авторефераты диссертаций БЕСПЛАТНАЯ  БИБЛИОТЕКА

АВТОРЕФЕРАТЫ КАНДИДАТСКИХ, ДОКТОРСКИХ ДИССЕРТАЦИЙ

<< ГЛАВНАЯ
АГРОИНЖЕНЕРИЯ
АСТРОНОМИЯ
БЕЗОПАСНОСТЬ
БИОЛОГИЯ
ЗЕМЛЯ
ИНФОРМАТИКА
ИСКУССТВОВЕДЕНИЕ
ИСТОРИЯ
КУЛЬТУРОЛОГИЯ
МАШИНОСТРОЕНИЕ
МЕДИЦИНА
МЕТАЛЛУРГИЯ
МЕХАНИКА
ПЕДАГОГИКА
ПОЛИТИКА
ПРИБОРОСТРОЕНИЕ
ПРОДОВОЛЬСТВИЕ
ПСИХОЛОГИЯ
РАДИОТЕХНИКА
СЕЛЬСКОЕ ХОЗЯЙСТВО
СОЦИОЛОГИЯ
СТРОИТЕЛЬСТВО
ТЕХНИЧЕСКИЕ НАУКИ
ТРАНСПОРТ
ФАРМАЦЕВТИКА
ФИЗИКА
ФИЗИОЛОГИЯ
ФИЛОЛОГИЯ
ФИЛОСОФИЯ
ХИМИЯ
ЭКОНОМИКА
ЭЛЕКТРОТЕХНИКА
ЭНЕРГЕТИКА
ЮРИСПРУДЕНЦИЯ
ЯЗЫКОЗНАНИЕ
РАЗНОЕ
КОНТАКТЫ

Pages:   || 2 |

631.46 воробейник евгений леонидович экологическое нормирование токсических нагрузок на наземные экосистемы

-- [ Страница 1 ] --
0-737124

На правах рукописи

УДК 574.4:504.054 + 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 Африкан Кузьмич доктор биологических наук Трапезников Александр Викторович доктор биологических наук, профессор Шавнин Сергей Александрович Ведущее учреждение: Московский государственный университет им. М.В. Ломоносова

Защита состоится " 28 " ноября 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 Уральской государственной сельскохозяйственной академии.

Автореферат разослан" " 2003 г

Ученый секретарь диссертационного совета, кандидат ветеринарных наук Мельникова В.М.

0-

ОБЩАЯ 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 устой чивости экологических систем разного пространственного масштаба (от локальных до биосферы в целом) к различным антропогенным нагрузкам, поскольку без зна ния этих пределов практическая реализация концепции устойчивого развития не возможна. Человеку и в каждодневной деятельности, и в долгосрочном плане край не 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 кото рого - разработка экологических нормативов антропогенных нагрузок на локаль ном, региональном и глобальном уровнях. В конечном итоге, от знания величин предельно допустимых антропогенных нагрузок на природные экосистемы зависит обоснованность всей системы рационального природопользования: без экологичес ких нормативов любые «запретительные» или «разрешительные» действия приро доохранных ведомств «повисают в воздухе», а различные мероприятия, направлен ные на снижение отрицательных последствий хозяйственной деятельности, прово дятся вслепую, что резко уменьшает их результативность.

Несмотря на признанную актуальность исследований в области экологического нормирования, а также многочисленные теоретические и экспериментальные рабо ты в этом направлении, многие вопросы остаются нерешенными. Существующая на настоящий момент система регламентации загрязнения природных сред от выбросов промышленных предприятий в значительной степени базируется на санитарно-гиги енических нормативах, хотя общепризнана их неэффективность для целей защиты биоты природных экосистем. Не в последнюю очередь такое положение связано с не достаточной разработанностью методологической базы экологического нормирова ния, отсутствием общепризнанных и, соответственно, официально узаконенных ме тодик нормирования, недостаточностью фактических данных по реакции природных экосистем на антропогенные нагрузки (в первую очередь, по дозовым зависимостям) и, в конечном итоге, с отсутствием собственно экологических нормативов.

Цель работы - всесторонний анализ проблемы определения предельно допус тимых антропогенных нагрузок на наземные экосистемы. Основные задачи: 1. Про вести критический анализ существующих подходов и концепций в области экологи ческого нормирования антропогенных нагрузок. 2. Разработать концепцию экологи ческого нормирования токсических нагрузок на природные экосистемы для случая атмосферного загрязнения от точечных источников эмиссии поллютантов. 3. Разра ботать систему диагностических параметров состояния наземных экосистем для эко логического нормирования токсических нагрузок. 4. Построить зависимости доза эффект для экосистемных параметров и определить величины критических токсичес ких нагрузок для наземных экосистем таежной зоны (на примере лесов Среднего Урала, подверженных выбросам медеплавильных заводов). 5. Изучить закономерно сти изменения в градиенте токсической нагрузки пространственного варьирования (в диапазоне масштабов от десятков сантиметров до единиц километров) кислотности и содержания разных форм тяжелых металлов в природных депонирующих средах, а также микроклиматических параметров. 6. Выявить возможные механизмы возник новения нелинейности в реакции природных экосистем на токсическую нагрузку.

Научная новизна и теоретическая значимость работы. Проведен анализ теоре тических основ экологического нормирования антропогенных нагрузок на экосисте мы. Разработана концепция экологического нормирования (для локального уровня воздействий), базирующаяся на анализе траекторий реакции природных экосистем на токсическую нагрузку и позволяющая находить величины критических нагрузок от точечных источников эмиссии поллютантов. Для основных компонентов лесных эко систем южной и средней тайги построены зависимости доза-эффект (поступление / накопление поллютантов - экосистемный параметр). Обнаружено, что такие зависи мости в большинстве случаев существенно нелинейны. Впервые исследована межго довая и экотопическая изменчивость параметров дозовых зависимостей для струк турных и функциональных параметров наземных экосистем. В широком диапазоне пространственных масштабов (от десятков сантиметров до единиц километров) и для нескольких природных депонирующих сред (снег, лесная подстилка, почва) исследо ваны закономерности изменения в градиенте токсической нагрузки варьирования содержания подвижных и обменных форм тяжелых металлов и кислотности. Уста новлено, что основной механизм возникновения нелинейности в реакции биоты на токсическую нагрузку - высокое пространственное варьирование токсичности при родных депонирующих сред. На основе анализа дозовых зависимостей для экосис темных параметров определены величины критических нагрузок от выбросов медеп лавильных комбинатов на лесные экосистемы Среднего Урала.



Практическая значимость работы. Найденные величины критических токси ческих нагрузок для лесных экосистем таежной зоны могут быть использованы природоохранными ведомствами Уральского региона для регламентации выбросов промышленных предприятий и в процедурах экологической экспертизы. Разрабо танная методика экологического нормирования может быть использована для на хождения величин критических токсических нагрузок для наземных экосистем в других регионах России.

Основные положения, выносимые на защиту:

1. Общее решение задачи экологического нормирования сводится к анализу зависимостей в системе «антропогенная нагрузка - состояние биоты - качество экосистемы». Все разнообразие существующих концепций в области нормирования порождается конкретизацией общей задачи, а именно выбором: пространственно временного масштаба рассмотрения объектов и процессов, целевых функций ис пользования экосистем, способов измерения антропогенной нагрузки, описания состояния биоты и нахождения граничных значений нагрузок.

2. Реакция основных компонентов наземных экосистем на токсическую нагрузку существенно нелинейна: область перехода между относительно стабильными состоя ниями в большинстве случаев занимает небольшую долю от всего градиента нагрузки.

Параметры зависимостей доза - эффект для реакции наземных экосистем суще ственно различаются в разных вариантах экотопов. Межгодовая изменчивость до зовых зависимостей мала для структурных показателей и значительна - для функ циональных.

3. Ключевой механизм возникновения резко выраженной нелинейности в ре акции биоты на токсическую нагрузку - большое пространственное варьирование токсичности почвы и лесной подстилки, которое наблюдается в переходной части градиента нагрузки и обусловлено, в свою очередь, наложением двух простран ственных мозаик - валового содержания / поступления тяжелых металлов и моди фицирующих токсичность естественных экологических факторов.

Апробация работы. Материалы работы были представлены на конференции «Экологические проблемы охраны живой природы» (Москва, 1990), совещании «Ме тодология экологического нормирования» (Харьков, 1990), Всесоюзной школе «Про блемы устойчивости биологических систем» (Севастополь, 1990), X Всесоюзном совещании по проблемам почвенной зоологии (Новосибирск, 1991), совещании «Экологическое нормирование: проблемы и методы» (Пущино, 1992). конференции «Проблемы заповедного дела» (Кировград, 1996), совещаниях «Стратегические на правления экологических исследований на Урале и экологическая политика» (Екате ринбург, 1996, 1999), Международной конференции "INDEX-97" (Санкт-Петербург, 1997), XI международном симпозиуме «Современные проблемы биоиндикации и биомониторинга» (Сыктывкар, 2001), Всероссийской конференции «Устойчивость почв к естественным и антропогенным воздействиям» (Москва, 2002), конференции «Экологические проблемы горных территорий» (Екатеринбург, 2002).

