CC BY
6Оценка экосистемных рисков, связанных с расширением Средне-Тиманского бокситового рудника
О.А. Демидова
НП «Центр по экологической оценке «Эколайн», Москва
В.Н. Башкин
ООО «ВНИИГАЗ», Москва
Е.А. Юркин, М.В. Котова
ЗАО «Коми Алюминий», Москва
И.В. Припутина
Институт физико-химических и биологических проблем почвоведения РАН, Пущино, Московская область
Аннотация
Рассмотрены подходы к количественной оценке воздействий на экосистемы, связанных с выбросами промышленных объектов. Предложено применять критические нагрузки пол-лютантов в качестве аналогов референтных доз в рамках оценки экосистемных рисков и проводить характеристику рисков для экосистем на основе анализа превышений критических нагрузок. Изложены результаты апробирования предлагаемых подходов к оценке экосистемных рисков в рамках экологического обоснования расширения Средне-Тиманского бокситового рудника (Республика Коми).
Ключевые слова:
оценка экологического риска, критические нагрузки, экосистемы
Assessing Ecosystem Risks Related to Middle-Timan Bauxite Mine Expansion
Olga Demidova
Ecoline Environmental Assessment Center, Moscow
Vladimir Bashkin
VNIIGAZ LLC, Moscow
Yegor Yurkin, Maria Kotova
Komi Aluminium LLC, Moscow
Irina Priputina
Institute of Physicochemical and Biological Problems of Soil Science, RAS, Puschino
Abstract
The paper discusses the methodology for quantitative assessment of ecosystem effects related to atmospheric pollution from industrial facilities. It is suggested that critical loads of pollutants be used as recipient-specific reference doses and risks be characterized based on excessive load analysis. The proposed methods for ecosystem risk assessment were pilot-tested within EIA for the expansion of the Middle-Timan Bauxite Mine (the Komi Republic); key findings of the pilot project are presented.
Key words:
environmental risk assessment, critical loads of pollutants, ecosystems
П
HP
140 к
Содержание
Введение
1. Объект и методы исследования
2. Идентификация опасности
3. Оценка экспозиции
4. Оценка эффектов
5. Характеристика риска Выводы
Приложение 1. Алгоритмы и входные параметры для расчета величин критических нагрузок соединений серы и азота Литература
Введение
Конвенцией о биологическом разнообразии принят экосистемный подход к изучению, охране и рациональному использованию биологических ресурсов [1]. Вместе с тем рассмотрение экосистем в качестве реципиентов техногенного воздействия и проведение полноценных исследований по прогнозу величины и оценке значимости воздействий на экосистемы редко имеет место в современной практике экологического обоснования инвестиционных проектов [2].
Одной из причин сложившегося положения является недостаточное развитие методологии оценки воздействий на экосистемы [2, 3]. В силу структурной и функциональной сложности экосистем результаты прогнозирования изменений в их состоянии характеризуются высокой степенью неопределенности. Многие исследователи считают, что интерпретация воздействий с позиций концепции экологического риска позволяет снизить остроту проблемы неопределенности (см., например, [4, 5]). Вместе с тем классическая методология оценки биоэкологических рисков в основном строится на оценке риска для отдельных видов живых организмов и их популяций, результаты которой экстраполируются на экосистемный уровень. Экосистемные индикаторы состояния реципиентов и количественные методы оценки воздействий на экосистемы только начинают разрабатываться [6, 7].
В частности, в ряде работ предлагается использовать показатели критических нагрузок (КН) поллютантов для оценки экосистемных рисков, связанных с выбросами существующих и проектируемых промышленных объектов [8, 9, 10]. Величина критической нагрузки (КН) представляет собой такой объем выпадений поллютанта, который не приведет к необратимому изменению структуры и функций экосистем-реципиентов в течение длительного периода времени (50—100 лет) [9]. Величины КН являются крите-
риями, относительно которых устанавливается значимость техногенного воздействия на экосистемы в целом, а не на их отдельные компоненты. Критическая нагрузка является аналогом референтной дозы поллютантов — общепринятого норматива воздействия в исследованиях по оценке экологических рисков.
В настоящей работе изложены результаты апробации предлагаемых подходов к оценке экосистемных рисков в рамках исследований по оценке воздействия крупного проекта строительства, намеченного к реализации на территории РФ — проекта расширения Средне-Тиман-ского бокситового рудника (Республика Коми).
1. Объект и методы исследования
Средне-Тиманский бокситовый рудник (СТБР) расположен в северной части Княжпо-гостского района Республики Коми, его строительство ведется с 1998 г. на запасах Вежаю-Во-рыквинского месторождения бокситов. Добыча боксита на СТБР постоянно возрастает: в 2003 г. она составила 1 млн. тонн, к 2009 г. планируется довести ее до 6,5 млн. тонн в год [11].
