4.1.4. Экологическая устойчивость в экосистемном нормировании

Экосистемное нормирование, в частности разработка численных значений ПДАН, как следует из определения, базируется на определении устойчивости. Оценке устойчивости геосистем к антропогенным нагрузкам в последние годы уделяется большое внимание в связи с расширением геоэкологических исследований работами в направлении установления нормативов ПДАН. Наиболее важным направлением применения понятия «экологической устойчивости» в экосистемном нормировании стало разделение природных геосистем по степени их устойчивости к разным видам антропогенного воздействия. Это имеет существенное значение при разработке нормативов вредного воздействия с учетом индивидуальных особенностей ПТК, что является обязательным элементом экосистемного подхода. Таким образом, устойчивость системы можно использовать при нормировании нагрузок на природно-территориальные комплексы.

Устойчивость — фундаментальное понятие в теории геосистем широко используется для оценки предельно допустимого уровня вмешательства человека в природную среду, в том числе при анализе экологического состояния ландшафтов, водных систем, почв, геологической среды, растительности. Подустойчивостью экосистемы понимается ее способность при воздействии внешнего фактора пребывать в одном из своих состояний и возвращаться в него в силу инертности и восстанавливаемости, а также переходить из одного состояния в другое вследствие пластичности, не выходя при этом за рамки инварианта в течение заданного интервала времени (Гродзинский, 1987). Инертность (И) — способность геосистемы при внешнем воздействии сохранять свое состояние в течение заданного интервала времени неизменным; восстанавливаемость (В) — способность восстанавливать свое состояние после возмущения; пластичность (П) — наличие у геосистемы нескольких состояний и ее способность переходить в случае необходимости из одного состояния в другое, сохраняя за счет этого инвариантные черты структуры. Инвариант — свойство (или свойства как совокупный инвариант) системы, не изменяющееся при внешних воздействиях в пределах ее устойчивости. Таким образом, формула устойчивости будет иметь следующий вид:

У = И + В + П.

При оценке устойчивости необходимо различать устойчивость природной среды и ее отдельных компонентов и устойчивость сформировавшейся природно-техногенной системы (ПТС), т. е. нового образования, включающего биоценоз, экотоп и нооценоз. Их взаимодействие на определенном уровне антропогенного вмешательства создает ПТС с эмерджентными свойствами, т. е. новыми, не повторяющими свойства ее элементов. Устойчивость ПТС обусловлена способностью при воздействии различных природных, техногенных и активизированных техногенезом природно-техногенных факторов сохранять (или восстанавливать) равновесие связей и параметров состава, структуры, состояния и свойств отдельных компонентов, обеспечивая единство структурных и функциональных отношений.

С учетом современных представлений выделяют несколько свойств экологической устойчивости. Во-первых, геосистема и ее компоненты обладают разной устойчивостью к различным воздействиям и нарушениям. Иными словами, геосистема может быть устойчива к одним воздействиям и неустойчива к другим, т. е. природная среда характеризуется множеством устойчивостей. Таким образом, устойчивость при действии внешних техногенных факторов следует оценивать только применительно к конкретному виду нарушений. Например, гумифицированные (с высоким содержанием органического вещества) донные осадки устойчивы к химическому загрязнению и неустойчивы к механическому воздействию.

Во-вторых, устойчивость эмерджентна, т. е. признаки устойчивости системы отличаются от таковых элементов или подсистем. Отсюда, устойчивость отдельных компонентов не обязательно обеспечивает устойчивость всей системы. Так, относительная устойчивость абразионных берегов к химическому загрязнению становится причиной уязвимости геосистемы прибрежной зоны в целом.

В-третьих, при оценке геосистем разных иерархического уровней (биосферного, регионального, локального) изменяется набор факторов устойчивости. На биосферном уровне факторами устойчивости могут выступать показатели потенциальных техногенных нагрузок (через речной сток, атмосферный перенос, диффузное поступление загрязняющих веществ) и глобальные характеристики ассимиляционной емкости оцениваемых регионов (климатические условия, открытость системы и др.). Иными словами, оценка устойчивости геосистемы планетарного масштаба может проводиться на основе феноменологических моделей. На региональном и локальном уровнях основное значение приобретают факторы устойчивости конкретных абиотических и биотических компонентов среды. Большое значение имеют показатели ассимиляционной емкости системы (геохимические барьеры, ассимиляционные показатели или буферность компонентов среды, геохимические условия). На этих двух уровнях целесообразно использование прогностических моделей.