Публикации. По материалам исследований опубликовано 34 работы, в том числе - 2 монографии и 13 статей в рецензируемых журналах.

Личный вклад диссертанта. Автором выполнен критический анализ существу ющих подходов и концепций в области экологического нормирования, исследова ны методологические основы и предложено общее решение задачи экологическо го нормирования, разработана концепция нормирования токсических нагрузок (для случая загрязнения наземных экосистем атмосферными выбросами от точечных источников в локальном пространственном масштабе). Автор провел сбор и после дующую обработку первичных данных по реакции почвенной биоты на токсичес кую нагрузку. Автор выполнил отбор большинства использованных в работе образ цов лесной подстилки и почвы, а также участвовал в сборе образцов снегового покрова для последующего определения содержания поллютантов. Необходимость комплексного подхода к изучению реакции биоты наземных экосистем на токсичес кую нагрузку обусловило привлечения к работе многих специалистов по отдельным объектам. Автор участвовал в планировании, организации и проведении работ по сбору первичных материалов для построения дозовых зависимостей по основным компонентам наземных экосистем, выполнил обработку полученных данных и обобщение результатов.

Благодарности. Благодарю коллег, в соавторстве с которыми выполнены рабо ты по построению дозовых зависимостей для реакции отдельных компонентов наземных экосистем: к.б.н. Е.В. Хантемирову (древесный и травяно - кустарничко вый ярус в районе Среднеуральского медеплавильного завода, травяно - кустарнич ковый ярус в районе Кировградского медеплавильного завода), к.б.н. И.Н. Михай лову (эпифитные лишайники), к.б.н. И.Л. Гольдберг (моховой ярус), к.б.н.

С.Ю. Кайгородову (почвенный покров), к.б.н. М.Р. Трубину (травяно - кустарнич ковый ярус в районе Красноуральского медеплавильного завода), к.б.н. В.М. Горя чева (древесный ярус в районе Кировградского медеплавильного завода), д.б.н.

В.Н. Позолотину (эксперимент по биотестированию с помощью корневого теста).

Выражаю благодарность коллегам, которые участвовали в проведении химико - аналитических, полевых и лабораторных работ: Э.Х. Ахуновой - за измерение концентраций тяжелых металлов в депонирующих средах, О.А. Межевикиной, Е.В. Прокопович, И.Н. Коркиной - за измерение кислотности и ряда других пока зателей почвы и подстилки, Н.В. Золотаревой, М.П. Золотареву, П.Г. Пищулину, М.Р. Трубиной, И.Л. Гольдберг - за измерение микроклиматических показателей, П.Г. Пищулину, СЮ. Кайгородовой, Н.В. Марковой - за измерение потенциальной скорости деструкции целлюлозы и целлюпазной активности почвы, СЮ. Кайгоро довой - за отбор части образцов почвы и подстилки, Е.В. Ульяновой, Н.В. Кузне цовой - за техническую работу при проведении биотестирования, М.Г. Фарафонто ву, P.M. Хантемирову, И.Н. Михайловой, Е.А. Вельскому, Э.А. Поленцу, ЛА.Воро бейчик, Т.В.Спасовой, Н.А.Иваниной, А.В. Горопашной, О.Ю. Павловой, И.Н. Петровой, Н.В. Марковой, С Ю. Кайгородовой, С.А. Картавову, П.А. Мартю шову, Ю.Г. Смирнову - за отбор и первичную подготовку к анализу проб снега.

Очень признателен коллегам, с которыми на разных этапах выполнения рабо ты обсуждал теоретические проблемы экологического нормирования и полученные результаты: к.б.н. О.Ф. Садыкову, к.б.н. М.Г. Фарафонтову, д.б.н. B.C. Безелю, к.б.н.

И.Н. Михайловой, к.б.н. М.Р. Трубиной, д.б.н. С. А. Шавнину, д.ф.-м.н. А.М.Степано ву. Считаю своим приятным долгом выразить признательность научному консультан ту академику РАН В.Н. Большакову за всемерную поддержку в выполнении работы.

Исследования автора были поддержаны РФФИ (проекты 98-05-65055, 0 1 05-65258,02-04-96429), INTAS (проект 93-1645), Комиссией РАН по работе с мо лодежью (проект № 281 6-го конкурса).

Объем работы. Диссертация состоит из введения, 8 глав, заключения и выво дов. Изложена на страницах, включает 63 таблицы и 99 рисунков. Список ли тературы содержит источника, в том числе иностранных.

СОДЕРЖАНИЕ РАБОТЫ

Глава 1. Современное состояние регламентация антропогенных нагрузок на экосистемы и основные подходы к экологическому нормированию Сделан общий обзор современного состояния системы регламентации антро погенных нагрузок в разных странах, а также подробный сравнительный анализ основных подходов в области экологического нормирования (концепции критичес ких нагрузок на ландшафты, экологически допустимых уровней воздействия, при емлемого риска, определения нагрузок для почвы, здоровья экосистем и др.).

В развитии идей экологического нормирования условно можно выделить три этапа. Первый - предыстория. С одной стороны, он связан с существованием систе мы гигиенического нормирования токсикантов в воздухе, воде, продуктах питания и почве, развивавшейся с 30-х годов. Гигиеническое нормирование явилось либо от правной точкой, либо аналогом для экологического. С другой стороны, этот этап связан с работами С.С.Шварца и Н.С.Строганова, сформулировавших основополага ющие для экологического нормирования положения (принцип антропоцентризма в оценке экосистем, критерии «хорошего» биогеоценоза). Второй - этап теоретичес ких исследований. Он связан с работами на уровне постановки проблемы и генера ции различных подходов к нормированию (работы В.Д.Федорова, А.П.Левича, Д.А. Криволуцкого, Ю.А. Израэля, Ю.Г.Пузаченко, А.М.Гродзинского, Д. Раппорта, Д.

Шеффера, Р. Костанцы). В этот же период появляются и весьма развернутые концеп ции системы экологического нормирования (работы А.Д. Александровой, О.Ф. Сады кова и др.). Третий - этап практической реализации. Он связан с проведением экспе риментальных работ, в том числе - по анализу зависимостей доза-эффект на экоси стемном уровне (работы А.Д. Арманда, A.M. Степанова, Т.В. Черненьковой, Ю.А.

Израэля, B.C. Николаевского, А.Д. Покаржевского, Т.Н. Моисеенко, В.Н. Максимова, А.П. Левича, Н.Г. Булгакова, А.Т. Терехина, М.А. Глазовской, В.Б. Ильина, И.Г. Важе нина, Б.В. Виноградова, A.M. Никанорова, В.В. Снакина, Н. Ван Страалена и др.).

В экологическом нормировании, как в историческом плане, так и для совре менного состояния, можно выделить два существенно различающихся подхода «гигиенический» и «экологический». Первый подход сохраняет основные черты ме тодологии гигиенического нормирования, а именно: 1) предельные нагрузки устанав ливаются для отдельных веществ (либо их смесей, но с известным соотношением ком понентов);

2) лабораторные эксперименты - основа для получения нормативов;

4) ис пользуются параметры организменного, а не экосистемного уровня. По сути, такой подход означает полное ассимилирование схемы гигиенического нормирования с той лишь разницей, что объектом выступает не человек, а другие биологические виды. На наш взгляд - это тупиковый путь для экологического нормирования. Причины этого видятся в следующем: 1) выбросы чаще всего многокомпонентны, что в конкретной ситуации не позволяет оперировать нормативами для отдельных веществ, либо их сме сей;

2) формы нахождения токсикантов в природе чаще всего отличаются от форм, ко торые использовались в экспериментах и для которых создавались нормативы;

3) в ла бораторных экспериментах (обычно краткосрочных) не учитываются адаптационные процессы и, тем более, популяционные и биоценотические эффекты, которые могут играть ключевую роль в определении судьбы экосистем;

4) нахождение критических на грузок для отдельных видов, пусть даже «ключевых» или наиболее чувствительных, очень долгий путь к определению нормативов для всей экосистемы (он требует нали чия модели, в которой аргументом для экосистемных параметров выступают численно сти всех основных видов и определения критических нагрузок для всех этих видов).

