CC BY
117
2004
Известия ТИНРО
Том 137
УДК 628.394.1:574.632
А.А.Огородникова, В.В.Щеглов, Е.Л.Вейдеман (ТИНРО-центр, г. Владивосток)
МОДЕЛЬ "ВОЗДЕЙСТВИЕ — СОСТОЯНИЕ — ОТКЛИК" В РЕШЕНИИ ЗАДАЧ ЭКОЛОГИЧЕСКОГО МОНИТОРИНГА ЗАГРЯЗНЕНИЯ ПРИБРЕЖНЫХ ЭКОСИСТЕМ
На основании модели ВСО (воздействие — состояние — отклик) дается новая схема проведения экологического мониторинга прибрежных экосистем, состоящая из 3 блоков: мониторинг исследования воздействия источников загрязнения; мониторинг состояния (качества) среды, мониторинг эффектов влияния на гидробионтов. По результатам мониторинга воздействия проведена оценка использования прибрежных экосистем рыбным хозяйством по показателям запаса, стоимости запаса биоресурсов, а также по удельным показателям запаса и стоимости запаса биоресурсов. Использование прибрежных экосистем в качестве биореакторов очистки сточных вод промышленности и коммунального хозяйства оценивается по интегральным показателям: суммам ущерба, наносимого биоресурсам; экологическим индикаторам — удельным показателям наносимого ущерба, удельным показателям массы сбрасываемых загрязняющих веществ; экологическим индексам — показателям суммарного превышения ПДК загрязняющих веществ, поступающих в воды заливов от источников загрязнения. По наносимому ущербу классифицируется экологическое состояние заливов и их зон. Оценка состояния водной толщи в прибрежных районах проводится по следующим показателям: температура, прозрачность, цветность, РН, соленость, взвешенные вещества, растворенный кислород, содержание тяжелых металлов, радионуклидов, углеводородов нефти, биотестирование. В донных отложениях определяются: гранулометрический состав, редокс-потециал, содержание тяжелых металлов, радионуклидов, углеводородов нефти, биотестирование. Исследования по оценке отклика биоты базируются на двух подходах: биоиндикация и биотестирование. Определяется численность, видовой состав, видовое разнообразие, физиолого-морфологи-ческие параметры планктона и накопление тяжелых металлов, радионуклидов в бентосных организмах. Ассоциированный анализ экологического состояния внутренних бухт зал. Петра Великого ведется на основе сопоставления показателей ВСО. Зарегистрированные отклики биоты относятся к числу острых эффектов. Полученная в результате мониторинга информация обладает конструктивными особенностями, является информационным ресурсом, может применяться при разработке природоохранных мероприятий.
Ogorodnikova A.A., Shcheglov V.V., Veideman E.L. A model "Pressure — State — Response" solving problems of coastal ecosystems pollution monitoring // Izv. TINRO. — 2004. — Vol. 137. — P. 321-336.
Basing on PSR model (pressure — state — response), a new scheme of coastal ecosystems monitoring is proposed, which includes three parts: pollution sources, environment state, influence of pollution on marine organisms. By the monitoring results, an exploitation of coastal ecosystems by fishing industry is evaluated by the following indices: stock (tons), stock value (USD), specific stock (t/km2), specific stock value ($/m3). Bioresources of Peter the Great Bay were estimated in 461377
tons, 1655 mln USD, their specific indices were 48.28 t/km2 and 0.0033 $/m3. The coastal ecosystems exploitation as a bioreactor for industrial sewage is estimated on the integral indices: total damage (TD); specific damage (SD), specific pollutant mass (PM), and excess of pollution concentration above the maximally allowable concentration (PEmac). For Peter the Great Bay these indices values were: TD = 2740 mln $; SD = 0.137 $/m3; PM = 2.23 g/m3, PEMAC = 3. The ecological state of the bays and their zones is classified by the injured damage.
The state of coastal water is estimated by the following indicators: temperature, transparency, chromaticity, pH, salinity, suspended particles, dissolved oxygen, heavy metals, radionuclides, oil hydrocarbons content and biotesting results. The following indicators are determined in bottom sediments: granulometric composition, redox potential, heavy metals, radionuclides, oil hydrocarbons content and biotesting results.
The biota state response is investigated on the base of two approaches: bioindication and biotesting. In benthos the following parameters are defined: number of species, abundance of species, species diversity, physiological and morphological indicators, accumulation of heavy metals and radionuclides. The associative analysis of the state of Peter the Great Bay inner bays is based on the PSR indicators comparison. For inner bays of the Ussuri Bay PEMAC was 827-2943, oxygen content — 2.94.4 mg/l, disposal time for lethal level 50% was 12-48 hours, byssus formation activity was 14.6-34.8 % from control. These responses are interpreted as acute effect of pollution on biota. The results of the monitoring can be applied for nature protection measures.
The problem of so called ecological difficult is an essential part of the monitoring. However, it is hard to estimate it so far as additional investigations, as water mass dynamics, should be attracted for determination the measure of anthropogenic influence that could not be compensated by natural ways.
Использование прибрежных морских вод в качестве биореакторов очистки сточных вод создает проблемы для рыбного хозяйства, особенно прибрежного рыболовства и марикультуры, которым требуется благополучное состояние природной среды. Почти полное отсутствие обоснованной парадигмы количественной оценки влияния хозяйственной деятельности на морскую среду, ассоциированного анализа воздействия экологических факторов, включая загрязнение, и откликов биоты не позволяют приступить к решению вопросов нормирования воздействия на морские среду и биоресурсы и обосновывать требования рыбного хозяйства к отраслям промышленности, использующим морские акватории в своих интересах.
Цель настоящей работы — обоснование с рыбохозяйственных позиций необходимости целостного экологического мониторинга по модели ВСО: оценка воздействия загрязнения (pressure) — состояние среды (state) — отклик биоты (response).