Перспективы оценки устойчивости геосистем связаны с использованием математического аппарата теории надежности и ее важнейшего понятия – отказа. В общем виде отказопределяется как событие выхода системы из области допустимых значений ее переменных. В зависимости от типа системы и аспектов ее анализа область допустимых значений переменных может задаваться таким образом, что либо выход из нее (т.е. отказ) приводит к разрушению системы, либо система в результате отказа функционирует ниже порога эффективности. Условием отказа системы является ее выход из некой области, находясь в которой система может выполнять свою функцию не ниже определенной критической величины. Оценкой устойчивости системы служит математическая вероятность невозникновения отказа в интервале времени. Понятно, что область допустимых значений геосистемы многомерна и к задаче исследователя относится ее определение на основе концепции лимитирующего экологического фактора и особенностей реализуемой хозяйственной деятельности.

Например, М.Д. Гроздинский (1987) при изучении устойчивости геосистем ранга «урочище» степной зоны Украины к орошению выделял в качестве отказов следующие показатели: засоление геосистемы, превышающее порог токсичности для почв и растений, эрозионно-линейную деструкцию геосистемы, гидроморфизацию, т. е. поднятие уровня грунтовых вод выше критической глубины залегания. При таком подходе величина устойчивости становится вероятностной характеристикой. В основе расчетов лежит статистически достоверный материал, для получения которого требуется большой объем мониторинговых наблюдений состояния среды и ее реакции на тот или иной вид воздействия. Реализация данного подхода наиболее эффективна в рамках природно-техногенных систем. При использовании величины устойчивости как вероятности невозникновения отказа при установлении ПДАН для биотических и абиотических компонентов ПТС на основе ряда мониторинговых наблюдений предполагается обоснование минимально допустимой величины устойчивости. Она составляет 0,63. Принятие этого значения в качестве меры регулирования вытекает из анализа «функции желательности» (функции Е.К. Харингтона): при балльной оценке 0,63 имеет место точка перегиба функции с необратимым сохранением позитивных изменений при оценивании свойств конкретного объекта. Основным результатом такого подхода к анализу устойчивости системы является установление или изменение назначенного ранее уровня воздействия (норматива ПДАН) на основе полученных оценок с целью оптимизации условий функционирования ПТС.

В настоящее время при определении устойчивости ПТК чаще используются экспертные оценки на основе балльных шкал, базирующиеся на квалифицированном анализе результатов геоэкологических исследований. Они применимы к сложным системам, для которых в отсутствие расчетных методик затруднено получение количественных значений. Для оценки устойчивости структурных частей геосистемы необходим предварительный анализ существующего уровня техногенной нагрузки. С этой целью проводятся полная инвентаризация источников и видов воздействия и расчет их «рейтинговых оценок».

При изучении устойчивости систем или подсистем вследствие их многофункциональности и вариантности возникает проблема поиска критериев сравнения. При оценке устойчивости природно-территориального комплекса к химическому загрязнению могут быть использованы такие показатели как ассимиляционная емкость или буферность его отдельных компонентов, а также уровень производства и накопления энтропии (термодинамический подход).

Под ассимиляционной емкостьюпонимается способность системы воспринимать некоторый объем вредных воздействий без нарушения условий ее функционирования и развития. Другими словами, эта характеристика универсальна для любого вида воздействия. При химическом загрязнении количественной мерой предельно допустимого воздействия выступает объем загрязняющих веществ, который способна ассимилировать геосистема. В природных ландшафтах к основным механизмам ассимиляции относятся вынос загрязняющих веществ за пределы оцениваемой системы плоскостным стоком и грунтовыми водами, физико-химическая и биохимическая деструкция веществ, перевод поллютантов в нерастворимые формы, сорбция глинистыми частицами и органическим веществом. Количественная оценка ПДАН, по сути дела, сводится к решению балансового уравнения дляi-го загрязняющего вещества, а размерность ПДАН в этом случае определяется массой поллютанта, поступающей в геосистему в единицу времени.

Концепция ассимиляционной емкости в наибольшей степени разработана для аквальных геосистем. Применительно к водной среде под ассимиляционной емкостью понимается максимальная динамическая вместимость такого количества поллютантов, которое может быть за единицу времени разрушено, накоплено, трансформировано (в результате биологических или химических превращений) и выведено в результате седиментации, диффузии или любого другого переноса за пределы объема геосистемы без нарушения ее нормального функционирования. Выделяют две группы механизмов ассимиляционной емкости. Первая группа включает деструкцию (трансформацию) и захоронение поллютантов, что приводит к их выведению из геохимического круговорота. Вторая группа факторов объединяет процессы выноса за пределы рассматриваемой геосистемы и консервации (временного захоронения) вещества.