Альтернативный подход использует гигиеническое нормирование лишь в ка честве аналога решения сходной задачи. В разных концепциях, формирующих это направление, прослеживаются существенные черты сходства. Основные положения данного подхода заключаются в следующем: 1) ориентиром, задающим критерии для оценки экосистем служит явно декларируемый антропоцентризм (критерии оценки задает человек исходя из своих потребностей, причем потребность в здоро вой окружающей среде - одна из важнейших);

2) при задании критериев оценки локальных экосистем необходимо учитывать их полифункциональность (важней шие функции - обеспечение необходимого вклада в биосферные процессы, удов летворение экономических, социальных и эстетических потребностей общества);

3) нормативы предельных нагрузок должны быть «вариантными», т.е. различными для экосистем разного назначения (необязательно требовать выполнение всех функций одновременно и в одном месте);

4) нормативы должны быть дифференцированы в зависимости от физико-географических условий региона и типа экосистем;

5) нор мативы должны быть дифференцированы во времени: менее жесткие для существу ющих технологий, более жесткие для ближайшей перспективы, еще более жесткие для проектируемых производств и новых технологий;

6) нормировать необходимо интегральную нагрузку, которая может быть выражена в относительных единицах, а не концентрации отдельных загрязнителей;

7) среди показателей состояния биоты для нормирования необходимо выбрать основные, отражающие важнейшие законо мерности ее функционирования, предпочтение необходимо отдавать интегральным параметрам;

8) нахождение нормативов может быть реализовано только в исследо ваниях реальных экосистем, находящихся в градиенте нагрузки, т.е. только на ос нове анализа зависимостей доза - эффект на уровне экосистем.

Глава 2. Теоретические основы экологического нормирования Центральная методологическая проблема экологического нормирования вопрос о норме экосистем и критериях нормальности. Можно выделить два основ ных понимания нормы - статистическое (оценка центральной тенденции признака за некоторый период времени) и функциональное (выполнение системой опреде ленных функций). Принимаемая нами позиция - явно декларируемый антропоцен тризм - состоит в следующем: норма - это мера «хорошей» экосистемы, т.е. огра ничиваемая качественными переходами область состояний экосистемы, которые удовлетворяют существующим представлениям человека (в широком понимании) о высоком качестве среды обитания.





Аксиологическое толкование нормы определяет ее относительность: норма де терминирована конкретным регионом и временным отрезком. Однако это не означа ет, что формулирование критериев нормальности произвольно. Единственно адекват ными субъектами задания критериев качества могут быть эксперты-экологи, посколь ку только они обладают знанием о закономерностях функционирования и устойчиво сти экосистем. В систему ценностных критериев входят параметры, обеспечиваю щие: 1) непосредственное выполнение социально - экономических функций (напри мер, первичная и вторичная продукция определенной структуры);

2) устойчивость экосистемы в целом (без чего она не может выполнять свои функции);

3) необходи мый вклад конкретной экосистемы в функционирование экосистем более высокого ранга (вплоть до биосферы в целом), без чего опять же невозможно функционирова ние локальных экосистем и обеспечение здоровой среды для всех людей.

Учитывая отсутствие общепринятой терминологии в области экологического нормирования мы даем дефиниции ряду понятий, которые образуют «замкнутую» логическую систему.

Объект экологического нормирования экологическая система определенного пространственно-временного масштаба. В данном случае мы принимаем наиболее широкое определение экосистемы, которое почти совпадает с общим определением любой системы: совокупность взаимодействующих живых и неживых элементов, обладающая определенной степенью общности и которую по определенным крите риям можно отделить от других таких же совокупностей (разница с общим опреде лением системы заключается лишь в том, что в экосистему обязательно входят эле менты живой природы). Объектами экологического нормирования могут быть и вся биосфера, и небольшой участок леса, и территория города, и отдельная популяция конкретного вида, и среда обитания человека в узком смысле (жилище, производ ственные помещения и пр.).

Описание объекта - набор параметров (показателей, характеристик, индикато ров), который с необходимой степенью точности (определяемой, в свою очередь, пространственно-временным масштабом и целями нормирования) характеризует структуру и функционирование объекта нормирования. Состояние объекта - описа ние объекта в определенный момент времени, т.е. конкретные значения набора пара метров, которые задают положение объекта в пространстве возможных значений.

Внешняя среда - совокупность агентов воздействия на объект нормирования.

Примеры агентов воздействия: промышленные выбросы от точечного источника, глобальные атмосферные выпадения, транспортные средства, приводящие к меха ническим нарушениям почвы или растительного покрова, люди (охотники и соби ратели), изымающие определенную долю продукции популяций охотничьих живот ных или лекарственных растений. Управляющее воздействие - любое изменение внешней среды, которое осуществляет субъект управления (преднамеренно или непреднамеренно) и которое приводит (или может привести в будущем) к измене нию состояния объекта нормирования.

Субъект управления - совокупность лиц, принимающих решения об управля ющих воздействиях на объект нормирования. Субъект оценки - совокупность лиц, выносящих суждение о качестве объекта нормирования. Субъектами оценки могут быть эксперты-ученые, чиновники природоохранных ведомств, либо просто старуш ки у подъезда, рассуждающие об «ухудшении экологии». В разных ситуациях субъек ты оценки и субъекты управления могут не перекрываться, частично перекрываться или полностью совпадать. Субъект использования - совокупность лиц, потребляю щих ресурсы, которые предоставляет объект нормирования. Субъект использования может в разных сочетаниях совпадать с субъектами оценки и управления.

Качество объекта - суждение субъекта оценки о состоянии объекта норми рования с точки зрения выполнения им определенных функций, необходимых для благополучия субъекта использования в настоящем или будущем. Качество долж но измеряться, по крайней мере, в порядковой шкале;

другими словами, градации качества должны быть ранжированы в возрастающий или убывающий ряд. Нор мальное состояние (норма) объекта нормирования - часть области пространства возможных состояний, в пределах которой реализуется удовлетворительное каче ство объекта. Патологическое состояние объекта нормирования - часть области пространства возможных состояний, не относящаяся к нормальному состоянию.

Цель (критерий) экологического нормирования - выбранные субъектом оцен ки свойства (параметры, инварианты) объекта нормирования, для сохранения кото рых разрабатываются экологические нормативы.

Экологическая нагрузка - такое изменение внешней среды, которое приводит или может приводить к ухудшению качества объекта, т.е. к нежелательным с точки зрения субъекта оценки изменениям в его состоянии.

Экологическое нормирование - нахождение граничных значений экологичес ких нагрузок для того, чтобы можно было установить ограничения для управляю щих воздействий на объект нормирования и достигнуть целей нормирования.

Предельно допустимая экологическая нагрузка (ПДЭН) - максимальная на грузка, которая еще не вызывает ухудшения качества объекта нормирования. Эко логический норматив - законодательно установленное (т.е. обязательное для субъектов управления) ограничение экологических нагрузок. В идеальном случае экологический норматив должен совпадать с ПДЭН. Но поскольку 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 до статочно важных следствий: 1) экологическое нормирование - частный случай ре гулирования управляющих воздействий, касающийся только определенного класса воздействий, а именно тех, которые могут снизить качество объекта;

другой част ный случай регуляции управляющих воздействий - оптимизация, цель которой улучшить качество объекта управления;

2) экологическое нормирование имеет смысл только тогда, когда существует причинно-следственная связь между эколо гической нагрузкой и состоянием (качеством) объекта нормирования, т.е. нормиро вать можно только те воздействия, которые приводят или потенциально могут при водить 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.А. Израэлем (1984), определившим в са мом общем виде предельно допустимую экологическую нагрузку как максималь ную нагрузку, которая еще не вызывает нежелательных изменений у реципиентов воздействия (популяций, экосистем, населения). Все разнообразие подходов в об ласти нормирования порождается различным толкованием понятия «нежелатель ные изменения», выбором конкретного пространственно-временного масштаба описания реципиентов воздействия и конкретизацией того, каким именно способом можно определить ПДЭН.

Принципиальная блок-схема экологического нормирования (рис. 1) включа ет два контура - «внешний» и «внутренний». Первый задает исходную информацию для разработки нормативов (т.е. это определенный «социально-экономический за каз» и обратная связь для оценки его выполнения). Эта информация определяет выбор пространственно—временного масштаба (локального, регионального, гло бального) и критериев нормирования, дающих ответ на вопрос «что сохранять с помощью нормативов?» (среду обитания человека, девственную природу, экосисте мы с максимальной продукцией и пр.). Выбор масштаба и критериев задает конк ретный набор параметров биоты и нагрузок. Второй контур - это собственно про цедура определения экологических нормативов, центральный этап которой - ана лиз зависимостей «нагрузка - состояние экосистемы - качество экосистемы».