Концентрирование первичной информации в государственных докладах "О состоянии окружающей природной среды РФ" (1999) и систематизирование отдельных видов экологической информации по ранговым оценкам (Segar, Stamman, 1986; Chapman et al., 1987; Фащук, Сапожников, 1999) еще не означает использования экологических показателей для внедрения системных представлений в экономическую и социальную политику.
В настоящее время существует большая потребность в надежных, количественных индикаторах экономической деятельности и качества окружающей среды. Эти индикаторы ещё не выработаны, ведется интенсивный их поиск. Практическое, дальновидное управление экосистемами основано на понимании того, как функционируют естественные экосистемы, их стоимости и стоимости их сохранения (Constanza, 2000).
В США рабочая группа "по оценке использования мировых экосистем и мировых богатств: навстречу динамике и интегральному подходу", при поддержке Национального центра экологического анализа и синтеза (NCTAS), определила экологические и экономические понятия в оценке использования экосистем
(Farber et al., 2002) и выработала ряд индексов, характеризующих экономическую ценность окружающей среды (Constanza et al., 1997, 2001; Sutton, Constanza, 2002). К ним относятся: полный экологический след — ''мера воздействия'' и экологический дефицит — '' мера поддержания'' (Wackermagel, Rees, 1996). Б оль-шое внимание в этих работах уделяется проблеме интеграции оценок экономических и биологических систем и моделирующим исследованиям (Balmford et al., 2002; Boumas et al., 2002; Settle et al., 2002).
Разрабатываемые в ЕЭС экологические показатели являются интегрированной оценкой состояния окружающей среды и рассматриваются как средство для повышения эффективности и согласованности исследований и для упрочения взаимодействия между наукой и политикой (Stoner, 1996; Villinga, 1999).
В России система экологических показателей только начинает формироваться (Государственный доклад ..., 1999; Концепция экологического нормирования ..., 1999; Абрамова, 1999; Постановление правительства РФ № 208 от 10 марта 2000).
Функционально система экологических показателей соответствует модели ВСО, разработанной Организацией экономического развития и сотрудничества (Лобанова, 1999). В большей степени эколого-экономические показатели присутствуют в разделе "воздействие". К числу приоритетных экологических проблем этой модели относятся "водная среда" и "биоресурсы".
Системный рыбохозяйственный экологический мониторинг основан на том, что природная среда, биоресурсы и человек необратимо связаны и втянуты в производство. В этом случае цель мониторинга — оценка воздействия загрязнения, состояния среды и отклика гидробионтов, прогноз последствий, расчет компенсационных затрат и принятие решений по сохранности биоресурсного потенциала, так как возобновимые морские биоресурсы под воздействием антропогенного пресса переходят в состояние исчерпаемых, и требуются меры по их охране и искусственному воспроизводству. Экологический мониторинг указанной направленности выполняется по блочному типу, в котором предпочтение отдается эколого-экономическим, биологическим методам, экспресс-анализу и интегральным оценкам.
Модель ВСО предполагает 3 блока исследований (рис. 1): мониторинг воздействия источников загрязнения; мониторинг состояния (качества) среды; мониторинг эффектов влияния на гидробионтов.
Мониторинг воздействия антропогенного загрязнения на биоресурсы и природную среду — сложная задача, решение которой требует учета множества взаимосвязанных разнокачественных характеристик (рис. 2).
Исходными данными являются: количественный и качественный состав сбрасываемых сточных вод, запас биоресурсов исследуемого водного объекта, оптовые цены на биоресурсы, биологически активный объем вод акватории.
Среднегодовое наличие запасов биоресурсов принималось на основе прогнозов возможного вылова промысловых гидробионтов на дальневосточном бассейне, фондовых материалов, результатов экспедиционных исследований биологических лабораторий ТИНРО-центра, научных публикаций и, в некоторых случаях, экспертных оценок сотрудников ТИНРО-центра.
Оптовые цены на биоресурсы определялись на основе анализа обширных материалов по продажам российской продукции от производителей, импортеров и посредников первичных оптовиков на рынках АТР. Расчет стоимости биоресурсов проводился с использованием программы "Microsoft Excel".
Сведения о количественном составе сточных вод, сбрасываемых в прибрежные воды заливов, принимались на основе данных государственной статистической отчетности по форме 2-тп (водхоз). Значительная часть поступающей отчетной информации по качественному составу сточных вод является неполной (Огородникова и др., 1991а, б). В ряде литературных источников
Рис. 1. Общая схема экологического мониторинга прибрежных морских экосистем Fig. 1. The general scheme ecological monitoring of coastal marine ecosystems
Рис. 2. Алгоритм оценки воздействия загрязнения на природную среду и живые ресурсы в схеме экологического мониторинга прибрежных морских экосистем
Fig. 2. The algorithm of value pollution impact on the environment and bioresources in the scheme ecological monitoring of coastal marine ecosystems
(Фащук, Шапоренко, 1995; Фащук, Сапожников, 1999; Рюмина, 2000) информацию о количестве сбрасываемых загрязняющих веществ также оценивают как мало приспособленную для использования в экспериментальных расчетах из-за недостаточной её полноты.
Для получения достоверной оценки массы и полного списочного состава загрязняющих веществ, поступающих со сточными водами, нами применялся нормативный метод (Огородникова, 1991). Список загрязняющих веществ, с одновременным уточнением их концентраций, расширялся за счет специфических показателей, характерных для производственных процессов предприятий, и показателей, не определяемых в производственных лабораториях предприятий-источников загрязнения. Общий список показателей, характеризующий качество сбрасываемых сточных вод по нормативам, достиг 26 наименований, против 819 по статистической отчетности. Оценка полноты данных, учитываемых государственной статистикой, проводилась при помощи коэффициентов:
Lj — отношение массы загрязняющих веществ (ЗВ), определяемых нормативным методом, к массе ЗВ по данным статистической отчетности;
L2 — отношение приведенной массы ЗВ, определяемых нормативным методом, к приведенной массе ЗВ по данным статистической отчетности.