Деструкция загрязняющих веществ происходит посредством химических (окисление, гидратация, гидролиз, восстановление), биохимических (биохимическое окисление), биохимических (микробиологическое окисление и восстановление) и фотохимических (фотохимическое окисление) процессов, ведущих к распаду вещества на нетоксичные или менее токсичные компоненты. На промежуточных этапах могут образовываться метаболиты, иногда более опасные, чем исходное соединение.

Эффективность деструкции зависит от химического состава вещества. Так, окисляемость поллютантов органической природы, играющая заметную роль в их детоксикации, зависит от молекулярной массы, количества атомов углерода и химической структуры соединений. По способности к окислению ОВ выстраивается в следующий ряд: предельные и ароматические углеводороды < непредельные углеводороды < спирты < кислоты. При микробиологической деструкции быстро разлагаются легкоокисляемые ОВ, сложнее — ксенобиотики, но и они подвержены постепенной деструкции.

Захоронение веществ происходит при переводе их в плохо растворимые, биологически не доступные формы в результате аккумуляции, биохимических, химических (фазовые переходы, процессы замещения, комплексообразование), физико-химических (хемосорбция) процессов. В олиготрофных водоемах при невысоких pHи малой минерализации вод доля подвижных форм тяжелых металлов велика зимой вследствие диффузии из донных осадков. Устойчивость этих водоемов к химическому загрязнению возрастает в весенне-летний период при активизации механизмов захоронения поллютантов, вызываемых увеличением содержания в воде гумусовых и биогенных веществ, основных катионов, ведущих к повышениюpH. Эффективность механизмов этой группы связана с емкостью геохимических барьеров. Способом захоронения загрязняющих веществ служит образование ими нерастворимых сульфидов, что происходит на сероводородных геохимических барьерах.

При консервации поллютанты временно выводятся из круговорота. Механизмами консервации выступают биоаккумуляция (поглощение макрофитами), физическая сорбция глинистыми частицами, гидроксидами марганца, флокуляция, коагуляция и другие процессы, которые не обеспечивают полного захоронения загрязняющих веществ, так что при смене физико-химических условий возможен обратный переход поллютантов в растворенную фазу. Разделение механизмов (способов) захоронения и консервации загрязняющих веществ условно и зависит не только от химических свойств соединений, но и от внешних условий среды. Так, в окислительных условиях гидроксид марганца и адсорбированные на нем тяжелые металлы выпадают в осадок, а в восстановительных (при сезонной изменчивости физико-химических условий) сорбент и сорбаты переходят в раствор.

Вынос загрязняющих веществ за пределы геосистемы происходит под воздействием механических, физико-химических и биоаккумулятивных процессов. Ведущее значение имеют течения, волнение, естественные электрические поля, литопотоки кластогенного материала, испарение с поверхности воды, а также биомиграция. Чем активнее динамика среды и выше величина свободная энергия на границе сред, тем вероятнее вынос поллютантов за пределы рассматриваемой акватории. К границам сред (разделы вода-воздух и вода-взвесь) по термодинамическим показателям больше тяготеют гидрофобные (плохо растворимые) ОВ, а из ионов – анионы. Именно они, в первую очередь, могут выводиться за пределы системы при последовательном сочетании процессов адсорбции и механического перемещения.

Как правило, исходные параметры для расчета ассимиляционной емкости устанавливаются в ходе полевых и экспериментальных исследований, широко используются методы математического моделирования.

Наибольшее количество исследований в области устойчивости окружающей среды к техногенному воздействию касается почв (М. А. Глазовская, Г. В. Мотузова, Н. С. Касимов, В.Б. Ильин и многие другие). Почвы, как и любые другие компоненты ландшафта, имеют разную устойчивость к разным видам воздействия. Устойчивость почв к загрязнению рассматривается в контексте процессов поступления поллютантов в почву, прямого влияния на почвенную биоту, влияния загрязненных почв на сопредельные с почвой природные воды и растения. Устойчивость почв к загрязнению оценивается с позиций подвижности загрязняющих веществ, буферности почв и способности почв выполнять специфические функции в экосистеме. Буферность рассматривается как способность поддерживать состав почвенного раствора в условиях меняющегося внешнего воздействия. Поглощая химические вещества и ограничивая таким образом их поступление в раствор, почва тем самым защищает сопредельные с почвой среды от загрязнения. Показателями подвижности химических веществ служат уровень их концентрации в почвенном растворе (показатель актуальной кислотности) и запас подвижных соединений в твердых фазах почв (показатель потенциальной подвижности). При поступлении в почву химических веществ в составе атмосферной влаги эти вещества частично переходят в состав твердых фаз почвы, пополняя запас потенциально подвижных соединений. Таким образом, вероятность возникновения экологического риска вследствие загрязнения почв в подавляющем большинстве обусловлена их буферностью (Мотузова, 2000).