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

где z - качество экосистемы;

Y — набор параметров, описывающих состояние эко системы;

X - набор параметров, описывающих нагрузки на экосистему;

f1, - функ ция, связывающая нагрузки и состояние экосистемы;

f2 - функция, описывающая связь качества экосистемы от ее состояния. Следует обратить внимание на то, что качество экосистемы - это одномерная величина с небольшим числом градаций (обычно от трех до семи на шкале «хорошо-плохо»), тогда как состояние экосисте мы и нагрузки на нее описываются существенно многомерным (порядка 1 0 ' - 103) 10' - 103) набором переменных.

Установить величину ПДЭН - это значит найти такой набор нагрузок, при ко тором сохраняется определенное фиксированное значение оценки качества экоси стемы z* («хорошее» или «удовлетворительное»). Принципиально важно следую щее обстоятельство. Решение системы уравнений возможно тогда и только тогда, когда функции или f2 имеют качественные переходы (точки перегиба). Другими словами, либо функция f1 либо функция f2 должна быть нелинейной, чтобы мож но было определить область качественного 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, лю бая нагрузка может быть принята в качестве предельной. Если функция f, линейна (т.е. в природе нет «истинной» нелинейности), тогда нелинейность вводится в фун кцию f2 искусственно (с помощью нелинейных функций желательности).

При всей кажущейся простоте, записанная выше система уравнений порожда ет 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. Соответ ственно, 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 по четырем направлениям: 1) снижение размерности при описании нагрузок на экосистему;

2) снижение размерности при описании состояния экосистемы;

3) параметризация функции f,;

4) параметризация функции f1;

:

f2. Первые два - это формирование индексов нагрузок и состояния экосистем (рас смотрены в главах 4 и 5).Исходная информация для параметризации зависимости состояния эк от нагрузок может быть получена с помощью четырех групп методов: 1) активные натурные эксперименты с экосистемами (например, внесение в природную среду оп ределенных количеств поллютантов);

2) пассивные натурные эксперименты (анализ изменений экосистем в уже существующем градиенте нагрузки);

3) лабораторные эксперименты с последующей экстраполяцией на условия природных экосистем (оп ределение минимально действующих доз поллютантов для нескольких видов и пере несение с определенным коэффициентом запаса найденных величин на уровень всей экосистемы);

4) экспертные оценки («неформальное» обобщение многолетних дан ных). В этом ряду стоимость получения необходимой информации уменьшается сверху вниз, но в этом же направлении уменьшается ее точность и надежность (бли зость к истинному значению). Скорее всего, оптимальное соотношение затрат и точ ности достигается для пассивных натурных экспериментов. Вопросы выбора конк ретного вида аппроксимирующей функции рассмотрены в главе 6.

Параметризация зависимости «качество - состояние»- наименее разработан ная область нормирования. Она осуществляется с помощью функций желательно сти, исходная информация для конструирования которых может быть получена, фактически, только с помощью экспертных оценок. В наиболее простом случае функция желательности линейна: требуется указать только «направление» (напри мер, 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 f1, нелинейна, то ис пользование нелинейной функции желательности - это явное умножение сущнос тей без необходимости.

Глава 3. Импактные регионы как модельные объекты для экологического нормирования Весь эмпирический материал, рассматриваемый в диссертации, собран в рай онах действия точечных источников эмиссии поллютантов. Работы выполнены возле трех медеплавильных заводов - Среднеуральского (СУМЗ), Красноуральско го (КМК) и Кировградского (КМЗ), расположенных в подзонах южной и средней тайги на Среднем Урале (Свердловская область). Выбор данного вида антропоген ных нагрузок далеко не случаен: по ряду причин мы считаем его удобным модель ным объектом для исследований в области экологического нормирования.

Под импактным регионом мы понимаем территориальный комплекс экосистем разного пространственно-временного масштаба, расположенных возле точечного ис точника эмиссии поллютантов и подверженных действию локальной токсической на грузки от этого источника. Ключевое отличие данного объекта от других (например, от участков с площадным загрязнением) заключается в градиентной природе загряз нения. С удалением от источника выбросов происходит постепенное (но не всегда (а) 10 15 20 25 30 35 40 45 (б) Рис. 2. Пример распределения содержания подвижных форм меди (мкг/г) в лесной под стилке (а) и почве (б) в районе действия точечного испючника эмиссии полпютантов (СУМЗ). По осям - расстояние в км.

гладкое) уменьшение поступления поллютантов, соответственно, экосистемы полу чают все меньшие дозы токсических нагрузок. Из-за этого, импактный регион пред ставляет собой специфическую пространственную структуру из концентрически расположенных зон с разной степенью загрязнения ( рис. 2) и, соответственно, раз личным уровнем трансформации экосистем. Обычно выделяют три - четыре зоны трансформации: техногенную пустыню, импактную, буферную и фоновую (после дняя, строго говоря, не входит в импактный регион).

Специфика действия выбросов медеплавильных комбинатов на наземные эко системы заключается в сочетании токсического действия тяжелых металлов, сорби рованных на пылевых частицах, и подкисления среды за счет сернистого ангидри (б) Рис. 3. Пример распределения актуальной кислотности (единиц pH водный) лесной под стилки (а) и почвы (б) в районе действия точечного источника эмиссии поллютантов (СУМЗ). По осям - расстояние в км.

да. В нашем случае техногенное подкисление накладывается на лесные почвы с естественно обусловленной слабо кислой реакцией (рис. 3), что еще более усили вает негативное действие загрязнения. В результате реакция биоты возле данного вида источников проявляется очень контрастно. Это обстоятельство существенно облегчает анализ трансформаций экосистем, в том числе, в отношении определения величин критических нагрузок.

Максимальное содержание подвижных форм тяжелых металлов (составляют - 90% от валового содержания) в лесной подстилке в районе СУМЗа достигает для меди 12120, свинца - 2350, кадмия - 80, цинка - 4190 мкг/г, что от 25 (для цинка) до 360 (для меди) раз выше минимальных фоновых значений. Такие величины сопостави (а) (б) (в) Рис. 4. Пространственное распределение средней мощности лесной подстилки, см (а), обилия дождевых червей (б) и кротов (в) в районе действия СУМЗа. По осям-рассто яние в км. Градации обилия дождевых червей: 0 - отсутствуют, 1 - единично, 2 средне, 3 - обильно, 4 - очень обильно;

кротов: 0 - отсутствуют, 1 - средне, 2 обильно.

мы с содержанием тяжелых металлов в бедных рудах. Кислотность подстилки опуска ется с фоновых 5.2 - 6.5 до минимально 2.9 единиц рН. По сравнению с наиболее «чи стыми» районами Свердловской области фоновые концентрации в районе СУМЗа (на удалении 25 - 35 км от завода, далее начинает сказываться влияние соседних источни ков выбросов) превышены в 2 - 4 раза. Сходная по структуре, но менее сильная, ток сическая нагрузка зарегистрирована в районе КМК: максимальное содержание подвиж ных форм в подстилке составляет для меди 4040, свинца - 1170, кадмия 12.6, цинка - 1300 мкг/г;

кислотность подстилки снижена с фоновых 5.3 - 5.7 до 4.1 единицы рН.

В районе КМЗ, помимо выбросов медеплавильного завода, на экосистемы накладыва ется подщелачивающее действие кальцийсодержащей пыли (от расположенных неда леко цементного завода и ГРЭС): кислотность почвы смещается с фоновых 4.5 - 4.7 до 5.1 - 5.3 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 загрязнени ем отдельных процессов, объединенных причинно-следственными связями. Один из ярких примеров пространственного сопряжения таких процессов - совпадение зон «люмбрицидной пустыни», увеличенной мощности лесной подстилки (дожде вые черви в таежной зоне - основные первичные деструкторы растительного опа да) и «кротовой пустыни» (дождевые черви - основа рациона кротов) (рис. 4). Оп ределение критических нагрузок на экосистемы должно базироваться на рассмот рении таких сопряженных процессов.

Глава 4. Измерение интегральной токсической 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 мо жет осуществляться несколькими путями. Мерой может служить: 1) расстояние до источника эмиссии, 2) концентрация какого-либо одного вещества, 3) сумма концен траций нескольких веществ, 4) индекс нагрузки, 5) реакция биотестов.

Расстояние до источника выбросов - наиболее популярная оценка величины на грузки в прикладных исследованиях. Ее 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 эле ментов 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 масш табе всего градиента нагрузки тесно связаны между собой, особенно для пар Си РЬ и Cd - Zn (рис. 6). В других сочетаниях связь менее сильная, а в области высо ких концентраций может либо вообще отсутствовать, либо менять знак на проти воположный по сравнению с областью низких концентраций (рис. 7). Также сила связи между отдельными элементами ослабевает при рассмотрении не всего гради ента нагрузки, а его отдельных участков (фоновая, буферная и импактная зоны), либо для пространственных масштабов в диапазоне десятков сантиметров - сотен метров. Данное обстоятельство делает неоправданным оперирование в качестве меры нагрузки концентрациями отдельных элементов. Также в нашем случае Расстояние до источника выбросов, км Рис. 5. Зависимость содержания тяжелых металлов в лесной подстилке от расстоя ния до источника выбросов (СУМЗ). Линии - аппроксимации параболой третьей сте пени. Учетная единица - площадка, сбор проведен в 1990 г. в западном направлении от завода (полоса шириной 5 км).