До строительства рудника и сопутствующей инфраструктуры район месторождения был не освоен в хозяйственном отношении. Рудник расположен в верхнем течении р. Ворыквы, входящей в состав ихтиологического заказника республиканского значения «Вымский». Одним из значимых аспектов деятельности рудника, в том числе с точки зрения заинтересованной общественности, являются выбросы от стационарных и нестационарных источников [11]. Это сделало проведение количественной оценки атмотехно-генного воздействия на экосистемы весьма актуальным. Целесообразность использования методов оценки риска в рамках ОВОС обусловлена участием в финансировании проекта междуна-
родных кредитных организаций (Международной финансовой корпорации (МФК), Европейского банка реконструкции и развития (ЕБРР). Оценка экологических рисков входит в число инструментов, широко применяемых данными структурами для анализа экологических последствий намечаемой деятельности.
Оценка экосистемного риска проводилась для наземных и пресноводных экосистем, расположенных в пределах фрагмента зоны влияния СТБР площадью 8 623 га. Объекты СТБР находятся в водораздельном пространстве р. Во-рыква и ее правого притока — руч. Черный. Почвенный покров исследуемой территории формируют в основном низкогорные глееподзолистые почвы в сочетании с низкогорными торфяни-сто-подзолисто-глееватыми и низкогорными торфяно-подзолисто-глеевыми почвами. На заболоченных участках развиты болота переходного типа (на слабодренированных участках водораздельных склонов) и низинные болота (на плоских террасах и ложбинах рек) с болотными верховыми и болотными остаточно-низинными почвами. В местах неглубокого залегания карбонатных пород сформировались низкогорные дерново-карбонатные почвы. Основными растительными сообществами являются еловые зе-леномошные и долгомошные леса, а также верховые болота, чередующиеся с вторичными елово-березовыми лесами.
Количественная оценка экосистемных рисков основывалась на расчете и пространственном анализе величин критических нагрузок приоритетных загрязняющих веществ (ЗВ) и их превышений. Превышение критической нагрузки поллютанта Х (Ех(Х)) представляет собой разность между величиной аэрогенного поступления поллютанта и величиной его КН:
Ех(X) = Хаер - СЬ(Х) где: Ех(Х) — превышение критической нагрузки поллютанта Х; данная величина может принимать положительные, отрицательные значения или равняться нулю; Xёер — аэрогенное поступление поллютанта Х в экосистемы (выпадения); СЬ(Х) — величина КН поллютанта Х.
Величины КН и их превышений рассчитываются для рецепторных участков (выделов) экосистем, внутренне однородных по условиям миграции и трансформации поллютантов в окружающей среде и, следовательно, ответных реакций на загрязнение. В рамках данного исследования основными критериями для пространственной дифференциации наземных экосистем являлись почвенно-геохимические и растительные условия. Дополнительными критериями подразделения почвенно-растительного покрова на выделы стали величины аэрогенного поступления (выпадений) поллютантов,
а также принадлежность к территории водоохранных зон водных объектов и санитарно-защитной зоны СТБР. Пространственная дифференциация водных экосистем проводилась только по величинам выпадений поллютантов.
Расчет показателей экосистемного риска проводился для р. Ворыквы, руч. Черного и для следующих групп выделов наземных экосистем:
• для территории санитарно-защитной зоны (СЗЗ) СТБР;
• для территории водоохранных зон;
• для участков вне водоохранных зон;
• для расчетной площадки в целом.
Для расчета величин КН поллютантов использовались равновесные эффект-ориентирован-ные биогеохимические модели, рекомендованные Координационным центром по воздействиям Конвенции о трансграничном загрязнении воздуха на большие расстояния и приведенные в специальном руководстве [12].
Основными источниками данных о реципиентах воздействия стали отчеты о проведении площадных геоэкологических и геоботаниче-ских исследований. Пробелы в эмпирических данных восполнялись за счет литературных источников, содержащих результаты исследований биогеохимических характеристик экосистем-аналогов [7,11—17]. Кроме того, использовались значения по умолчанию некоторых входных параметров, рекомендованных для расчета КН поллютантов на экосистемы Восточной Европы [6]. Выделение рецепторных участков, расчет и картографирование величин КН и их превышений для экосистем района СТБР производились с помощью ГИС-пакета ArcView у.3.2.
Авторы определяют экосистемный риск как комплексный показатель, характеризующийся вероятностью развития негативных изменений в состоянии экосистем, обусловленных избыточным поступлением поллютантов, и величиной таких изменений.
В качестве одного из показателей экосистемного риска, характеризующего величину воздействия на экосистемы, был выбран размер ареала превышений КН (М(Ех(Х) > 0), который рассчитывается как процент, который составляют рецепторные участки с превышениями КН от общей площади группы рецепторных участков.
В силу неопределенности результатов моделирования превышений КН для отдельных рецепторных участков размер ареала превышений представляет собой случайную величину (рХ ). Функция распределения данной случайной величины рассматривается авторами в качестве функции экосистемного риска:
ЯХ = Ррх (т ) = Р (Р Х ^ т ): где: Рх — случайная величина, характеризующая относительную площадь ареала превышений КН
(%); т — заданное значение относительной площади ареала превышений КН.