Значения Lj в наших исследованиях варьировали от 6 до 2115 раз. Коэффициент L2 для зал. Петра Великого составил 3,14; для Уссурийского залива — 5,2.
Использование нормативного метода позволило получить достоверную оценку массы ЗВ сточных вод, соответствующую технологическим схемам производств. Эти выводы подтверждены работами по созданию банка данных о системах водоснабжения и водоотведения г. Владивосток, в которых принимались повышающие коэффициенты по содержанию ЗВ в стоках — от 2 до 5 (Соломенник, 1994).
Базовыми расчетными показателями, необходимыми для расчета ущерба, являются: стоимость запаса биоресурсов, удельный показатель стоимостной оценки морских биоресурсов, масса ЗВ, сбрасываемых с береговых предприятий.
Расчет экономического ущерба определялся нами методом укрупненных экономических оценок (Временная методика ...,1989) по формуле:
Уу = Эо (Ki - ПДШ^/ПДШ, где Уу — оценка ущерба от установившегося загрязнения, руб./год; Эо — удельный показатель стоимостной оценки живых ресурсов, руб./м3; Ki — концентрация i-того загрязняющего вещества в сточных водах предприятия; Vi — объем сбрасываемых сточных вод, м3; ПДШ — предельно допустимая концентрация загрязняющего вещества.
Значение ПДК взяты для морских водоемов рыбохозяйственного назначения (Правила ..., 1984; Перечень ..., 1999).
Модель расчета экономического ущерба, наносимого предприятиями, расположенными на территории водосборного бассейна исследуемых заливов, написана средствами программы "Excel". Расчет ущерба проводился в матрице предприятия, сбрасывающего сточные воды в водный объект.
На основании полученных данных проведена оценка использования прибрежных экосистем рыбным хозяйством по показателям запаса (в тоннах и условно-натуральных тоннах — унт, по стоимости запаса биоресурсов (в долларах США), а также по удельным показателям запаса (УПЗ) и стоимости запаса биоресурсов (т/км2; укг/м3 (условные килограммы на кубический метр) и дол./м3) (табл. 1). Определялась также структура запаса и структура стоимости запаса биоресурсов заливов. УПЗ (в стоимостном и натуральном выражении) по смысловому содержанию соответствуют показателю GDP (дол./км2 земной поверхности) — показателю меры рыночной ценности естественных экосистем (Sutton, Constanza, 2002).
Оценка использования биоресурсов рыбной промышленностью (на примере зал. Петра Великого и его зон)
Value of the usage bioresources fishing industry (on example Peter the Great Bay and its zones)
Таблица 1
Table 1
Показатель использования
Зал. Петра Амурский Уссурийский
Великого* залив** залив***
461377 154097 41369
597107 340696 76780
48,28 128,27 14,49
0,0013 0,017 0,00074
1655,14 842,75 191,95
0,0033 0,045 0,0019
Запас биоресурсов,т Запас биоресурсов, унт Удельный показатель запаса, т/км2 Удельный натуральный показатель запаса, укг/м3
Стоимость биоресурсов, млн дол. США Удельный показатель стоимостной оценки, дол./м3
* Огородникова, 2003.
** Огородникова, Нигматулина, 2003.
*** Огородникова (в печати).
Различные измерения экономической деятельности являются необходимым шагом к лучшему пониманию рыночного использования прибрежных экосистем. Береговые промышленные предприятия, коммунальное хозяйство используют прибрежные воды в качестве приемников сточных вод. Оценка их воздействия проводится нами по интегральным показателям: суммам ущерба, наносимого биоресурсам залива и его зон (дол. США); экологическим индикаторам — удельным показателям наносимого ущерба (УПУ) (дол./м3), удельным показателям массы сбрасываемых ЗВ (г/м3); экологическим индексам — показателям суммарного превышения ПДК ЗВ, поступающих в воды заливов от источников загрязнения (табл. 2). По наносимому ущербу классифицируется экологическое состояние заливов и их зон.
Таблица 2
Оценка воздействия хозяйственной деятельности на природную среду и биоресурсы
(на примере зал. Петра Великого)*
Table 2
Value impact of economy activities on the environment and bioresources (on example Peter the Great Bay)*
Показатель воздействия Амурский залив Славянский залив Уссурийский залив
Ущерб, наносимый биоресурсам, млн дол. США 2740,5 5,59 48,49
Натуральный ущерб, наносимый биоресурсам, унт 1012,9 4,53 17,49
Удельные показатели наносимого ущерба, дол. США/м3 0,137 0,01 0,0005
Удельные показатели массы сбрасываемых ЗВ, г/м3 2,23 0,82 0,17
Показатели превышения ПДК ЗВ, раз 3,0 1,35 0,3
Прогноз экологического состояния водоема Опасное Превышает нормативное Нормативное
* Огородникова, 2001.
Таким образом, расчеты стоимости биоресурсов и экономического ущерба, наносимого загрязнением, выполненные по "Временной методике ..." (1989), дают
возможность оценить использование прибрежных экосистем рыбным хозяйством и конкурирующими ведомствами.
Ранжирование акваторий по наносимому ущербу позволяет вычленить экологически напряженные зоны, в которых преимущественно необходимы мониторинговые натурные исследования для оценки реально существующего состояния среды и отклика биоты на загрязнение. Как правило, эти блоки выполняются одновременно в экспедиционных и лабораторных условиях.