Рис. 6. Зависимоапь между концентрациями (мкг/г) подвижных форм (вытяжка 5%-но HNOJ отдельных элементов в лесной подспшлке вмааитабе всего градиенпю загрязнения (учетная единица - площадка). Район СУМЗа, отбор проб выполнен в 1995-1998 гг.

Рис. 7. Зависимость между концентрациями (мкг/г) подвижных форм (вытяжка 5% ной HNO3 отдельных элементов в лесной подстилке в масштабе всего градиента заг рязнения (учетная единица - площадка). Район СУМЗа, отбор проб выполнен в 1990 г нельзя применять и простую сумму концентраций элементов, поскольку в выбро сах присутствуют ингредиенты с сильно различающимся фоновым содержанием, но сопоставимой токсичностью для биоты (например, медь и кадмий).

Использование агрегационных индексов в определенной степени снимает эти проблемы. В работе мы применили простейшую и наиболее легко интерпретируемую форму индекса - среднее по всем элементам превышение фоновых концентраций:

где Xj. - концентрация j-ro вещества (j - 1,.... к) в i-й точке пространства (i = 1,..., п). В дальнейших расчетах индекс нормирован к единице.

Оказалось, что индексы, рассчитанные на основе содержания подвижных форм металлов в лесной подстилке и почве при использовании различных экстра гентов (ацетатно - 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 все го градиента загрязнения на основе данных по концентрациям и выпадениям ме таллов в водной и пылевой фракциях также связаны практически функциональны ми зависимостями (коэффициент корреляции равен 0.97 - 0.99). В противополож ность этому, зависимость между индексами, которые рассчитаны на основе содер жания подвижных и обменных (0.05 М раствор хлорида кальция) форм близка к эк споненциальной. И для подвижных, и для обменных форм металлов наблюдается тесная связь между индексами, рассчитанными на основе информации по загрязне нию почвы и подстилки: коэффициент корреляции равен 0.80 - 0.95 (рис. 9). Ана логичная, но менее тесная связь (коэффициент корреляции лежит в пределах 0. - 0.88) зарегистрирована для индексов, рассчитанных на основе валового содержа ния металлов в снеге и подвижных форм в почве и подстилке.

Полученные результаты имеют важное методическое значение: относительные оценки токсической нагрузки в масштабе всего градиента загрязнения мало зависят от выбора депонирующей среды и экстрагента для извлечения подвижных форм метал лов. В нашей работе при построении дозовых зависимостей для реакции наземных эко систем на токсическую нагрузку были использованы индексы, рассчитанные на основе данных по 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).

Глава 5. Оценка состояния природных экосистем в условиях токсических нагрузок Сделан подробный обзор существующих методов свертывания информации о состоянии биоты. Результат такого свертывания - индексы состояния, различающиеся по способу агрегации данных (индексы - маркеры и аналитические индексы), размер ности (одномерные, многомерные) и единицам измерений (натуральные величины, ус ловные функционалы, функции желательности в фиксированном интервале значений).

Часто используемая при описании экосистем процедура формирования одно мерного индекса путем усреднения многих показателей может приводить к суще ственному искажению информации (при разнонаправленном изменении перемен Подстилка Почва Индекс при экстрагировании 5%-ной HNО Рис. 8. Зависимость между индексами токсической нагрузки при использовании раз яичных экстрагентов: а-раствор ЭДТА, б - раствор хлорида кальция. Учетная еди ница - площадка. Район СУМЗа, отбор проб выполнен в 1998 - 1999 гг.

Подвижные формы Обменные формы Индекс нагрузки по загрязнению лесной подстилки Рис. 9. Зависимость между индексами токсической нагрузки, рассчитанными на осно ве данных по содержанию подвижных и обменных форм металлов в лесной подстилке (ось абсцисс) и почве (ось ординат). Учетная единица - площадка. Район СУМЗа, от бор проб выполнен в 1998 - 1999 гг.

Таблица 1. Минимальные значения концентраций элементов, соответствующие еди нице индекса токсической нагрузки в трех исследованных районах Район Среда Формы эле- Минимальная концентрация, мкг / г Максимальное ментов Сu Cd Zn значение индекса Pb кмз почва подвижные 1.04 44.64 19. 11.46 57. кмк почва 23.11 0.40 22.28 30.57 17. подвижные СУМЗ подстилка подвижные 2. 44.30 39.60 162.30 62. почва 17.20 0. подвижные 15.46 25.32 68. 0. подстилка обменные 1.13 0.13 3.10 156. почва обменные 0.99 0.09 0.04 0.70 155. валовые снег 6.71 0.19 4.01 8.72 28. ных или изменении с сильно различающимися скоростями). Поэтому свертывание информации о состоянии биоты целесообразно осуществлять не формальным ус реднением, а выбором наиболее информативных параметров и представлением их в удобном для интерпретации виде с помощью простых функций желательности.

Сформированы списки информативных показателей состояния наземных экосис тем, перспективных для экологического нормирования.

Глава б. Методы нахождения предельно допустимых токсических нагрузок на природные экосистемы Сделан обзор предложенных методов определения критических нагрузок на природные экосистемы. Выделены три принципиально различных подхода, в рам ках которых существует много конкретных методов: 1) предельная нагрузка пред ставляет собой особую критическую точку на кривой доза-эффект, связывающую входные (нагрузки) и выходные (отклики экосистемы) параметры;

основное усло вие для определения этой точки - построение в полном объеме дозовой зависимо сти по экспериментальным данным на всем градиенте нагрузки;

2) из теоретичес ких соображений, либо в результате многолетних наблюдений, либо на основе эк спертных оценок устанавливается единственное значение выходного параметра (вне связи с величинами нагрузок), имеющее смысл границы естественных флукту ации;

нагрузка, соответствующая выходному параметру в этой единственной точ ке, принимается за предельную;

3) привлекается «внешняя» информация (напри мер, экономическая целесообразность выращивания сельскохозяйственной культу ры определяет допустимый минимальный урожай;

предельная нагрузка определя ется через соотнесение с этой величиной).

Выбор конкретных методов целесообразно осуществлять по критериям мини мальной субъективности и максимальной простоты. Многие методы страдают об щим недостатком - большой долей субъективизма при реализации процедуры на хождения предельных нагрузок, что делает возможным с помощью не сильно за метного «манипулирования» параметрами существенно изменять конечный резуль тат. Наиболее адекватно задачам экологического нормирования нахождение пре дельных нагрузок как критических точек (точек перегиба функции) дозовых зави симостей для экосистемных параметров.

В нашей работе для аппроксимации дозовых зависимостей во всех случаях мы использовали логистическую функцию вида где у - оценка параметра, х - оценка нагрузки, а, b - коэффициенты, а0 - минимальный уровень у, А - максимальный уровень у. Параметры уравнения находятся численным оцениванием. Для нахождения координат точек перегиба функции необходимо прирав нять нулю ее производные разных порядков и решить полученные уравнения относи тельно х. Если ограничиться анализом второй и третьей производных, то выделяются три критические точки — «верхняя», «средняя» и «нижняя» (х в, хс и х я ). Их координаты легко находятся аналитически через значения коэффициентов:

Глава 7. Нелинейность реакции наземных экосистем на токсическую нагрузку 7. 1.. Дозовые зависимости для реакции наземных экосистем на токсическую нагрузку Постановка задачи построения дозовых зависимостей для экосистемных парамет ров идет из классической токсикологии, где они - центральное звено в анализе дей ствия неблагоприятных факторов на организм. С развитием экологической токсиколо гии была высказана идея о необходимости построения зависимостей доза-эффект для экосистемы в целом. В них «дозой» выступает величина поступления поллютантов в экосистему или их депонирования, а «эффектом» - параметры экосистемного или по пуляционного уровней. Именно на основе анализа таких зависимостей, в рамках раз виваемой нами концепции экологического нормирования, возможно нахождение вели чин критических нагрузок. Однако несмотря на важность анализа дозовых зависимо стей на экосистемном уровне, на настоящий момент имеется немного попыток их по строения. Основная причина этого - необходимость модификации традиционной схе мы работ так, чтобы были выполнены два условия: 1) достаточно большое количество пробных площадей однородно «покрывает» весь градиент нагрузки;

2) имеется инфор мация о величине токсической нагрузки в каждой учетной точке. Выполнение этих условий при анализе многих компонентов экосистем - достаточно сложная задача.