Функция экосистемного риска позволяет рассчитать следующие вероятностные показатели риска (см. рис. 1):
• вероятность того, что превышения КН будут отмечены на территории, меньшей или равной заданному значению М(Ех(Х ) > 0) т±: Р(Р х < тх) = Рх;
• вероятность того, что величина М(Ех(Х) > 0) будет находиться в заданном интервале значений (т1, т2]: Р(?х < р Х < ?2) = Р2 - Рх.
Эмпирическая функция экосистемного риска является дискретной и задана массивом значений (М(Ех(Х) >0), Р). Для упрощения вычислений возможна ее интерполяция непрерывной функцией нормального распределения, при условии, что величина вызванной этим ошибки моделирования будет допустимой. Переход к нормальному распределению особенно актуален, если число выделов в анализируемой группе велико, так как в этом случае вывод эмпирической функции распределения требует значительных вычислительных ресурсов.
Для вычисления параметров распределения случайной величины рХ потребовалось определить площади рецепторных участков (Б) и оценить вероятности превышения КН поллютанта для каждого рецепторного участка (р ■):
Площади рецепторных участков Б были рассчитаны с помощью ГИС-технологий. Для расчета величин р\ было проведено моделирование превышений КН по методу Монте-Карло [21]. Традиционно расчет превышений КН осуществляется на основе единичных значений входных параметров (значений по умолчанию или оптимальных значений). В рамках данного исследования некоторые входные параметры были выбраны в качестве вариабельных (случайно изменяемых). Расчет величин Ех(Х) выполнялся много-
кратно (число модельных экспериментов N = 1000). Для каждого модельного эксперимента по случайному закону формировался набор значений вариабельных входных параметров на основе массивов таких значений, подготовленных на основе данных полевых исследований и частично по результатам анализа объектов-аналогов.
Порядок проведения оценки экосистемных рисков включал четыре этапа, совмещенных с этапами проведения оценки воздействия на окружающую среду намечаемой хозяйственной деятельности: идентификация опасности в ходе предварительной оценки воздействия расширения СТБР; оценка экспозиции, оценка эффектов и характеристика риска, выполненные в рамках исследований по оценке воздействия при подготовке обоснования инвестиций в строительство боксито-глино-земного комплекса в Республике Коми.
2. Идентификация опасности
На данном этапе были установлены источники выбросов и сценарии атмотехногенного воздействия, проведено ранжирование экосистем-реципиентов, составлен полный список загрязняющих веществ, которые могут выступать в роли факторов опасности для выбранных реципиентов, и выделены приоритетные ЗВ.
Основными организованными источниками выбросов являются горная техника, автотранспорт и установки по производству электроэнергии, работающие на дизельном топливе. Пылевые выбросы связаны с разработкой карьеров, созданием отвалов, транспортировкой и дроблением бокситов [11]. В составе выбросов преобладают: пыль неорганическая с различным содержанием 8Ю2, оксид углерода, оксиды азота, сажа, углеводороды и сернистый ангидрид. С расширением СТБР качественный
М(Ех(Х)>0), %
рывной функции нормального распределения (б)
п НР
К 143
состав выбросов рудника в целом останется неизменным.
Для демонстрации возможностей предлагаемой методики оценки экосистемных рисков были выбраны два сценария воздействия. Сценарий 1 соответствует фоновому уровню нагрузки поллютантов на экосистемы (до начала разработки месторождения). Сценарий 2 характеризует современный (по состоянию на конец 2003 г.) уровень техногенной нагрузки на экосистемы.
Наземные экосистемы в пределах водоохранных полос, площадь которых составила 25% от территории расчетной площадки, и экосистема р. Ворыквы были отнесены к особо ценным реципиентам. В границах санитарно-защитной зоны (СЗЗ) СТБР, которая занимает 22% от исследуемой территории, расположены реципиенты, которые потенциально наиболее подвержены аэрогенному воздействию.
В силу низкой буферной емкости и низкого содержания основных катионов, характерных для почв исследуемой территории, а также низкой природной биологической продуктивности растительных сообществ [21], наземные экосистемы водосборных бассейнов и связанные с ними геохимически экосистемы рек чувствительны к выпадениям подкисляющих и эвтрофирую-щих соединений. Согласно проведенным расчетам, окислы азота займут второе место по вкладу в суммарный выброс от проектируемых объектов СТБР, сернистый ангидрид — шестое [21].
По результатам идентификации опасности соединения серы и азота было принято решение о проведении оценки рисков, связанных с выбросами 802 и N0^ и поступлением соединений азота и серы в экосистемы. Таким образом, сера и азот были выбраны в качестве приоритетных ЗВ.
3. Оценка экспозиции
Оценка экспозиции заключалась в оценке фонового и современного (по состоянию на 2003 г.) уровня аэрогенного поступления химических элементов, в том числе приоритетных ЗВ, в экосистемы-реципиенты.