В зависимости от поставленных задач, решаемых в процессе мониторинга, натурные исследования могут проводиться на акваториях различного пространственного масштаба. Если охватываемая ими площадь находится в пределах конкретного, ограниченного района, то такой мониторинг называется локальным (Патин, 2001). По целевым установкам типы экологического мониторинга подразделяются на "обзорно-диагностические", определяющие экологические ситуации при хроническом загрязнении, а также тенденции нарастания негативных эффектов по силе и распространению, и на мониторинг "соответствия", опирающийся на сравнение полученных результатов с существующей нормативной базой (ПДК, ОБУВ, ПДУ, ПДС).
В методическом плане при проведении мониторинга надо учитывать необходимость использования различных подходов, принимая во внимание, что эффективность получаемых результатов может зависеть от комплекса факторов. В частности, при кратковременном характере воздействия загрязнения основное внимание следует акцентировать на регистрации изменчивости параметров состояния водной среды и планктонных организмов, а при хроническом — предпочтительней изучать тенденции изменения содержания загрязняющих веществ в донных отложениях и бентосных гидробионтах, параметры состояния которых отличаются большей стабильностью и достоверностью.
Широкий спектр показателей, используемых при анализе получаемых результатов мониторинга, можно разделить на три основные группы:
— ключевые, регистрируемые значения которых не вызывают сомнения;
— дополнительные, вызывающие сомнение в достоверности;
— фоновые (или сопутствующие), изменение которых под влиянием антропогенного загрязнения исключено (Патин, 2001).
На основании вышеизложенных положений можно определить место работ, выполняемых в лаборатории прикладной экологии и токсикологии ТИНРО-цен-тра в общей системе государственного мониторинга по проблеме "экология ры-бохозяйственных водоемов". Это работы, проводимые в рамках локального мониторинга, базирующегося на химических, биологических и экспертных методах исследования и сочетающего элементы двух типов мониторинга — "обзорно-диагностического" и "соответствия".
При анализе полученных результатов наиболее сложной задачей является поиск сопряжения между воздействием с одной стороны и состоянием среды и откликом биоты с другой, так как акватория, принимающая загрязняющие вещества, представляет собой сложную экосистемную организацию (Патин, 2001). Загрязняющие вещества, попадая в водоем, вовлекаются в сложный круговорот физических, химических и биологических процессов, существенно изменяющих и свойства веществ, и силу их влияния на показатели состояния среды и отклика биоты. Это обстоятельство со всей очевидностью определяет необходимость проведения регулярного мониторинга для оценки реально существующей экологической ситуации в исследуемом водоеме (Егоров, 1996).
Мониторинг состояния качества среды исследуемых акваторий по физико-химическим показателям выполняется в соответствии со схемой, приведенной на рис. 3. Особое значение среди перечисленных показателей водной среды уделяется содержанию растворенного кислорода в поверхностном и придонном слоях. При анализе сложившейся ситуации необходимо обращать внимание на
изменчивость амплитуды колебания растворенного кислорода в суточном, сезонном и межгодовом аспектах (Бессонов, Привезенцев, 1987). С ухудшением условий состояния водной среды ассоциируется появление окрашивания воды, снижение ее прозрачности и увеличение доли мелкодисперсной взвеси. Учитывая, что значительная часть загрязняющих веществ попадает в водоем с речным стоком, заметное снижение солености воды может свидетельствовать не только о распреснении морских вод, но и о возможном повышении уровня их загрязнения.
Рис. 3. Оценка состояния морской среды по физико-химическим показателям и результатам биотестирования
Fig. 3. Value state of marine environment on the physical-chemical indicators and the biotesting results
Попадающие в морской водоем загрязняющие вещества сорбируются на взвесях и в результате седиментации депонируются в донных отложениях, где под влиянием анаэробной микрофлоры подвергаются биотрансформации (Изра-эль, Цыбань, 1989). Скорость и степень последней во многом зависят от факторов среды, состояние которой в определенной мере отражает величина редокс-потенциала. Его значения служат показателем интенсивности окислительно-восстановительных процессов на поверхности донных отложений и наряду с содержанием растворенного кислорода у дна позволяют судить о степени аэробности среды. С увеличением редокс-потенциала возрастает восстановительная способность среды, что благоприятствует развитию анаэробных бактерий (Секи, 1986; Таможняя, 1989). Кроме того, донные отложения по уровню содержания загрязняющих веществ являются надежным показателем хронического воздействия антропогенного пресса. Исходя из этого, в донных отложениях проводят исследования содержания тяжелых металлов, радионуклидов, углеводородов нефти. В зависимости от целей и возможностей этот перечень может быть значительно расширен, однако, как бы ни был велик ряд рассматриваемых ингредиентов, он, как и другие физико-химические показатели состояния среды, отражает лишь ее качество. О степени влияния содержащихся в морской среде загрязняющих веществ на морских обитателей можно судить только по результатам наблюдений за откликами биоты в природных и экспериментальных условиях.
Мониторинг эффектов влияния на гидробионтов базируется на двух подходах: биоиндикация (Ващенко и др., 1992; Ушева, Фролова, 2000; Жадан и др.., 2003) и биотестирование (Burgess et al., 1995; Кашенко, 2000). Биоиндикация проводится по параметрам, представленным на рис. 4. Как видно, для планктона
в большей степени используются следующие показатели: численность, видовой состав, видовое разнообразие, доминирование, морфологические аномалии. Что же касается бентосных организмов, то в этом случае они используются как биоиндикаторы накопления поллютантов (тяжелые металлы, радионуклиды) в зависимости от уровня загрязнения морской среды (Зайцев, Хайтер, 1992).