При построении дозовых зависимостей мы использовали данные по трем рай онам, однако наиболее представительный материал собран только для одного (район СУМЗа)(табл. 2). Во всех случаях были использованы интегральные параметры со стояния отдельных компонентов: для древостоя запас и густота, сомкнутость по лога, доля сухостоя по запасу, плотность всходов и подроста;

для травяно-кустарнич кового яруса и луговой растительности - общая фитомасса, видовое богатство, видо вая насыщенность, сходство с фоновым сообществом по видовой структуре, доля в фитомассе индикаторных групп (злаки, хвощи, разнотравье);

для мохового яруса проективное покрытие, видовое богатство (эпигейные, эпифитные и эпиксильные виды), сходство с фоновым сообществом по видовому списку, обилие доминирую щих видов и родов;

для почвы - параметры почвенного поглощающего комплекса (содержание обменного кальция и магния, степень насыщенности основаниями), сходство с фоновым профилем по оструктуренности горизонтов и выраженности техногенно-обусловленных почвообразовательных процессов;

для лесной подстил ки - мощность;

для эпифитных лишайников - видовое богатство, видовая насыщен ность, проективное покрытие на основании ствола и на высоте 1.3 м, сходство с фоновым сообществом по видовому списку, высота поднятия по стволу доминирую щего вида;

для почвенного микробоценоза - актуальная и потенциальная скорости деструкции целлюлозы, целлюлазная активность, интенсивность накопления амино кислот;

для почвенной мезофауны - общая плотность населения, доля индикаторных групп (сапрофаги, дождевые черви, энхитреиды, элатериды), сходство таксономичес кой и трофической структуры с фоновым сообществом.

Во всех случаях при аппроксимации зависимостей регрессионными уравнения ми в качестве учетной единицы использована пробная площадь, т.е. средние значения как для параметра биоты, так и для величины токсической нагрузки. Для получения оценок нагрузки использованы 3 - 5 физически усредненных образцов депонирующих сред (каждый из которых составлен из 5 индивидуальных), а для параметров биоты общепринятое для конкретных объектов количество индивидуальных измерений ( проб 50x50 см для травяно - кустарничкового яруса, 8 проб 50x50 см для луговой ра стительности, 10 деревьев-форофитов для лихеносинузий, 15-30 прикопок для лес ной подстилки, 10 проб 1x1 м для мохового яруса, сплошной перечет деревьев на проб ной площади 25x25 м, 5 проб 1x1 м для подроста, 10-40 проб 20x20 см для почвен ной мезофауны, 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 подвыборки (информационные массивы) в зависимости от определенных крите риев (положение в рельефе, последовательные годы наблюдений и др.), что позво лило сравнить дозовые зависимости для разных вариантов биотопов и оценить их межгодовую изменчивость. Количество точек в информационных массивах, исполь зованных для построения и анализа дозовых зависимостей было не менее 14 и, как правило, составляло 25 - 30. В общей сложности проанализировано 150 дозовых зависимостей для интегральных параметров состояния наземных экосистем по информационным массивам.

7.1.1. Сравнительный анализ дозовых зависимостей для реакции разных компонентов экосистем В большинстве случаев дозовые зависимости для реакции компонентов назем ных экосистем имели «классическую» форму S образной кривой (рис. 10). Эта было справедливо для всех рассмотренных районов и большинства показателей и позволи ло 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 S-образной формы, они касались редукции верхнего (или нижнего для восходящих кривых) плато, что было связано с недостаточным количеством точек в области низких нагрузок. Другой ва риант - дозовая зависимость представляла собой комбинацию двух логистических кривых (см. далее рис. 15).

Таблица 2. Объем материала, использованного для построения и анализа зависимос тей доза - эффект для реакции наземных экосистем Характеристика Район действия медеплавильного завода работ Кировоградского Среднеуральского Красноуральского Годы сбора ма- 1989-2001 1989,2000 териала Компоненты древесный ярус (6)*, травяно-куотарннч- древесный яруо (3), экосистемы травяно-кустарнич- ковый ярус (4), эпи- травяно - кусторнич ковый ярус (5), луго- фитные лишайники ковый ярус (5), мохо вая растительность (4), почвенная мезо- вой ярус (3), эпифит (5), моховой ярус (6), фауна (3) ные лишайники (6), эпифитные лишайни- лесная подстилка (1), почвенный микробо ки (2 - 3), лесная под стилка (1), почва (4), ценоз(3) почвенная мезофауна (6), почвенный мик робоценоз(4) Количество:

от 14 до 208 16- пробных пло щадей информацион ных массивов 42 3 зависимостей доза - эффект Примечание. * - в скобках приведено количество интегральных параметров для компо нента.

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

Кировградский медеплавильный завод Среднеуральский медеплавильный завод Индекс токсической нагрузки, усл. единицы Рисунок 10. Примеры зависимостей доза - эффект для параметров состояния назем ных экосистем в районе Среднеуралъского и Кировградского медеплавильных заводов.

Параметр, характеризующий резкость ступени - доля градиента (от его общей величи ны), которая приходится на область перехода. Для большинства рассмотренных пока зателей этот параметр не превышает 5 - 10 % (рис. 11), что позволяет охарактеризовать переходы как очень «быстрые», происходящие по типу триггера. Лишь небольшая Резкость ступени, % Рис. 11. Частотное распределение резкости перехода от фонового к импактному со стоянию для всех рассмотренных интегральных показателей наземных экосистем (по оси абсцисс - доля от максимального значения нагрузки, верхняя гранича интервала).

часть параметров изменяется плавно (доля участка градиента между верхней и нижней критическими точками составляет 25 - 40 %). Другими словами, экосистема реагирует на увеличение загрязнения не постепенными изменениями, а по закону «все или ниче го». Существование порога в реакции экосистемы, т.е. области нагрузок, при которых не обнаруживается существенных изменений, есть проявление 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 за висимость доза-эффект имела вид прямой линии или плавной кривой, такого объек тивного критерия не существовало, что потребовало бы поиска других подходов к нормированию. Таким образом, именно пороговость в дозовой зависимости суще ственно упрощает решение задачи экологического нормирования.

Сопоставление критических нагрузок (соответствуют абсциссам верхних кри тических точек для ниспадающих кривых и нижних - для восходящих) для рас смотренных компонентов экосистем показывает их значительное различие в изу ченных районах (рис. 12) (для целей сравнения критические нагрузки выражены как доля от максимальной нагрузки). В районе КМЗ экосистемы начинают изме няться при относительно более высоких уровнях нагрузки, чем в районах СУМЗа и КМК. Скорее всего, это связано с малой подвижностью тяжелых металлов в по чве в данном районе из-за подщелачивания кальцийсодержащей пылью.

Для района СУМЗа часть компонентов (древесный ярус, лесная подстилка) де монстрирует широкий спектр критических нагрузок (от 5 до 50%). В эту же группу попадают и эпифитные лишайники, хотя их обычно относят к наиболее чувствитель ным 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%). Дан Рис. 12. Относительное значение критических нагрузок для разных показателей со стояния наземных экосистем (по оси ординат - доля от максимальной нагрузки, %):

А - район СУМЗа: 1 - древесный ярус, 2 - травяно - кустарпичковый ярус лесных сооб ществ, 3 — травостой луговых сообществ, 4 — моховой ярус, 5 - эпифитные лишайники, 6 лесная подстилка, 7 - почва, 8 - почвенная фауна, 9 - почвенный микробоценоз.

Б-район КМК: 1 - травяно - кустарничковый ярус, 2 - эпифитные лишайники, 3 - почвен ная фауна.

В-районКМЗ: 1 - древесный ярус, 2- травяно- кустарничковый ярус, 3 - моховой ярус, — эпифитные лишайники, 5 — лесная подстилка, 6 - почвенный микробоценоз.

ный результат можно интерпретировать как то, что нагрузки, при которых начинают изменяться наиболее чувствительные показатели примерно одинаковы для всех ком понентов экосистем. Исключение составляет луговая растительность, изменение ко торой регистрируется при относительно более высоких нагрузках.

7.1.2. Межгодовая изменчивость дозовых зависимостей Вопрос о стабильности параметров дозовых зависимостей во времени важен в плане надежности определения величин критических нагрузок: если межгодовая из менчивость велика, параметры дозовых зависимостей, определенные в конкретный год, рискованно экстраполировать на другие периоды. Для анализа межгодовой из менчивости было выбрано два объекта в районе СУМЗа - травяно- кустарничковый ярус лесных сообществ (елово-пихтовые леса) и травостой луговых сообществ.

