В.Н.Максимов, Н.Г. Булгаков, А.П. Левич

Лаборатория общей экологии Биологического факультета Московского государственного университета им. М.В.Ломоносова, 119899, Воробьевы горы. Москва, Россия

E-mail: )

Оценка экологического состояния природных объектов (экологическая диагностика), введение допустимых уровней антропогенных воздействий (экологическое нормирование) и выявления последствий различных сценариев воздействия на биоту (экологический прогноз) составляют основные задачи системы экологического контроля. На всей территории бывшего СССР эта система основана на концепции предельно допустимых концентраций (ПДК) загрязняющих веществ. Значения ПДК используются при решении всех указанных выше задач экологического контроля. В частности, превышение ПДК служит основанием для неблагополучной оценки состояния экосистем. Нормативы ПДК определяются в лабораторных условиях в краткосрочных (дни) и хронических (недели) экспериментах на изолированных популяциях организмов, принадлежащих к небольшому числу избранных тестовых видов, по ограниченному набору физиологических и поведенческих реакций. Оценка состояния природных объектов по уровням ПДК фактически является неоправданной экстраполяцией границ толерантности тестовых организмов по отношению к изолированным воздействиям на существенно многовидовые экосистемы, где действуют одновременно сложные комплексы десятков и сотен факторов самой разной природы, на экосистемы, находящиеся (в отличие от стандартных лабораторных популяций) в совершенно различных фоновых условиях функционирования (Abakumov, Sushenya, 1992).

Альтернативой методологии ПДК, биологической основой которой является существование пределов толерантности для отдельных организмов, могла бы служить концепция экологической толерантности, устанавливающая допустимые уровни воздействий для биотической части реальных экосистем. Согласно предлагаемой концепции (Максимов, 1991) для любой экологической системы можно найти такие пределы изменений экологических факторов, при которых сохраняют относительную стабильность признаки, отличающие эту экосистему от других, соседних, экосистем. В указанном смысле можно отождествить пределы экологической толерантности с границами, внутри которых состояние экосистемы можно считать нормальным. Тогда по отношению к загрязняющим веществам-ксенобиотикам нижний предел толерантности устанавливается автоматически: это их полное отсутствие в экосистеме. Верхний предел толерантности можно тогда считать экологически допустимым уровнем загрязнения.

Следует упомянуть и о другом отличии экосистем от организма, которое хотя и не носит столь принципиального характера, как только что рассмотренное, но, тем не менее, должно быть принято во внимание при разработке методологических основ изучения экосистем. Оно заключается в том, что пределы толерантности организма или популяции можно установить непосредственно в эксперименте, в котором любой экологический фактор можно варьировать в достаточно широких пределах, испытывая в частности и такие уровни этого фактора, при которых возможна гибель по крайней мере некоторой части особей изучаемой популяции. Очевидно, что подобный эксперимент немыслимо провести с какой бы то ни было природной экосистемой. Отсюда следует, что по сути дела единственным способом установления пределов толерантности экосистемы по отношению к любым экологическим и ксенобиотическим факторам может быть достаточно широкомасштабное и регулярное наблюдение за этой экосистемой, т.е. экологический мониторинг.

Другими словами, речь идет о пассивном “эксперименте”, который человечество в течение длительного времени проводит в местах своего проживания и хозяйственной деятельности не на отдельных организмах, а на популяциях и сообществах, реально населяющих природные экосистемы; не с изолированным химическим веществом, а с полным комплексом действующих на биоту данной экосистемы факторов; в условиях конкретного региона с учетом его фоновых и других локальных характеристик.

Для реализации биотического подхода необходим набор методов получения оценок состояния сообществ, с помощью которых можно было бы отличить экологически благополучную экосистему от экосистемы, в которой произошли существенные изменения, вызванные внешними (в первую очередь конечно антропогенными) воздействиями. Тогда на некоторой шкале состояний сообществ можно будет установить границы “нормы” и “патологии”. Впрочем, ввиду упомянутых выше принципиальных различий между экосистемой и организмом, в данном случае лучше говорить об установлении границ стабильного существования экосистемы, т.е. таких пределов изменения биотических параметров, при которых экосистема “сохраняет” свое лицо”. Систематический контроль за изменением выбранных оценок состояния и должен составлять основу биологической части экологического мониторинга.

Опыт поиска интегральных показателей нормы и патологии для функционирования экосистем (Левич, Федоров, 1978; Федоров и др. 1981) подсказывает выбрать в качестве функции отклика показатели продуктивности их высших трофических звеньев. Для диагностики состояния водных экосистем используются (Булгаков и др. 1995) величины уловов и урожайности промысловых рыб р. Дон (леща, чехони, судака, берша и осетра) на протяжении последних 50 лет. Для антропных экосистем, то есть экосистем, включающих популяции человека, в качестве функции отклика можно, например, предложить количественные показатели смертности, которые, в интегрированном виде, безусловно, отражают воздействие окружающей среды на здоровье человека.