Рис. 4. Исследование отклика биоты на загрязнение морской среды Fig. 4. Investigation of response biota on the pollution marine environment
Негативные последствия антропогенного загрязнения морской среды в большинстве случаев протекают по двум сценариям: евтрофирование водоемов с его негативными последствиями; прямое или косвенное токсическое воздействие загрязнения на биоту. Превалирование того или иного сценария зависит от характера загрязнения.
Первый сценарий строится по следующей схеме: повышенное поступление в морскую среду соединений азота и фосфора минерального или органического происхождения нарушает характерный для локальных районов баланс питательных веществ и способствует быстрому росту численности и продуктивности фитопланктона (Ф едоров, 1980; Черкашин, Вейдеман, 1986; Вейдеман и др., 2001).
Структурные и в ещё большей степени функциональные параметры природных сообществ фитопланктона являются довольно чувствительными к присутствию в среде техногенных веществ, загрязняющих водоем. Резкое изменение продукционно-деструкционного потенциала, численности и индекса видового разнообразия фитопланктона сигнализирует о возникновении неустойчивости в экосистеме и о начале евтрофирования. При кратковременном возмущении равновесие восстанавливается. При длительном или частом заметном нарушении равновесия могут происходить более глубокие изменения структуры фитоплан-ктонных сообществ. Негативные последствия евтрофикации связаны с нарушением кислородного режима, нередко приводящим к заморам донных организмов с созданием благоприятных условий для массового "цветения" вредоносных микроводорослей и патогенной микрофлоры, представляющих опасность не только для морских обитателей, но и для человека.
Второй сценарий обусловлен сбросом токсичных веществ (пестицидов, фенолов, углеводородов нефти, тяжелых металлов и т.д.) в среду. В этом случае комплекс токсикантов негативно воздействует на биоту, снижает биопродуктивность водоемов, отрицательно влияет на условия воспроизводства, нагула ценных промысловых видов, сопровождается гибелью гидробионтов, негативно воздействует на кормовые объекты. Кроме того, антропогенное загрязнение сре-
ды приводит к биоконцентрированию токсичных веществ в промысловых объектах, что снижает их потребительские качества и приводит к убыткам на предприятиях рыбного хозяйства.
Вследствие критических уровней антропогенного загрязнения создаются экологические ситуации, при которых наблюдаются заморные явления, локализующиеся в прибрежных зонах пониженного водообмена с открытыми водами. В основе их в большинстве случаев лежит политоксикоз гидробионтов (Bosset, 1984).
Интерпретация полученных данных о состоянии морской среды и откликов биотической составляющей экосистем сталкивается с рядом трудностей. При этом надо учитывать как пространственно-временную изменчивость природного характера параметров исследований, так и сложную картину проявления токсикологических эффектов (Шевцова, 2001; Сапожников и др., 2002).
В качестве примера рассмотрим два района зал. Петра Великого — заливы Уссурийский и Посьета. Пространственно-временная локализация значительной силы воздействия на отдельных участках внутренней акватории Уссурийского залива способствует возникновению неблагоприятных экологических ситуаций и стрессовых эффектов на различных уровнях трофической цепи (табл. 3). По приведенным результатам натурных исследований, усредненным в пределах теплого периода за несколько лет последнего десятилетия, можно судить о довольно низких значениях насыщения кислородом придонных вод в рассматриваемом районе. При этом минимальные величины содержания растворенного кислорода в наиболее напряженных ситуациях достигали еще более низких значений (до 40-50 % насыщения), что, учитывая небольшие глубины и значительную активность динамических процессов в районе исследования, в целом согласовывается с высокими значениями показателей силы воздействия антропогенного загрязнения.
Экспериментальные данные, полученные с помощью биотестирования вод из района исследования, также выявляют эффекты, которые, по классификации С.А.Патина (2001), следует отнести к разряду острых стрессов. По результатам исследований они оцениваются как токсическое воздействие на ранних стадиях развития гидробионтов. В то же время все случаи обнаружения нарушений по-пуляционной численности, запасов и воспроизводства ключевых видов специалисты склонны относить не за счет влияния загрязнения морской среды, а, как правило, за счет последствий браконьерского промысла.
Во внутренних бухтах зал. Посьета экологический индекс силы воздействия значительно ниже (табл. 4). Однако за счет "запирающих" ветров и пониженного водообмена с открытыми водами зал. Петра Великого (Вышкварцев, 1984) воздействие загрязняющих веществ принимает хронический характер. В связи с относительным застоем вод содержание кислорода в придонном слое также достигает критического уровня, а в ряде случаев оказывается и ниже. При этом стрессовые эффекты, наблюдаемые по результатам токсикологических работ, оцениваются как находящиеся в фазе более глубокого повреждения.