Для изучения реакции травяно-кустарничкового яруса было заложено 28 по стоянных пробных площадей, на которых по единой методике в течение 5 лет (с 1998 по 2002 годы) проводились описания растительности. Дозовые зависимости были построены как для функциональных параметров (общая фитомасса), так и для структурных (параметры разнообразия, доля в фитомассе индикаторных групп, сходство видовой структуры с фоновым сообществом). Дозовые зависимости для общей фитомассы травяно-кустарничкового 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 вели чины нагрузки. Именно к такому выводу мы пришли ранее (Воробейчик, Хантеми рова, 1994), рассматривая такую же зависимость по данным, полученным в 1989 г.

на тех же самых пробных площадях. С другой стороны, зависимости по данным 1999 г. и 2002 годов имеют «классическую» S-образную форму.

Вариант отсутствия зависимости общей фитомассы от величины токсической нагрузки легко объяснить наличием компенсаторных реакций: подавление чувстви тельных видов компенсируется увеличением обилия более толерантных к действию загрязнения. В нашем случае такими толерантными группами видов, увеличивающи ми обилие по мере приближения к источнику выбросов, оказываются хвощи (хвощ лесной и луговой) и злаки (щучка дернистая и полевица). Сравнение данных за не сколько лет свидетельствует, что компенсаторные реакции включаются не всегда, что скорее всего связано с межгодовыми различиями гидро-термических условий.

В отличие от общей фитомассы, дозовые зависимости для структурных пара метров травяно-кустарничкового яруса лесных сообществ демонстрируют более высокую стабильность. Учитывая характерную для экологических данных вариа бельность, связанную как с природной гетерогенностью популяций и сообществ, так и с неизбежными ошибками измерений, данный результат представляется важ ным в методическом отношении.

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

7.1.3. Экотопические различия дозовых зависимостей Различия параметров дозовых зависимостей между разными вариантами эко топов были рассмотрены на примере двух объектов - лесной подстилки и синузий эпифитных лишайников (видовое разнообразие на березе), информация о которых собрана на 208 пробных площадях в районе СУМЗа (1995, 1996 и 1998 гг.). Такое количество площадок позволило получить представительные выборки, характери зующие разные варианты экотопов в зависимости от положения в рельефе, соста ва древостоя, типа почвы, освещенности и увлажненности (две последние харакге Рис. 13. Межгодовая изменчивость дозовых зависимостей для реакции травяно-кустар пичкового яруса лесных сообществ. Токсическая нагрузка оценена по содержанию об менных форм тяжелых металлов в лесной подстилке. Эллипсом обведены точки, кото рые были исключены при аппроксимации зависимостей уравнениями регрессии.

Рис. 14. Зависимости доза-эффект дня изменения мощности лесной подстилки в раз ных элементах рельефа: а- элювиальных, б- транзитных, в- аккумулятивных. Токси ческая нагрузка оценена по содержанию подвижных форм тяжелых металлов в лес ной подстилке.

ристики получены на основе геоботанических 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 интенсивности деструкционных процессов в лесной экосистеме, детерминируемых активностью почвенной биоты (рис. 14). При сравнении биотопов, различающихся положением в рельефе, прослеживается четкая закономерность: величина критичес кой нагрузки увеличивается в ряду аккумулятивные — транзитные - элювиальные ландшафты. Разница между критическими нагрузками для транзитных ландшафтов по сравнению с аккумулятивными и элювиальных по сравнению с транзитными со ставляет почти 2 раза. Дополнительную информацию о значительности обнаружен ных различий дает сопоставление абсцисс других критических точек. Мощность подстилки в транзитных ландшафтах начинает изменяться при таких уровнях нагруз ки, которые в аккумулятивных ландшафтах уже наполовину изменили фоновый уро вень. Когда же в аккумулятивных ландшафтах изменения завершены и мощность подстилки стабилизировалась на верхнем плато, в элювиальных ландшафтах регис трируется только ее начальное увеличение. Интересно то, что экотопические разли чия не влияют на форму дозовых кривых, а только меняют их количественные пара метры (абсциссы критических точек). В методическом плане важно также, что кон трастные варианты биотопов очень мало или вовсе не различаются по начальным (фоновым) и конечным (импактным) значениями мощности подстилки.

Среди нескольких гипотез, которые могут объяснить феномен меньшей ус тойчивости почвенной биоты в аккумулятивных ландшафтах, наиболее правдопо добной нам представляется гипотеза синергизма действия поллютантов и неблагоп риятного для почвенной биоты сочетания естественных факторов (избыточное увлажнение, формирующее в почве анаэробные условия), что чаще имеет место в аккумулятивных ландшафтах по сравнению с элювиальными и транзитными.

В большинстве случаев дозовые зависимости для реакции эпифитных лишай ников хорошо аппроксимировала комбинация двух логистических кривых (рис. 15).

Соответственно, выделяются три относительно стабильных состояния - фоновое, промежуточное и импактное, а также два переходных между стабильными. Наиболее существенные изменения параметров лихеносинузий происходят при переходе от промежуточного состояния к импактному, тогда как переход от фонового состояния к промежуточному выражен значительно менее контрастно. В экотопах со слабым.освещением эпифитные лишайниковые синузии выдерживают более сильную токси ческую нагрузку по сравнению с сильно освещенными. Кривые для средне освещен ных экотопов 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 градиента, не позволяющее провести надежное определение критической на грузки). Чувствительность лишайниковых синузий также различается в разных эле ментах рельефа: сообщества элювиальных ландшафтов выдерживают более сильную нагрузку по сравнению с транзитными и аккумулятивными. Сравнение местообита ний с разной степенью увлажнения демонстрирует максимальную чувствительность к токсической нагрузке в сильно увлаженных экотопах.

Скорее всего, обнаруженные экотопические различия в реакции эпифитных лишайников связаны с тем, что разные виды в одних вариантах биотопов выдержи вают более высокие нагрузки, а в других - более низкие (что связано с физиологи ческими, анатомическими или морфологическими особенностями). Дозовые же зависимости для таких интегральных параметров, как видовое богатство и видовая насыщенность отслеживают баланс между количеством толерантных и чувстви тельных видов для конкретного варианта экотопа.

Рис. 15. Зависимости доза - эффект для параметров эпифитных лишайниковых сину зий в разных вариантах биотопов: а -минимальная освещенность, б средняя осве щенность, в - максимальная освещенность. Токсическая нагрузка оценена по содер жанию подвижных форм тяжелых металлов в лесной подстилке. Стрелкой обозначе на граница между графиками двух логистических функций.

Важно отметить существенное сходство результатов по экотопическим различиям дозовых зависимостей для столь разных объектов, как лесная подстилка и эпифитные лишайники. М.Р. Трубина (2002), выполнившая на этом же материале предварительный анализ дозовых зависимостей для реакции травяно-кустарничкового яруса, также при шла к выводу о значительных экотопических 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 мето дическом плане полученные результаты свидетельствуют о важности дифференциации экологических нормативов в зависимости от экотопических условий.

7.2.. Роль пространственной неоднородности среды в механизмах реакции экосистем на токсическую нагрузку Вопрос о механизмах возникновения нелинейности в реакции биоты на ток сическую нагрузку распадается на три составляющие, соответствующие трем уча сткам «классической» дозовой кривой, а именно: «почему наблюдается эффект порога?», «почему наблюдается эффект триггера?», «почему в области больших нагрузок уже не происходит существенных изменений?». Основной из них - воп рос о триггерном 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 разнооб разие наблюдаемых состояний экосистем. Другими словами, при одном и том же уровне нагрузки могут быть зарегистрированы как почти фоновые, так и почти 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 биодоступности. Хорошо известно, что почва в той или иной степени обладает буферностью к поллютантам и почвенные параметры (в первую очередь кислотность, содержание органического вещества, содержание глинистых частиц, емкость катионного обмена) могут существенным образом мо дифицировать доступность токсикантов для биоты. Следовательно, при одном и том же валовом содержании токсикантов их токсическое действие может суще ственно различаться в зависимости от выраженности в конкретных локалитетах модифицирующих токсичность почвенных параметров.

2. В зоне перехода увеличена пространственная гетерогенность распределе ния микроклиматических факторов (увлажнение, освещенность, температура и др.), определяющих обилие и жизненность локальных популяций. Поскольку функцио нирование биоты существенно зависит от микроклиматических параметров, мож но предположить, что при одном и том же уровне токсической нагрузки будет на блюдаться большой разброс параметров биоты, в определенной мере повторяющей пространственную мозаику микроклиматических факторов.

3. В зоне перехода увеличена генетическая гетерогенность популяций по при знаку устойчивости к действию токсикантов. Известно, что многолетнее химичес кое загрязнение индуцирует развертывание адаптационных процессов, ведущих в конечном итоге к формированию устойчивых локальных популяций. Можно пред положить, что в зоне перехода сосуществуют как относительно устойчивые, так и чувствительные к токсикантам локальные популяции;

соответственно, при одном и том же уровне токсической нагрузки наблюдается весь спектр состояний - от край него угнетения до почти нормального функционирования.