Расчет величин выпадений осуществлялся на основе данных о содержании приоритетных ЗВ в снежном покрове, который рассматривался в роли экрана, накапливающего загрязняющие вещества, за 2000—2003 гг. Фоновые значения выпадений химических элементов определялись на основе данных анализа образцов снега в 6 фоновых пунктах мониторинга.
Расчетный фоновый уровень выпадений серы (Б^ер) составил 128 экв./га в год (2,0 кг/га в год), азота — 206 экв./га в год (2,9 кг/га в
год). Для сценария 2 расчетный уровень выпадений серы варьировал от 100 до 220 экв./га в год
(от 1,6 до 3,5 кг/га в год), азота — от 40 до 340 экв./га в год (от 0,6 до 4,8 кг/га в год). Величины 8ёер превысили фоновые значения на 99% территории расчетной площадки, И1}ер — на 84% территории. В границах водоохранных зон значительную часть территории занимают выде-лы с высокими значениями актуальной нагрузки по приоритетным ЗВ. Так, для 30% территории водоохраной зоны показатель 8ёер превышает 200 экв./га в год, выпадения азота свыше 250 экв./га в год отмечены для 32% ее площади.
4. Оценка эффектов
В ходе оценки эффектов проводился расчет и картографирование (для наземных экосистем) величин критических нагрузок серы и азота согласно [12]. Алгоритм для наземных экосистем предусматривает оценку следующих величин КН: максимальной критической нагрузки серы (С1ШХ(Б)), критической нагрузки «питательного» азота (СХпи1(Ж)) и максимальной критической нагрузки азота (СЬтах(И)). Для водных экосистем рассчитываются только величины С1тах^) и СЬтш(М). Помимо превышений КН по каждому из приоритетных ЗВ, рекомендуется рассчитывать показатели совместных превышений КН серы и азота (Бх(8+И)). Величины КН азота и серы и их превышений принято измерять в экв./га в год. Рекомендованные алгоритмы и входные параметры для расчета КН поллютантов для наземных экосистем приведены в приложении 1.
4.1. Наземные экосистемы
Согласно используемым алгоритмам, при расчетах критических нагрузок N и ^ для наземных экосистем необходимо учитывать величины поступления хлора (С1аер) и основных катионов (ВСаер). Поэтому расчет максимальной критической нагрузки серы (СЬтах(Б)) и максимальной критической нагрузки азота (СЬтахN)) проводился для обоих сценариев техногенного воздействия.
Чем выше величины КН серы и азота, тем выше устойчивость экосистем к поступлению этих элементов. Средние значения показателей СЬтах(^) и С£тах^) при уровне техногенной нагрузки 2003 г. (сценарий 1) ниже, чем при фоновом уровне выпадений элементов (сценарий 2); разность между средними значениями СЬтах(Б) составила 97 экв./га в год, С£тах^) — 155 экв./га в год. Это обусловлено увеличением поступления хлорид-анионов с осадками, которое местами недостаточно компенсируется выпадениями основных катионов (ВСс1ер).
Пространственное распределение величин максимальной критической нагрузки серы
Рис. 2. Картосхема величин максимальных критических нагрузок серы (СЬтах(Б)) для наземных экосистем района СТБР
Рис. 3. Картосхема величин критических нагрузок района СТБР
(СХтах(Б)), критической нагрузки «питательного» азота (СЬпи^)) и максимальной критической нагрузки азота (СЬтах,^)) для сценария 2 иллюстрируют рисунки 2—3.
Для сценария 2 величины максимальной критической нагрузки серы (СХтах(Б )) изменялись от 58 до 1921 экв./га в год. Среднее значение данного показателя для территории водоохранных зон составило 1121 экв./га в год, что незначительно (на 5 экв./га в год) превысило значение
питательного азота (СХпи1^)) для наземных экосистем
данного показателя для остальной части расчетной площадки. Выделы в границах СЗЗ значительно более устойчивы к поступлению серы, для них среднее значение СХтах(Б) составило 1 582 экв./га в год.
Величины максимальной КН серы возрастают от пойменных и болотных экосистем (СХтах(Б ) < 400 экв./га в год) к еловым лесам, занимающим наиболее возвышенные, хорошо дренированные участки в северной части рас-
п
НР
п
НР
четной площадки (СЬтах(Б) > 1500 экв./га в год) (рис. 2). «Аномально» высокая устойчивость хвойных лесов хорошо дренированных экотопов к нагрузке кислотности при невысоких рН почвенного раствора обусловлена высокими значениями критического вымывания щелочности ANCщcrit^); данный показатель зависит от величины внутрипочвенного стока. Наличие выходов карбонатных пород на отдельных участках данного массива также повышает буферный потенциал части таких выделов. Отсутствие поступления основных катионов в почвы за счет выветривания минералов почвообразующих пород объясняет низкую устойчивость болотных экосистем к подкислению. Наибольшей чувствительностью к данному фактору отличаются ивняки на болотных остаточно-низинных почвах: ненулевой показатель депонирования в древесине основных катионов способствует снижению значений СЬтах(Б).