Данные, приведенные в табл. 3 и 4, носят сугубо иллюстративный характер. Выводы по результатам работ не застрахованы от ошибок, которые заключаются или в аггравации полученных эффектов, или в упущении их там, где они реально присутствуют (MacGaroin, 1995; Патин, 2001). Для снижения возможных ошибок и большей достоверности интерпретации полученных результатов, на наш взгляд, необходимы, в соответствии с требованиями мониторинговых работ, временная периодичность и формирование трендов результатов исследований. Проведение работ в едином методологическом плане также позволит впоследствии более конструктивно использовать получаемый в ходе мониторинга информационный ресурс для разработки природоохранных мероприятий. В частности, использование метода ранжирования интегральных индикаторов
Таблица 3
Изменение показателей состояния среды и биоты под воздействием загрязнения (Уссурийский залив)
Table 3
Changes the parameters of the state environment and biota on the impact pollution (Ussuriisky Bay)
Бухта Индекс суммарного превышения ПДК* Кислород, придонный слой** мг/л % Вид организма Условия наблюдений и зарегистрированные эффекты Литературные источники
Муравьиная 2943 3,2 77,5 Молодь маслюка Биотестирование. ЛТ50- 12 ч ЛТШ0-24ч Мойсейченко и др., 1995
Андреева 827 3,7 90,8 Молодь маслюка Биотестирование. ЛТ50 - 48 ч ЛТШ0-96ч
Муравьиная 2943 3,2 77,5 Мизида "чувствительная" Биотестирование. ЛТ50 - 24 ч Мойсейченко, 1996
Андреева 827 3,7 90,8 Мизида "чувствительная" Биотестирование. ЛТ50 - 36 ч м
Суходол 1345 3,7 87,4 Мизида "чувствительная" Биотестирование. ЛТ50 - 48 ч м
Муравьиная Андреева Суходол Большого Камня В контроле 2943 827 1345 827 0,4 3,2 3,7 3.7 3.8 77,5 90,8 87.4 87.5 Мидия Грея Биссусообразование Отсутствует 30,3 % 34,8 % 14,6 % 100 % Shcheglov, Moiseichenko, 1996
Андреева 827 Анфельция Полевые наблюдения Отмечается засорение пласта анфельции другими водорослями. Кулепанов и др., 1999 Сокращение площади полей анфельции
* Огородникова, 2001. ** Е.Л.Вейдеман (неопубл. данные).
к s
£ ÍS
H ®
те У
a 2
ф ^
f- У
S s
ex «
К <U
CJ
S m
<u ex те oo
са
о
S со =к
К к
К к
те <и
ч
а 2
о ч
VO
Л те
Ч К
S R
са
К
К са
о
3 ч
с = о >5
р
Í-I
те н
из
o «
к
<u y
=K <u o =s o
s
H o o
к y
к
o «
o
H л
к
<u с <u
H o
R
те «
o o 3 PQ
ф S
к те m и н о о m о те
^ а
K^VO
S 3 о нтеЯ
О <ü3
ojooq LO oí oí a^oot--
оо— O^cooj
о^ ю
00 | LO
01
ex «-и л
к
H o o
к y
к
o «
o
H л
к
<u с <u
H o
R R К 4 <u ex O
o H
^
LO~LO~
OO
OJ O СО LO
o)
I
O
ex m
o o (- н
СО O O O
x x
СО
o^ o^
OQ
<u 4 OQ
O «
СЧ
R S со те x vo o o к
со те x
о
OQ
о
4
s
OQ
<U
5
к
<u *
s к O
<u 3 К
со
S а
о 40
У o
-a zí
S o x H
СО
o^ o^
OQ
<u а , ex о Я
S а
4
<u
t^ 03
X 3 к o o
H
к
<u VO
R К К <u к <u s
СО
S
те OQ
н
<u o S <u
* я
VO ^ VO o
o
те OQ H
o <u
я
VO o o o
<u 3 к o o
H
к <u Ü3
o
OQ
o x
<u o
<u
s y
s
4 те
x
x
o
те o o x
K- 40
^ o
те н <u л o o
с
4 те
-о
н
X
Ü3
<v
3 К
к те
4
tí
vo ^
• С g s
к те
те OQ
о
ы <v К ч к =к Ч <и
О CQ
cx -
О ы
воздействия позволяет выявлять приоритетные объекты природоохранной деятельности, такие как предприятия, отрасли, и загрязняющие вещества, наносящие наибольший ущерб (рис. 5), подлежащие проведению первоочередных мероприятий по снижению ущерба.
Необходимым элементом мониторинга воздействия является определение "меры поддержания экосистем" (ecological difficult) (Sutton, Constanza, 2002). Меру поддержания намного труднее оценивать, так как требуется привлечь (как минимум) исследования по динамике водных масс, чтобы создать соответствующие подходы для определения той доли воздействия, которая не компенсируется силами самой природы. Искусственное снижение воздействия должно производиться предприятиями, загрязняющими прибрежные воды.
Исходя из вышеизложенного можно сделать следующие выводы.
Модель ВСО является объективной репрезентативной основой для проведения отраслевого экологического мониторинга. "Состояние среды" и "отклик биоты" базируются на оценке воздействия загрязнения в выборе локализации натурных исследований, для обоснования направленности эффектов воздействия (евтрофи-рование, токсические эффекты), а также силы наблюдаемых эффектов, ассоциированного анализа и прогнозирования экологического состояния исследуемых водных объектов.
Рис. 5. Характеристика состава информационных ресурсов
Fig. 5. C haracteriza-tion of information resources
Временная методика ... (1989) валидна для оценки использования прибрежных экосистем рыбным хозяйством и конкурирующими отраслями.
Получаемые результаты исследований являются информационным ресурсом для защиты интересов рыбного хозяйства и для разработки природоохранных мероприятий в прибрежных морских экосистемах.
Литература
Абрамова Л.К. Разработка первых экологических нормативов предполагается // Зеленый мир. — 1999. — № 21-22. — С. 21.
Бессонов Н.М., Привезенцев Ю.А. Рыбохозяйственная гидрохимия. — М.: ВО Агропромиздат, 1987. — 159 с.
Ващенко М.А., Жадан П.М., Ковалева А.Л., Чекмасова Н.М. Морфометри-ческий и гистологический анализ половых желез морских ежей Strongylocentrotus т-termedius, обитающих в условиях антропогенного загрязнения (зал. Петра Великого Японского моря) // Экология. — 1992. — № 1. — С. 46-54.
Вейдеман Е.Л., Черкашин С.А., Щеглов В.В. Диагностика состояния прибрежных акваторий: некоторые проблемы и результаты // Изв. ТИНРО. — 2001. — Т. 128. — С. 973-986.
Временная методика определения экономической эффективности природоохранных мероприятий и оценки экономического ущерба, причиняемого водным биоресурсам загрязнением рыбохозяйственных водоемов. — М.: Минрыбхоз СССР; АзНИИРХ, 1989. — 107 с.