Реализация “биотического” подхода к экологическому нормированию требует осуществления следующих этапов исследования:

— создание статистически представительного банка биологических данных об исследуемой экосистеме;

— диагностика состояния экосистемы на шкале “норма-патология” по биотическим идентификаторам для каждого из наблюдений;

— создание банка данных об абиотических факторах среды, потенциально влияющих на экологическое состояние биоты, и совпадающих по времени и месту отбора с биологическими наблюдениями.

Совокупность указанных экологических данных может быть наглядно представлена в виде следующего геометрического образа: в многомерном пространстве биотических факторов совокупность наблюдений представлена “облаком” точек, каждая из которых отмечена маркером оценки состояния ( в простейшем случае — это два “цвета”, а именно “хорошо” (нормальное состояние) и “плохо” (патологическое состояние, рис.1).

Рис.1. Область нормального функционирования (знаки “плюс”) в пространстве факторов среды

Совокупность “хороших” точек образует область нормального функционирования экосистемы. Граница этой области и представляет собой объект исследования для метода ЭДУ. Чтобы без лишних усложнений описать метод, примем дополнительные упрощающие реальную картину предположения: область нормального функционирования односвязана и адекватно аппроксимируется многомерным кубом. Тогда проекции области нормального функционирования на оси пространства абиотических факторов представляют собой пределы изменения каждого из факторов, выход за которые переводит экосистему из благополучного в неблагополучное состояние. Эти пределы названы экологически допустимыми уровнями (ЭДУ) факторов и отыскиваются “методом ЭДУ” (Левич, Терехин, 1997).

Для реальных совокупностей наблюдений границы области нормального функционирования нечетки и размыты. Поэтому в методе ЭДУ используются процедуры оптимального распознавания образов, многомерного статистического и детерминационного (Чесноков, 1982) анализа.

Если оценки состояния небинарны, то метод позволяет получать нормативы различной жесткости. Сдвиг границы между оценками, объявленными благополучными и неблагополучными, меняет границу области нормального функционирования в пространстве действующих факторов, а вместе с нею — и нормативы ЭДУ. Таким образом, появляется возможность вводить дифференцированные нормативы допустимых воздействий для различных категорий природных объектов (например, заповедных зон, рекреаций, хозяйственных территорий, зон дампинга и др.).

ЭДУ, полученные на основе оценок по различным биотическим идентификаторам, естественно, могут различаться. Для выбора “истинного” норматива следует, как и в случае отбора оценок состояния, или выбрать приоритетный идентификатор, или, применив принцип наибольшей жесткости (Левич, Терехин, 1997), отобрать наиболее жесткий норматив.

Метод ЭДУ позволяет:

— выделить из всего набора действующих факторов те, что вносят наиболее значимый вклад в экологическое неблагополучие исследуемого природного объекта;

— ранжировать отдельные факторы и их различные наборы по вкладу в степень неблагополучия ;

— рассчитать для значимых факторов их ЭДУ;

— указать для незначимых факторов экологически безопасные границы (ЭБГ), внутри которых состояние экосистемы в ее предыстории было заведомо благополучно;

— рассчитывать ЭДУ для предшествующих, текущих, усредненных, пиковых и др. значений абиотических факторов;

— строить хронограммы сезонного и многолетнего хода ЭДУ (например гидрографы для ЭДУ расходов воды);

— обнаруживать неполноту наблюдений в действующих программах мониторинга;

— генерировать оптимальные пути выхода экосистемы из неблагополучных состояний.

Заключая раздел, еще раз подчеркнем ряд особенностей, отличающих нормативы ЭДУ от нормативов ПДК:

— выделенные границы не универсальны, а отражают специфику данного региона, его фоновые характеристики и адаптационный потенциал биоты конкретных экосистем;

— ЭДУ каждого фактора определено с учетом действия на экосистему всего полного комплекса абиотических факторов, включая все те, что не учтены в программах мониторинга;

— нормативы ЭДУ получены не для изолированных лабораторных популяций, а для всей реально взаимодействующей в экосистеме биоты;

— ЭДУ учитывают не только прямые, но и косвенные эффекты воздействий;

— метод ЭДУ позволяет нормировать несубстратные воздействия на экосистемы, для которых не определяются аналоги ПДК (подробнее об ЭДУ для тепловых и кислотных загрязнений рассказано в следующем разделе).

В ряде работ (Булгаков и др. 1995; Левич и др. 1996; Левич и др. 1997) приведены результаты расчета ЭДУ для загрязняющих веществ (хлорорганика, пестициды, медь, цинк, нитраты, нитриты, аммоний, взвешенные вещества, фенолы, сульфаты, хлориды) и для расходов воды. В настоящем разделе проиллюстрируем метод ЭДУ на примере нормирования тепловых и кислотных загрязнений р.Дон, которое может быть использовано, например, при анализе последствий глобального изменения климата или трансграничных атмосферных переносов.