Разброс величин критической нагрузки питательного азота (СХпи1(^) составил 396— 888 экв./га в год. Среднее значение данного показателя для СЗЗ рудника на 103 экв./га в год ниже, чем для остальной части расчетной площадки, включая территорию водоохраной зоны.
Пространственная динамика СХпи1^) в значительной степени зависит от типа растительности. Устойчивость наземных экосистем к эвтро-фирующей составляющей выпадений N возрастает от экосистем хвойных лесов на почвах легкого механического состава к заболоченным лесам и болотам (рис. 3) за счет увеличения показателей денитрификации и иммобилизации азо-
та. Ареал максимальных значений (свыше 750 экв./га в год) составляют участки с древовидными ивняками на сочетаниях болотных почв, что обусловлено влиянием долговременного депонирования азота в древесине.
Величина максимальной критической нагрузки азота (СЬтахN)) соответствует тому уровню атмосферного поступления азота, при котором экосистемы сохраняют свой кислотный и трофический статус без изменений. Для сценария 2 значения данного показателя изменялись от 668 до 5 116 экв./га в год. Среднее значение показателя СЬтахN) для территории водоохранных зон составило 2 673 экв./га в год, что на 155 экв./га в год выше, чем для остальной части расчетной площадки. Территории СЗЗ рудника еще более устойчива к поступлению азота, средняя величина С£тах^) для данной группы выделов составила 2 841 экв./га в год.
Наименее уязвимы к суммарной нагрузке азота (СХтах^) > 4500 экв./га в год) леса на переувлажненных торфяно-подзолисто-глеевых почвах благодаря сочетанию высоких показателей денитрификации и депонирования азота в древесной биомассе (рис. 4). Участки с наименьшими значениями показателя С£тах^) (менее 1000 экв./га в год) совпадают с ареалами максимальной чувствительности к выпадениям серы (см. выше).
Практически на всей исследуемой территории значения показателя С£тах^) выше, чем показателя СХпи1^), для таких выделов последний параметр ограничивает величину нагрузки по азоту и используется в расчетах превышений критических нагрузок.
Рис. 4. Картосхема величин максимальных критических нагрузок азота (СХтах^)) для наземных экосистем района СТБР
Таблица 1
Величины максимальных критических нагрузок серы СЬтах(Б) и азота СЬтах(Ы) для водных экосистем района СТБР
Показатели КН р. Ворыква руч. Черный
фон. точки общ. массив фон. точки общ. массив
Фоновый уровень техногенной нагрузки (сценарий 1)
С1тдх^), мэкв./м2 в год 559 453 263 73
СХтах^), мэкв./м2 в год 1003 818 532 171
Современный уровень техногенной нагрузки (по состоянию на 2003 г.) (сценарий 2)
С1тдх^), мэкв./м2 в год 559 453 263 73
СХтах^), мэкв./м2 в год 953 778 520 167
4.2. Водные экосистемы
Для обоих сценариев воздействия для р. Ворыква и руч. Черный были рассчитаны два набора значений максимальных критических нагрузок азота и серы: первый основывался на фоновых данных гидрохимического опробования, второй — на общем массиве данных о химическом составе природных вод. Результаты расчетов представлены в табл. 1. Значения СЬтах(Б) и СХтах^), установленные для фоновых пунктов гидрохимического опробования, значительно выше значений данных показателей, рассчитанных на основе всего массива данных гидрохимического опробования водотоков.
В целом экосистема р. Ворыквы более устойчива к подкисляющему воздействию, чем экосистема руч. Черного: разность между аналогичными значениями варьирует от 296 до 646 мэкв./м2 в год.
Величины С£тах^ ) для сценария 1 выше, чем для сценария 2, для обоих водотоков. Это связано с тем, что естественный растительный покров выступает в роли фильтра, препятствующего поступлению азота в водотоки с поверхностным и внутрипочвенным стоком с водосборной территории. Кроме того, при сведении растительности снижается влияние долговременного депонирования азота в древесной биомассе наземных экосистем на величину С£тах^).
5. Характеристика риска
Характеристика риска включала расчет величины изменений в состоянии реципиентов и вероятности их проявления и определение степени приемлемости таких изменений.
Для наземных экосистем района СТБР были выбраны следующие критерии приемлемости аэрогенного воздействия:
• для территории водоохранных зон — 100%-ная защищенность (М(Ех(Х) > 0) = 0%);
• для территории за пределами водоохранных зон — 95%-ная защищенность (М(Ех(Х) > 0) < 5%);
• для территории СЗЗ — 50%-ная защищенность (М(Ех(Х) >0) < 50%).
Для экосистемы р. Ворыквы была принята необходимость обеспечить отсутствие превышений КН, для руч. Черного — 95%-ную защищенность.
5.1. Наземные экосистемы
Характеристика риска для наземных экосистем проводилась в два этапа. На первом осуществлялся детерминистический расчет превышений КН на основе оптимальных значений входных параметров.
Детерминистический расчет превышений КН показал, что критические нагрузки не были превышены ни для одного из выделов расчетной площадки при фоновом уровне выпадений. Для сценария 2 не было установлено превышений критических нагрузок по азоту, на площади в 134,5 га были зафиксированы положительные значения Ех(Б).