Вышкварцев Д.И. Физико-географическая и гидрохимическая характеристика мелководных бухт залива Посьета // Гидробиологические исследования заливов и бухт Приморья. — Владивосток: ДВНЦ СССР, 1948. — С. 4-41.
Государственный доклад " О состоянии окружающей природной среды РФ в 1998 году". — М., 1999. — 574 с.
Егоров Ю.А. Экологический мониторинг — основа обеспечения экологической безопасности человеческой деятельности для общества // Тез. докл. Междунар. сим-поз. — М.: Селигер, 1996. — С. 3.
Жадан П.М., Ващенко М.А., Альмяшова Т.Н., Слинько E.H. Оценка экологической ситуации в прибрежной зоне залива Петра Великого в 1999-2001 гг. по биологическим и биогеохимическим показателям // Вестн. ДВО РАН. — 2003. — № 1. — С. 56- 65.
Зайцев Н.Л., Хайтер П.А. Виды-биоиндикаторы и мониторинг тяжелых металлов в водных экосистемах // Мат. проблемы экологии: Тез. докл. 1-й Всесиб. конф. по мат. пробл. экол. — Новосибирск, 1992. — С. 55-56.
Израэль Ю.А., Цыбань А.В. Антропогенная экология океана. — Л.: Гидромете-оиздат, 1989. — 528 с.
Кашенко С.Д. Влияние воды из залива Находка (залив Петра Великого Японского моря) на раннее развитие морского ежа Strongylocentrotus intermedius // Биол. моря. — 2000. — Т. 26, № 5. — С. 320-323.
Концепция экологического нормирования в Российской Федерации (Проект) // ОИ Экологическая экспертиза ВИНИТИ. — 1999. — № 5. — С. 68-77.
Кулепанов В.Н., Дзизюров В.Д., Жильцова Л.В. Современное состояние полей Ahnfeltia tobuchiensis (Kanno et Matsubara) mak. в заливе Петра Великого (Японское море) // Растительные ресурсы. — 1999. — Т. 35, вып. 1. — С. 116-121.
Лебедев Е.Б., Вышкварцев Д.И. Антропогенное влияние и факторы среды в мелководных бухтах залива Посьета (Японское море) // 7-й съезд Гидробиол. о-ва РАН: Мат-лы докл. — Казань: Полиграф, 1996. — Т. 3. — С. 45-47.
Лобанова Е.К. О формировании национальной системы экологических показателей // ОИ Экологическая экспертиза ВИНИТИ. — 1999. — № 3. — С. 27-40.
Мойсейченко Г.В. Влияние антропогенных факторов на жизнедеятельность гид-робионтов // Рыбохозяйственные исследования океана: Мат-лы юбил. науч. конф. — Владивосток: Дальрыбвтуз, 1996. — Т. 2. — С. 191-192.
Мойсейченко Г.В. Оценка состояния качества прибрежной среды Уссурийского залива // Окружающая среда и здоровье ребенка: Тез. докл. Междунар. симпоз. — Владивосток: Уссури, 1997. — С. 65.
Мойсейченко Г.В., Огородникова А.А., Вейдеман Е.Л. Диагностирование состояния рыбохозяйственной акватории // Мат-лы 2-й тихоокеан. экол. конф. "Инженерные решения проблем экологии прибрежных районов. Безопасность жизнедеятельности". — Владивосток, 1995. — С. 25.
Огородникова А.А. Значение нормирования в охране водных ресурсов // Мат-лы науч. конф. по проблемам водных ресурсов Дальневосточного экономического района и Забайкалья. — СПб.: Гидрометеоиздат, 1991. — С. 373-376.
Огородникова А.А. Эколого-экономическая оценка воздействия береговых источников загрязнения на природную среду и биоресурсы залива Петра Великого. — Владивосток: ТИНРО-центр, 2001. — 193 с.
Огородникова А.А Залив Петра Великого (Японское море). Биоресурсный потенциал // Рыб. хоз-во. — 2003. — № 3. — С. 34-39.
Огородникова А.А Стоимостная оценка биоресурсов Уссурийского залива (залив Петра Великого, Японское море) // Вопр. рыб-ва (в печати).
Огородникова А.А., Нигматулина Л.В., Силина Э.И. Анализ состояния информационного массива данных о масштабах и источниках загрязнения залива Петра Великого (Японское море) // Тез. докл. 2-й Всесоюз. конф. по рыбохоз. токсикол. — СПб., 1991а. — Т. 2. — С. 74-76.
Огородникова А.А., Силина Э.И., Нигматулина Л.В. Залив Петра Великого: оценка загрязнения // Рыб. хоз-во. — 1991б. — № 6. — C. 19-21.
Огородникова А.А., Нигматулина Л.В. Стоимостная оценка биоресурсов Амурского залива // Изв. ТИНРО. — 2003. — Т. 130. — С. 256-270.
Патин С.А. Нефть и экология континентального шельфа. — М.: ВНИРО, 2001. — 247 с.
Перечень предельно допустимых концентраций и ориентировочно безопасных уровней воздействия вредных веществ для воды рыбохозяйственных водоемов. — М.: Роскомрыболовство; Мединор, 1999. — 220 с.
Постановление правительства РФ от 10 марта 2000. № 208. "Об утверждении Правил разработки и утверждении нормативов предельно допустимых вредных воздействий на морскую среду и природные ресурсы внутренних морских вод и территориального моря Российской Федерации".
Правила охраны от загрязнения прибрежных вод морей. — М.: ЦБНТИ Минводхоза СССР, 1984. — 109 с.
Рюмина Е.В. Анализ эколого-экономических взаимодействий. — М.: Наука, 2000. — 158 с.