4. Токсическая нагрузка увеличила восприимчивость биоты к действию аби отических факторов среды. Хорошо известен феномен констелляции (аддитивнос ти, синергизма, антагонизма) различных экологических факторов. Можно предпо ложить, что токсическая нагрузка меняет реакцию биоты на естественные стрессо ры. В отсутствии нагрузки неблагоприятное действие естественных пессимальных факторов обратимо (в определенном диапазоне) и мало влияет на результирующие параметры жизненности популяций, тогда как именно аддитивность или синергизм токсической нагрузки и природных пессимальных факторов приводит к катастро фическим для судьбы популяций последствиям.

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

7.2.1. Пространственное варьирование микроклиматических параметров Было рассмотрено пространственное варьирование освещенности иод поло гом леса, влажности почвы и подстилки, температуры почвы на глубине 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 размещен ных на участке размером порядка 500x500 м). Всего выполнено 3150 измерений ос вещенности, 3960 - температуры почвы, 1100 - влажности почвы и подстилки.

Увеличение варьирования микроклиматических параметров исходно связано с разрушением древостоя и индуцированного этим осветления местообитаний. Про странственная вариабельность освещенности увеличивается под действием токсичес кой нагрузки: в масштабе сотен метров коэффициент вариации средней на площадку освещенности возрастает в два раза - от 22.8% на фоновой территории до 41.3% в бу ферной и 38.9% в импактной зонах. В масштабе единиц метров на загрязненной тер ритории сглаживаются различия между пологом леса и окнами, которые очень контра стны на фоновой территории. Если из линий на фоновой территории «удалить» хоро шо диагностируемые окна древостоя, разница между зонами по пространственной вариабельности в масштабе единиц метров становится еще более контрастной, чем в масштабе сотен метров: коэффициент вариации возрастает от 22.8 - 38.5 % на фоно вой территории до 44.1 - 45.1 % на буферной и 54.2 -76.0 % на импактной.

Разница между зонами по пространственному варьированию температуры ре гистрируется только для теплых погодных условий: в масштабе единиц метров ин терлимитный размах температуры на глубине 5 см в фоновой зоне составляет 2.1 "С, в буферной - 3.5 °С, импактной - 4.2 "С (среднеквадратическое отклонение - 0.4,0. 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 еди ниц 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 - наблюдалась противоположная ситуация: в масштабе сотен метров коэффициент вариации влажности подстилки увеличился с 28.5% на фоне до 33.3 - 36.3% в буферной и импактной зонах (для почвы разница была еще 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 виях токсических нафузок (см. раздел 7.2.2). Следовательно, данный фактор нельзя считать основным в объяснении механизмов триггерного эффекта.

7.2.2. Пространственная неоднородность химического загрязнения природных депонирующих сред Изменение в градиенте нагрузки пространственного варьирования загрязнен ности было исследовано для нескольких депонирующих сред (снег, лесная подстил ка, почва) и в широком диапазоне масштабов - от десятков сантиметров - единиц метров до сотен метров - единиц километров (табл. 4). Помимо традиционных мер варьирования мы использовали относительный размах - отношение интерлимитно го размаха в конкретной зоне к интерлимитному размаху по всему градиенту на грузки (характеризует долю от всего диапазона возможного варьирования).

Пространственное варьирование кислотности относительно стабильно в гра диенте зафязнения. Для масштаба десятков сантиметров - единиц метров размах кислотности подстилки во всех зонах нагрузки равен 0.5 - 1.5 единицы рН, что составляет 12 - 45% от всего диапазона возможного варьирования (для почвы 0. - 1.0 единицы рН и 6 - 27% соответственно). Для масштаба сотен метров - единиц километров варьирование существенно выше: и для подстилки, и для почвы размах кислотности лежит в пределах 1.1 -3.3 единицы рН, что составляет 30 75% от всего диапазона возможного варьирования. Коэффициент вариации концентраций иона водорода во всех зонах нагрузки очень велик: для масштаба единиц километ ров он лежит в пределах 60 - 210%.

Высокое пространственное варьирование кислотности важно учитывать при анализе реакции биоты на токсическую нагрузку, поскольку именно от данного па раметра зависит протекание многих процессов, модифицирующих токсичность почвы и подстилки. При возрастании концентрации ионов водорода в почвенном растворе снижается степень насыщенности основаниями и увеличивается содержа ние подвижного алюминия (рис. 17). Наиболее резкий рост содержания подвижно го А1, обуславливающего эндогенную токсичность почвы и подстилки для расте ний, наблюдается при рН 5. Важно отметить, что характер зависимости и диапа зон изменений параметров очень сходен во всех зонах нагрузки. Это означает, что очень высокие и очень низкие концентрации подвижного алюминия, в зависимости от кислотности, могут наблюдаться во всех зонах нагрузки. Сказанное справедливо и для такого параметра почвенного поглощающего комплекса, как степень насы щенности основаниями, в значительной степени детерминирующего буферность почв по отношению к тяжелым металлам.

Обменные формы металлов дают представление о той их части, которая доступна для биоты и, следовательно, может оказывать токсическое действие. Отношение «об менные формы / подвижные формы» (что близко к доле обменных форм от валового содержания) также существенно зависит от актуальной кислотности ( рис. 18). Зависи мость близка к экспоненциальной: наиболее сильное увеличение доли обменных форм происходит при снижении кислотности в диапазоне 5.5-5.0 единиц рН. Существуют различия в характере связи для рассматриваемых металлов на разных участках гради ента загрязнения: для кадмия и цинка эта связь наблюдается во всех зонах нафузки, тогда как для меди и свинца - только в импактной и буферной зонах. Также наблюда ются различия в абсолютных значениях доли обменных форм: для кадмия и цинка при максимальном уровне загрязнения в зависимости от кислотности они составляют от до почти 100 %, тогда как для меди - от 1 до 30 %, а свинца - до 8 %.

В контексте обсуждаемой проблемы модификации токсичности важно подчерк нуть, что даже при одинаковом валовом содержании в почвенный раствор могут выхо дить в зависимости от кислотности как очень малые, так и очень большие количества металлов. Учитывая чрезвычайно большое варьирование кислотности во всех зонах на грузки (а в импактной и буферной зонах частотное распределение кислотности как раз покрывает «критический » для обменных форм диапазон значений рН), можно предполо жить, что именно это приводит к увеличению варьирования токсичности и, соответствен но, росту разнообразия состояний биоты в переходной части градиента нагрузки.

Анализ пространственного варьирования содержания металлов в диапазоне масштабов от десятков сантиметров до сотен метров во всех зонах нагрузки пока зывает увеличение варьирования при переходе от подвижных форм к обменным и, до определенной степени, по мере увеличения площади опробования (коэффициент вариации возрастает от 10-20% до 50-80%). Пространственное варьирование и подвижных, и обменных форм выше в почве по сравнению с подстилкой (что свя зано, вероятно, с более разнообразными механизмами, модифицирующими содер жание 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 импактной зоне размах концентраций очень велик (составляет 63 - 81% от всего диапазона ва рьирования для подвижных форм и 75 - 98 % - обменных).

В масштабе единиц километров пространственное варьирование содержания ме таллов в почве и подстилке значительно увеличивается при переходе к импактной зоне (табл. 5): для обменных форм коэффициент вариации по ряду элементов достигает 130 210%, а относительный размах составляет почти 100% (для подвижных форм макси мальные значения коэффициента вариации также очень высокие - 90 - 100%). Суще ствуют различия между элементами в трендах изменения пространственного варьиро вания обменных форм в градиенте загрязнения: коэффициент вариации для кадмия и цинка, в отличие от меди, свинца и железа, не увеличивается от фоновой зоны к импак тной, а остается стабильным или даже уменьшается. Вероятно, это связано с рассмот 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 пере ход биоты из фонового состояния в импактное, имеет место очень высокое про странственное варьирование содержания тяжелых металлов, а также очень высокое варьирование модифицирующих токсичность параметров почвы и подстилки.

7.2.3. Модельный эксперимент: биотестирование токсичности почвы и подстилки Прямое измерение токсичности можно выполнить с помощью биотестирова ния субстратов, позволяющего оценить суммарное влияние многих факторов. С целью анализа связи почвенных параметров с токсичностью мы сопоставили мик ромасштабное пространственное варьирование содержания разных форм металлов, кислотности и фитотоксичности, оцененной по ростовой реакции растений.



Pages:   || 2 |
 

Похожие работы:





 
2013 www.netess.ru - «Бесплатная библиотека авторефератов кандидатских и докторских диссертаций»

Материалы этого сайта размещены для ознакомления, все права принадлежат их авторам.
Если Вы не согласны с тем, что Ваш материал размещён на этом сайте, пожалуйста, напишите нам, мы в течении 1-2 рабочих дней удалим его.