличении площади опробования. В имнактиой и буферной зонах разброс содержания металлов достигает 70 - 100 % от всего диапазона возможного варьирования.

8. Пространственное варьирование кислотности лесной подстилки н почвы но мере приближения к источнику выбросов не меняется: во всех зонах токсической нагрузки разброс кислошости в большинстве случаев равен 1.5 - 2.0 единицы РН^.. что составляет 50 - 70 % ог всею диапазон а возможного варьирования.

'3. Пространствен нос варьирование микроклиматических параметров (освещенность под пологом леса, температура и влажность почвы и подстилки) в условиях промышленного затрязнення увеличивается, однако в значительно меньшей стене и и, чем варьирование содержания ноллютантов в дсп от шрутопшх средах.

10. Нелинейность в реакции биош на токсическую нагрузку в первую очередь возникает из-за больпют пространственною варьирования токсичности почвы и подстилки, которое наблкпаегся в переходной части «радиеита нагрузки. Основной детер-

минант токсичности депонирующих сред-содержание обменных <J>opM тяжелых металлов. Увеличение варьирования токсичности в переходной части градиента обусловлено наложением двух пространственных мозаик- содержания подвижных форм тяжелых металлов и значений параметров почвенного поглощающего комплекса (актуальная и гидролитическая кислотность, емкость катонного обмена).

СПИСОК ОСНОВНЫХ РАКОТ ПО МАТЕРИАЛАМ ДИССЕРГАЦИИ

). Воробейчик ЕЛ. Концепция экологической диагностики // Методология экологическою нормирования. 4.1 Харьков. 1990. С. 17-18.

2. Воробейчик ЕЛ., Михайлова 11.11., Усолкина Е.В., Фарафонтов М.Г. Пространственные эффекты при оценке техногенных нарушений экосистем // Экологические проблемы охраны живой природы. Ч.З. М., 1990. С.197-198.

3. Воробейчик ЕЛ., Фарафонтов М.Г. Пространственные аспекты определения нагрузки на экосистемы (поданным загрязнения снежного покрова)//Проблемы устойчивости биологических систем. Харьков, 1990. C.8S-90.

4. Воробейчик К.Л. Устойчивость в экологии: опыт экспликации понятия // Проблемы устойчивости биодошчсскнх систем. Харьков, 1990. С.22-23,

5. Воробейчик E.JI. Изменение интенсивности деструкции целлюлозы под воздействием техногенной нагрузки // Экология, 1991. N 6, С.73-76.

6. Воробейчик E.JI. О влиянии техногенных эмиссий фтора на живошое население почвы//Очерки но экологической диагностике. Свердловск, 1991, С.75-81.

7. Воробейчик ЕЛ. О форме реакции почвенной биоты на техногенное загрязнение срсды // Насекомые в естественных и антропогенных биогеоценозах Урала. Екатеринбург, 1992. С, 17-19.

8. Воробейчик Е. Л., Салыков О.Ф., Фарафонтов М.Г. Методология экологического нормирования аэрогенных загрязнений наземных экосистем от локальных источников // Экологическое нормирования: проблемы н методы: М., 1992. С.39—10.

9. Воробейчик ЕЛ. О некоторых показателях ширины и перекрывания экологических ниш//Журн. общей биологии. 1993. Т. 54, N6. С. 706-712.

10. Воробейчик ЕЛ. Методологические основы диагностики техногенных нарушений наземных экосистем // Биология и экология. Вестник Днепропетровского ун-та. Вьш.1. Днепропетровск, 1993. С.31.

11. Воробейчик ЕЛ., Сады ков О.Ф., Фарафонтов М.Г. Экологическое нормирование техногенных загрязнений наземных экосистем (локальный уровень). Екатеринбург: Наука, 1994.280 с.

12. Ксзель B.C., Большаков ВЛ„ Воробейчик ЕЛ. Популяциониая экогокси-К0Л01ПЯ. М.: Наука, 1994: 83 с.

13. Воробейчик ЕЛ. Об анализе зависимостей типа доза-эффект для параметров иадорганизменных уровней //Енота Урала. Екатеринбург, 1994, С, 14-16.

14. Воробейчик ЕЛ.» Хантемирова Е.В. Реакция лесных фитоцеиозовна техно- -генное загрязнение; зависимости доза-эффект//Экология, 199-1. №3. С. 31-43.

-15. Воробейчик ЕЛ. Реакция почвенной биоты лесных экосистем Среднего Урала на выбросы медеплавильных комбинатов: Автореф. дис,... канд. (¡иол. наук. ' Екатеринбург, 1995,24 с. "

16. Воробсйчнк ПЛ. Изменение мощности лесной подстилки в условиях химического загрятнеппя //Экология. 1995. № 4. С. 278-284.