Сапожников В.В., Горюнова В.Б., Старцева А.И., Полякова А.В. Опыт совместного анализа загрязняющих веществ и распределения гидрохимических параметров (на примере шельфовых вод Черного моря) // Океанол. — 2002. — Т. 42, № 3. — С. 378-383.
Секи X. Органические вещества в водных экосистемах. — Л.: Гидрометеоиздат, 1986. — 200 с.
Соломенник C.O. Об антропогенной нагрузке на прибрежные морские акватории // Мат-лы 1-й тихоокеан. экол. конф. "Инженерные решения проблем экологии прибрежных регионов". — Владивосток, 1994. — C. 11.
Таможняя В.А. Метаболизм сообщества обрастаний. Сообщение II. Редокс-со-стояние среды обитания в зависимости от стадии развития сообщества // Экология моря. — 1989. — Вып. 31. — С. 66-73.
Ушева Л.Н., Фролова Л.Т. Опухоль соединительной ткани у мидии Mytilus tros-sulus из загрязненного района зал. Находка Японского моря // Онтогенез. — 2000. — Т. 31, № 1. — С. 63-70.
Фащук Д.Я., Шапоренко С.И. Загрязнение прибрежных вод Черного моря: источники, современный уровень, межгодовая изменчивость // Водные ресурсы. —
1995. — Т. 22, № 3. — С. 273-281.
Фащук Д.Я., Сапожников В.В. Антропогенная нагрузка на геосистему море— водосбор и её последствия для рыбного хозяйства (методы диагноза и прогноза на примере Черного моря). — М.: ВНИРО, 1999. — 124 с.
Федоров В.Д. Загрязнение водных экосистем (принципы изучения и оценки действия) // Самоочищение и биоиндикация загрязненных вод. — М.: Наука, 1980. — С. 21-38.
Черкашин С.А., Вейдеман Е.Л. Мониторинг загрязнения морских прибрежных вод по гидробиологическим показателям // Тез. докл. Всесоюз. совещ. "Охрана природной среды морей и устьев рек". — Владивосток, 1986. — Т. 1. — С. 18-20.
Шевцова О.В. Внутрисуточная изменчивость гидрохимических показателей в Амурском заливе // Водные ресурсы. — 2001. — Т. 31, № 1. — С. 63-70.
Яковлев С.Н. Биологическая оценка состояния прибрежных вод залива Петра Великого, Японское море // Мат-лы 7-го съезда ВГБО РАН. — Казань: Полиграф,
1996. — Т. 3. — С. 104-106.
Balmford A., Bruner A., Cooper P. et al. Economic Reasons for Conserving Wild Nature // Science. — 2002. — Vol. 297. — P. 950-953.
Boumas R., Constanza R., Farley J. et al. Modeling the dynamics of the integrated earth system and the value of global ecosystem services using the GUMBO model // Ecological Economics. — 2002. — Vol. 42. — P. 529-560.
Bosset E. Pricipaux aspects de la pollution des eouex // Bull. ARPEA. — 1984. — Vol. 20, № 123. — P. 13-39.
Burgess R.M., Ho K.T., Tagliabue M.D. et al. Toxicity characterization of an industrial and a municipal effluent discharging to the marine environment // Mar. Pollut. Bull. — 1995. — Vol. 30, № 8. — P. 524-535.
Chapman P .M., D exter R .N., G oldstein L. Development of monitoring programmes to Assess the Long-term health of aquatic Ecosystems a model from Puget Sound , USA // Mar. Pollut. Bull. — 1987. — Vol. 18, № 10. — P. 521-527.
Constanza R. Social goals and the valuation of ecosystem services // Ecosystems. — 2000. — Vol. 3. — P. 4-10.
Constanza R., d'Arge R., de Groot R. et al. The value of the world's ecosystem services and natural capital // Nature. — 1997. — Vol. 387. — P. 253-260.
Constanza R., Farber S., Costaneda B., Grasso M. Green national accounting goal and methods // Economics of Nature of Economics. — Cheltenham: Edward Elgar Publishing, 2001. — P. 262-282.
Farber S., Constanza R., Wilson M. Economic and ecological cocepts for valuing ecosystem services // Ecological Economics. — 2002. — Vol. 41. — P. 375-392.
MacGaroin M. The implications of the precautionary principle for biological monitoring. (Int. symp "Challenge to Mar. Biol. in Changing World") // Helgoland Meeresun-tersuch. — 1995. — Vol. 49, № 1-4. — P. 647-662.
Segar D.A., Stamman E. Fundamentals of marine pollution monitoring programme design // Mar. Pollut. Bull. — 1986. — Vol. 17. — P. 194-200.
Settle C., Crocker T.D., Shogen J.F. On the joint determination of biological and economic systems // Ecological Economics. — 2002. — Vol. 42. — P. 301-311.
Shcheglov V.V., Moiseichenko G.V. Estimation of coastal waters quality by test-function of byssus formation in mussels // The book of papers "6-th Int. Ecol. Congr." — Izrail, 1996. — P. 295-299.
Stoner M. Setting priorities in contaminated Urban Bay // Abstr. Int. Conf. on the Sustainability of coastal Ecosystems in the Russian Far East. — Vladivostok: Dalnauka, 1996. — P. 71-72.
Sutton P., C onstanza R. Global estimates of market and non-market values derived from nighttime satellite imagery, land cover, and ecosystem service valuation // Ecological Economics. — 2002. — Vol. 41. — P. 509-527.
Villinga P. European Forum on Integrated Environmental Assessment (EFIEA) // Glob. Environ. Change. — 1999. — № 1. — P. 1-3.
Wackermagel M., R ees W. Our Ecological Impact: Reducing Human Impact on the Earth. — Gabriola Island, British Colombia: The Society Publishers, 1996.
Поступила в редакцию 3.04.04 г.