Величины Ех(Б ) варьировали в пределах 18—127 экв./га в год (0,3—2,0 кг8/га в год). Около 25% площади затронутых участков принадлежат к максимальному классу значений Ех(Б) (свыше 100 экв./га в год).
Величины совместных превышений критических нагрузок серы и азота (Ex(S+N)) имеют те же значения и ареалы распространения, что и величины Ех(Б), и представлены на рис. 5.
57% территории, для которой превышены КН серы и азота, принадлежит к территории водоохранных зон. За пределами водоохранных зон подавляющее большинство таких рецепторных участков сосредоточено вне границ СЗЗ объекта. Для сценария 2 площадь ареалов Ex(S+N) > 0 составила:
• для территории СЗЗ СТБР — 0,01%;
• для территории водоохранных зон — 3,52%;
• для участков вне водоохранных зон — 0,90%;
• для расчетной площадки в целом — 1,56%.
п
НР
Рис. 5. Картосхема величин совместных превышений серы и азота (Ex(S+N)) для наземных экосистем района СТБР
Значительная часть выделов с превышениями принадлежат к территории водоохраной зоны р. Ворыквы. Характерным типом почв являются болотные остаточно-низинные почвы, кроме того имеются участки с болотными верховыми и торфянисто-подзолисто-глееваты-ми почвами. Растительный покров затронутых участков образуют ивняки осоково-разнотравные.
На втором этапе характеристики риска было проведено вероятностное моделирование величин Ex(S+N) по методу Монте-Карло
(см. выше). Рецепторные участки, для которых расчетные вероятности P(Ex(S+N ) > 0) равны 100%, соответствуют выделам с превышениями
КН, выявленным в ходе детерминистического расчета. Для нескольких дополнительных выделов наземных экосистем КН азота и серы были превышены с вероятностью от 0 до 100%. Все они распложены за пределами водоохранных зон, большая часть таких выделов относится к территории санитарно-защитной зоны СТБР.
Фрагмент графика эмпирической функции риска для наземных экосистем, связанного с выпадениями азота и серы (R(S+N)), построенной для расчетной площадки в целом, показан на рис. 6. Ее аппроксимация функцией нормального распределения нецелесообразна, так как ошибка моделирования в этом случае будет слишком велика. Поэтому для расчетов показа-
М(Ех(8+К1)>0), %
Рис. 6. Фрагмент графика функции экосистемного риска (Л^^) для выделов наземных экосистем района СТБР (для Р > 90%)
телей экосистемного риска использовалась эмпирическая функция R(s+N).
Как показано на рис. 6, при уровне аэрогенной нагрузки 2003 г. совместные превышения КН серы и азота возможны на 1,559—1,582% общей площади расчетной площадки. С вероятностью 95% площадь выделов с Ex(S+N ) > 0 не превысит 1,559%, с вероятностью 99% — 1,564%.
Вероятность того, что величина M(Ex(S+N) > 0) будет находиться в интервале от 1,560 до 1,565% составит 2,4%.
В данном случае результаты вероятностного расчета превышений КН серы и азота незначительно отличаются от результатов детерминистического расчета.
5.2. Водные экосистемы
Детерминистический расчет величин Ех^ ), ЕхN) и Ex(S+N) для водных экосистем не выявил превышений КН азота и серы для обоих рассматриваемых сценариев воздействия.
Нами был также проведен дополнительный расчет превышений КН для гипотетических наиболее экспонированных выделов — выделов с наименьшей степенью устойчивости к кислотному воздействию и максимальным уровнем нагрузки серы и азота. Для этого использовались минимальные величины критических нагрузок (СЬ^^) и СЬтах(И)), а для сценария 2 - и максимальные величины выпадений азота и серы на акватории водотоков. Отсутствие превышений КН азота и серы для таких гипотетических выделов позволяет утверждать, что для реальных рецепторных участков величины Ех^ ), ЕхN) и Ex(S+N) также не будут выше нуля, а экосистем-ный риск может считаться нулевым. Результаты данного расчета стали основанием для отказа от проведения полномасштабной оценки экосистемного риска.
5.3. Анализ неопределенности
В рамках данного исследования основными источниками неопределенности оценок стали:
• недостаточная разработанность подходов к расчету КН серы и азота для проточных водоемов;
• оценка нагрузки приоритетных ЗВ на основе данных атмогеохимических исследований и связанная с этим достаточно высокая погрешность (до 30%) расчетных величин выпадений;
• оценка депонирования химических элементов в древесной биомассе на основе данных литературных источников, что может быть причиной заниженных величин КН серы и азота.
Вместе с тем, по данным многофакторного анализа, влияние параметров, связанных с типом растительности, на значения Ex(S+N) для наземных экосистем гораздо ниже, чем величин выпадений основных катионов, а также почвен-
ных характеристик. Для водных экосистем наиболее значимыми параметрами при расчете КН азота и серы являются содержание ионов Са2+ в поверхностных водах и величины выпадений
азота N.
dep'
Выводы
1. Предлагаемая методика оценки рисков для экосистем, связанных с выбросами производственных объектов, позволяет провести количественную оценку не только величины прогнозируемых воздействий, но и вероятности их наступления.