Таблица 1. Значения ЭДУ температуры воды и pH для экосистем Нижнего Дона (пояснения в тексте).

В качестве биотических идентификаторов состояния экосистем использовали данные о фито-, зоопланктоне, перифитоне, зообентосе и уловах и урожайности промысловых рыб. С помощью метода ЭДУ нормировали среднемесячные и среднегодовые значения температуры и pH. Поиск ЭДУ нормируемых факторов вели в области как высоких, так и низких значений. В табл.1 для каждого идентификатора приведены значения ЭДУ факторов температуры и pH, значимых для экологического неблагополучия, т.е. удовлетворяющих определенным статистическим критериям метода ЭДУ. Поскольку температура является сугубо специфической величиной для данного створа наблюдения, в расчетах использовали относительную температуру, т.е. отношение текущей температуры к среднемноголетней температуре на данном створе наблюдения. Чтобы получить ЭДУ абсолютной температуры, нужно указанное в табл.1 значение умножить на среднемноголетнюю температуру на анализируемом створе.

На рис.2 изображена сезонная динамика изменения ЭБГ и ЭДУ относительной температуры в водных объектах Нижнего Дона по одному из биотических идентификаторов.

Пример применения предлагаемой методики прогноза содержится в одной из работ авторов (Булгаков и др. 1997).

Работа поддержана грантом РФФИ № 00-04-49325 и грантом Программы Министерства образования РФ “Университеты России —фундаментальные исследования” № 990941.

Список литературы

Булгаков Н.Г., Дубинина В.Г., Левич А.П., Терехин А.Т. Метод поиска сопряженностей между гидробиологическими показателями и абиотическими факторами среды на примере уловов и урожайности промысловых рыб // Известия РАН. 1995. Сер. биол. №2. С.218-225.

Булгаков Н.Г., Левич А.П., Максимов В.Н. Прогноз состояния экосистем в водных объектах Нижнего Дона // Известия РАН. Сер. биол. 1997. №3. С.374-379.

Израэль Ю.А. Экология и контроль состояния природной среды. М.: Гидрометеоиздат, 1984. 435 с.

Левич А.П. Структура экологических сообществ. М.: Изд-во Моск. ун-та, 1980. 180 с.

Левич А.П. Феноменология, применение и происхождение ранговых распределений в биоценозах и экологии как источник идей для техноценозов и экономики // Математическое описание ценозов и закономерности технетики. Абакан: Центр системных исследований. 1996. С.93-105.

Левич А.П., Федоров В.Д. Экспликация понятия норма и целостные свойства экосистем // Человек и биосфера. М.: Изд-во Моск. ун-та. 1978. Вып.2. С. 3-16.

Левич А.П., Терехин А.Т., Булгаков Н.Г., Абакумов В.А., Елисеев Д.А., Максимов В.Н., Качан Л.К. Экологический контроль водных объектов Нижнего Дона по биотическим идентификаторам планктона, перифитона и зообентоса // Вестник МГУ. Сер. биол. 1996. №3. С. 18-25.

Левич А.П., Терехин А.Т. Метод расчета экологически допустимых уровней воздействия на экосистемы (метод ЭДУ) // Водные ресурсы. 1997. №3. С.328-335.

Левич А.П., Булгаков Н.Г., Абакумов В.А., Терехин А.Т. Определение экологически допустимых уровней расходов воды по гидробиологическим показателям // Вестник МГУ. Сер. биол. 1998. №3. С.49-52.

Максимов В.Н. Проблемы комплексной оценки качества природных вод (экологические аспекты) // Гидробиологический журнал. 1991. Т.27. №3. С. 8-13.

Организация и проведение режимных наблюдений за загрязнением поверхностных вод суши на сети Роскомгидромета. Методические указания. Охрана природы. Гидросфера. Руководящий документ РД 52.24.309-92. СПб.: Гидрометеоиздат. 1992. 67 с.

Руководство по гидробиологическому мониторингу пресноводных экосистем. Под ред. проф. В.А. Абакумова. СПб.: Гидрометеоиздат. 1992. 318 с.

Федоров В.Д., Сахаров В.Б., Левич А.П. Количественные подходы к проблеме оценки нормы и патологии экосистем // Человек и биосфера. М.: Изд-во Моск. ун-та. 1981. Вып. 6. С. 3-42.

Чесноков С.В. Детерминационный анализ социально-экономических данных. М.: Наука. 168 с.

Abakumov V.A. Ecological modification and biocenosis development // Ecological Modificacion and Criteria for Ecological Standartization. St. Petersburg: Gidrometeoizdat. 1992. Pp. 15-32.

Abakumov V.A., Sushenya L.M. Hydrobiological monitoring of the state of freshwater ecosystem and ways to its improvement // Ecological Modificacion and Criteria for Ecological Standartization. St. Petersburg: Gidrometeoizdat. 1992. Pp. 33.