Способность почвы выполнять свои защитные функции в экосистеме в условиях загрязнения реализуется под влиянием трех групп процессов: вынос загрязняющих веществ из почв, трансформация их до нетоксичных и малотоксичных соединений, закрепление загрязняющих веществ почвой. На процесс выноса и рассеяния загрязняющих веществ влияет группы внешних и внутренних факторов. К факторам внешней природы относятся количество атмосферных осадков, скорость ветра, соотношение осадков и испаряемости. Среди факторов внутренней природы выделяют гранулометрический состав. В целом они обеспечивают латеральную и внутрипрофильную миграцию вещества.

Процессы трансформации продуктов техногенеза в почве способствуют частичному или полному самоочищению почв от загрязняющих веществ, однако эти процессы эффективны по отношению к поллютантам органической природы.

Закрепление почвой поллютантов и ограничение их миграции обеспечивается процессами сорбции-десорбции, ионного обмена, образованием труднорастворимых осадков солей. К факторам, влияющим на ход этих процессов, относятся размер поверхности почвенных частиц, количество и качество органических веществ и глинистых минералов, катионо-обменные свойства, кислотно-основные и окислительно-восстановительные условия, содержание полуторных оксидов. Чем выше способность почв прочно закреплять загрязняющие вещества, тем ниже их подвижность в почве, тем менее опасны загрязненные почвы для экосистемы. Однако с этими почвами может быть связана опасность вторичной мобилизации ранее закрепленных в их составе загрязняющих веществ (Мотузова, 2000).

При оценке устойчивости геосистем необходимо использование интегральных показателей, которые включают не только ассимиляционную емкость (буферность) среды, но также устойчивость ее биотических и абиотических компонентов. Одним из таких подходов может быть термодинамический анализ. Как правило, определение устойчивости геосистем реализуется через экспертную оценку.

В основе термодинамического анализа лежит энтропийная концепция устойчивости. Кроме пространственно-временной структуры геосистема обладает термодинамической. Структура, функции и эволюция геосистемы зависят от обмена веществом и энергией с окружающей средой, а также от связей между процессами, увеличивающими или снижающими энтропию внутри данной системы (Страшкраба, Гнаук, 1989). Такой подход к оценке экологической устойчивости заложен неравновесной термодинамикой. В качестве основополагающего принципа можно принять положение, сформулированное И. Пригожиным (1985): состояния, соответствующие минимуму производства энтропии в линейной неравновесной термодинамике автоматически устойчивы. Если на систему подействовать возмущением, то производство энтропии увеличится, но система ответит возвращением в состояние с наименьшим производством энтропии. Предел этого возмущения характеризует величину устойчивости геосистемы, уровень ее самоорганизации. При вероятности развития процесса в некотором множестве направлений, допускаемых началами термодинамики, реализуется то, которое обеспечивает минимум диссипации энергии, т.е. естественное эволюционное развитие геосистемы всегда направлено на снижение роста энтропии, сохраняющее ее экологическую устойчивость (Реймерс, 1990). При изменении значений одного или нескольких управляющих (бифуркационных) параметров в случае превышения некоторых пределов устойчивости начинается процесс самоорганизации, и система переходит в новое состояние. Здесь она вновь приобретает устойчивость.

Таким образом, геосистема, развивающаяся в сторону снижения энтропии через ее вынос или снижение производства, оказывается более устойчивой к внешнему воздействию. Все процессы, в результате которых растет упорядоченность системы (конденсация, полимеризация, сжатие, кристаллизация, коагуляция, дифференциация или другой процесс, приводящий к уменьшению числа состояний вещества), сопровождаются снижением энтропии. Энтропия возрастает с увеличением числа частиц и состояний (растворение, диссоциация, испарение, пептизация, размыв).