2. В зоне влияния Средне-Тиманского бокситового рудника при фоновом уровне аэрогенной нагрузки величины КН серы и азота не были превышены ни для наземных, ни для водных экосистем.
3. При уровне выпадений поллютантов 2003 г. отдельные выделы наземных экосистем испытывали нагрузку серы, превышающую расчетный порог устойчивости (превышения критических нагрузок серы (Ех^)) составили от 18 до 127 экв./га в год.). Устойчивость к азотным выпадениям для большей части территории достаточно высокая, критические нагрузки азота не были превышены для обоих сценариев воздействия. Ареалы совместных превышений серы и азота (Ex(S+N)) совпадают с ареалами превышений КН серы. Большая часть выделов с превышениями КН расположена в долине р. Ворыквы и приурочена к болотным почвам с древовидными ивняками.
4. Площадь ареалов совместных превышений КН серы и азота (Ex(S+N)) в целом невелика (до 1,58% от территории расчетной площадки по данным вероятностного моделирования превышений КН). Свыше половины рецепторных участков с Ex(S+N) > ^находятся на территории водоохранных зон и занимают 3,5% от площади данной группы выделов, для которой принята необходимость обеспечить 100%-ную защищенность.
5. Величины КН серы и азота для водных экосистем не были превышены для обоих сценариев воздействия, в том числе при проведении расчета превышений КН для гипотетических максимально экспонированных выделов. Риск подкисляющего и эвтрофирующего воздействия на них может считаться нулевым для обоих сценариев воздействия.
6. Величины превышений КН серы и азота для наземных экосистем в наибольшей степени зависят от почвенных характеристик, а также от величин атмосферной поставки основных катионов. Для водных экосистем наиболее значимыми параметрами для расчетов являются концен-
П
НР
трации ионов Са2+ в поверхностных водах и величины выпадений азота ^ер.
7. Для снижения атмотехногенного воздействия на экосистемы в районе СТБР рекомендуется установить газоочистительное оборудование на дизель-генераторные установки и осуществлять проектирование системы электроснабжения рудника с учетом ареалов Ex(S+N) > 0 для наземных экосистем.
Приложение 1. Алгоритмы и входные параметры для расчета величин критических нагрузок соединений серы и азота
для наземных экосистем:
Максимальная КН серы (СЬ^^)):
СЬтах ^ ) = ВС ёер + ВСк - С1ёер -Bcupt - А^С' 1е(сгИ);
КН «питательного» азота (СЬпи(N)):
СЬпШ ^ ) = Nт + N upt + N 1е (асс) / (1 -/ёе );
Максимальная КН азота (СЬтах^)):
СЬ тах^ ) = Nim + Nupt + СЬ тах (S )/(1 - /е ) ВСёер — поступление основных катионов (Са, Mg, К, Na) из атмосферы, экв./га/год;
С1ёер — поступление ионов хлора из атмосферы; ВС№ — внутрипочвенное выветривание катионов (Са, Mg, К, №), экв./га/год;
Вер — иммобилизация катионов (Са, Mg, К) в биомассе древесины, экв./га/год;
А№ее(сГ1) — критическое вымывание щелочности, экв./га/год;
Nim — долговременная иммобилизация азота в почве, экв./га/год;
N^1 — закрепление азота в древесной биомассе, экв./га/год;
Щеасс) — допустимое вымывание азота,
экв./га/год;
/ёе — коэффициент денитрификации азота в почве;
для водных экосистем:
Максимальная КН серы (СЬ^^)):
СЬтах^) = а1о X ([ВС*], -JFX([S0 -.
%]„ + [т3]()) - [ШС]ш
Максимальная КН азота (CЬmax(N)):
СЬ тах N ) = тт{(СЬ тах (S) + М, ) / Ъ,, i = 1,2, 3}, Qo — годовой сток с территории водосбора, м3/га/год
[ВС*], [S0*4\t, [N0^ — современные концентрации основных катионов неморского происхождения, сульфат-ионов и нитрат-ионов, экв./м3;
П
НР
[£0*4]о — концентрация сульфат-ионов в водах экосистемы-рецептора до начала подкисляющего воздействия, экв./м3;
F — константа, характеризующая изменение концентрации основных катионов неморского происхождения в поверхностных водах в зависимости от изменения концентраций анионов сильных неорганических кислот.
Mi, bi — параметры для расчета CXmax(N) зависят от величин выпадений азота (Ndei):
(1) Ndep *
Mt =0, bt =1 -f-g,
(2) Nim < Ndep ^ Ni + NupP M2 = g X (1- fde) * Nim, b2= 1 - f — g * fde
(3) Ndep * N + Nupt,
M3 = (1 - fde) * [f + g) * Nm + f* Nupt], b3 = 1 (f + g) * f<ee,
f — отношение площади водосбора, покрытой лесной растительностью, к общей площади водосбора;
g — отношение площади водосбора, покрытой травянистой растительностью, к общей площади водосбора.