17. Михайлова ПЛ., 1к>робсйчнк К Л Эпифитныслихсиосннузин в условиях химического загрязнения: зависимости доза-эффект// Экология. 1995, №6. С.-155-4^0.

18. Vorobeychik ЕЛ... Mikhailova I.N., Khantcmirova E,V. Estimation of Hie toxic load critical levels for the forest ecosystems // Sustainable development: environmental pollution and ecological safety. VI, t) ni propel rovsk, 1995, P.54-55.

19. Воробейчик ЕЛ., Марин Ю.Ф„ Жигатьский OA., Горячев ВМ.Хантсмнропа К.В., Лукьянов ОЛ„ Михайлова И.Н., КаШородота CJO., Рпльдберг И Л. Перспективы использования Висимсш! о заповедника для исследования aniponot сип ых попейелхнй на наземные экосистемы // ПроСиемы заповедною дела. ]• катеринбург. 1996. С. 19-23.

20. Кай го род о Fta С.Ю., ВороСсйчнк ЕЛ. Трансформация некоторых свойств серых лесных почв под действием выбросов медеплавильного комбината Я Экология. 1996. №3. С. 187-193.

21.Жисальский OA.. Воробейчик ЕЛ. Нробпсмы экологического норм и рова* ния техногенных нагрузок // Региональные и муниципальные проблемы природопользования. Кирово-Ченецк, 1996. С. 34-35,

22. Воробейчик ЕЛ. К методике измерения мощности лесной подстилки для целей диагностики техногенных нарушений экосистем // Экология. 1997, № 4. C.26S-269.

23. Воробейчик ЕЛ. Население дождевых червей (Lumbricidae) лесов Среднего Урала в условиях загрязнения выбросами медеплавильных комбинатов // Эколош я. 1998. № 2. С. 102-108.

24. Михайлова II.IL, Воробейчик ЕЛ. Размерная и возрастная структура популяций энифнгного лишайника Hypogymnta physodes (L.) Nyl. в условиях зтмос-ферно1иза]рязкеник //Экология. 1999. №2. С. 131-139.

25. Vorobeichik E.L. Nonlinearity of an ecosystem response to toxic load: a fundamental for environmental quality estimation // Environmental Indices: system analysts approach. International Conference on Indiccs of Environment Quality. July 711, 1997, Sl.Pelersbutj, Russia. Eds.: Pykh Yu.A,, Hyatt D.E., lxnz R.J.M. Oxford: EOLSS Publishers Co.Lld., 1999. P. 442-454.

26. Воробейчик B.JI. Статическая аллометрня в условиях существенно неоднородной выборки: опасность артефакта // Сибирский экологический журнал. 2001.№5. С.631 -636.

27. Воробейчик ЕЛ.,Жигальский OA. Экологическое нормирование антропогенных гшрузок // Финно-угорский мир: состояние природы н региональная ctpate-тня зашиты окружающей среды: Материалы конф. Сыктывкар, 2000. С.66-74.

28.Воробейчик Е.Л.,Трубнна МЛ1., Михайлова И,И„ Хантемирова Е.В., Кай-юродова С.Ю., Картавов С.А. Устойчивость природных экосистем к токсической нагрузке: экспериментальное измерение упругости и эластичности // Современные проблемы биоиндикации и биомониторинга. Сыктывкар, 2001, С ,28-29.

29. Воробейчик ЕЛ. Изменение пространственной структуры лестреакционного процесса в условиях атмосферного загрязнения лесных экосистем // Известия РАН. Сер. Биологическая. 2002. № 2. С. 263 - 274.

30. Vorobcicliik E. and Mikhailova I. Estimation of critical levels of air pollution (metals) on the basis of field study of epiphytic lichen communities И Monitoring with Lichens - Monitoring Lichens / Nimts P.L„ Scheidegger C, A Wolseley PA. (eds.). Khtwer Academic Publishers: The Netherlands, 2002. P.317-321.

31. Воробейчик E. Jl, Изменение пространственnott структуры дсструкцнон-мого процесса в высотном и токсическом градиентах: Природно-техногенные аналогии // Экологические проблемы горных территорий: Материалы междулар. науч. конф. Екатеринбург, 2002. С. 224-232.

32. Воробейчик Б.Л. Реакция лесной подстилки и ее связь с почвенной био-той при токсическом загрязнении // Лесоведение. 2003. № 2. С. 32-42.

33. Воробейчик ЕЛ. Экология им пакта ых регионов И Труды VI пои удлиненною семинара. Н.Тагил. 2003.

34. Воробейчик Е.Л., Позолоти на В.Н. Ми кромас штабное пространственное варьирование фитотокснчиости лесной подстилки Я Экология. 2003. № б.

Ич-

118189

Псищнснно »печать 20.10.2003 г. Формат 60x841/16. Бумага писчая. Гарниту ра Times. Печать на ризографе. Усл. печ. л. 2,0. Тираж 100 экз.