Литература
1. Ecosystem Approach: Decision V/6 [Электронный ресурс] // COP 5 Decisions [Decisions of the Fifth Ordinary Meeting of the Conference of the Parties to the Convention on Biological Diversity Nairobi, Kenya, 15 - 26 May 2000]. — Nairobi: CBD, 2000. — Режим доступа: http://www.biodiv.org/decisions/de-fault.asp?lg=0&m=cop-05&d=06. — Загл. с экрана.
2. The Integration of Biodiversity into National Environmental Assessment Procedures: A Review of Experiences and Methods [Электронный ресурс] / UNDP/UNEP/GEF Biodiversity Planning Support Programme (BPSP); J. Treweek // UNEP-BPSP Thematic Studies. — 2001. — Режим доступа: http://www.unep.org/bpsp/eia%20guide.pdf. — Загл. с экрана.
3. Treweek, J. Ecological Impact Assessment. — Oxford, UK: Blackwell Science, 1999. — 351 pp.
4. Arquiaga, M.C., Canter, L., and Nelson, D.I. Risk Assessment Principles in Environmental Impact Studies // Environmental Professional. — 1992. — Vol. 14 (3). — P. 201-219.
5. Petts, J. Risk Assessment and Management for Waste Treatment and Disposal // Handbook of Environmental Risk Assessment and Management / ed. by P. Calow. — Oxford: Blackwell Science, 1998. — P. 417-452.
6. Smrchek, J.C and Zeeman, M.G. Assessing Risks to Ecological Systems from Chemicals // Handbook of Environmental Risk Assessment and Management / ed. by P. Calow. — Oxford: Blackwell Science, 1998. — P. 417-452.
7. Fairman, R., Mead, C.D., and Williams, P.W. Environmental Risk Assessment: Approaches, Experiences and Information Sources. — Copenhagen: European Environment Agency, 1999. — 219 p.
8. Башкин, В.Н. Оценка степени риска при критических нагрузках загрязняющих веществ на экосистемы // География и природные ресурсы. — 1999. — №1. — С. 35-39.
9. Устойчивость экосистем к эмиссиям магистральных газопроводов: / В.Н. Башкин, А.С. Казак, В.В. Снакин, И.П. Припутина, В.Р. Хрисанов, Б.И. Кочуров. — Москва-Смоленск: Универсум, 2002. — 232 c.
10. Demidova, O. and Bashkin, V. The Application of Critical Load And Level Approach for Assessing Ecosystem Risks in EIA: and EA Practitioner’s Approach // Proceedings of the 6th Subregional Meeting On Effect-Oriented Activities in the Countries of Eastern and South-Eastern Europe Relevant to UN ECE Convention of LRTAP, Moscow-Puschino, Russia, September 16—18, 2004. — Smolensk: Magenta, 2004. — P. 110-118.
11. Строительство Средне-Тиманского бокситового рудника. 2-я очередь с увеличением мощности добычи до 6,0 млн. тонн в год. Материалы предварительной экологической оценки и Техническое задание на проведение оценки воздействия на окружающую среду / отв. исполн. Шон О’Бёрн и др. — М., 2004. — 23 с.
12. Manual on Methodologies and Criteria for Modeling and Mapping Critical Loads & Levels and Air Pollution Effects, Risks and Trends / UNECE Convention on Long-Range Transboundary Air Pollution. — 2004. — Режим доступа: http://www.icpmapping.org/. — Загл. с экрана.
13. Priputina, I., Abramychev, A., Lukjanov, A., Mikhailov, A. Test Calculations of Critical Loads for Pb and Cd: Results from Key Pilot Studies in European Russia // Proceedings of the 6th Subregional Meeting on Effect-Oriented Activities in the Countries of Eastern and South-Eastern Europe Relevant for the UNECE Convention on LRTAP, Moscow-Puschino, Russia, September 16-18, 2004. — Smolensk: Magenta, 2004. — P. 66-74.
14. Забоева, И.Р. Почвы и земельные ресурсы Коми АССР. — Сыктывкар: Коми книж. изд-во, 1975. — 344 с.
15. Биопродукционный процесс в лесных экосистемах Севера/ К.С. Бобкова, Э.П. Галенко, И.В. Забоева и др. — СПб.: Наука, 2001. — 277 с.
16. Лукина, Н.В., Никонов, В.В. Биогеохимические циклы в лесах Севера в условиях аэротехногенно-го загрязнения: в 2 ч. / под ред. С.В. Зонна; Рос. акад. наук, Кол. науч. центр, Ин-т пробл. пром. экологии Севера. — Апатиты: КНЦ РАН, 1996.
Ч. 1. — Апатиты: КНЦ РАН, 1996. — 216 с.
Ч. 2. — Апатиты: КНЦ РАН, 1996. — 196 с.
17. Базилевич, Н.В. Биологическая продуктивность экосистем Северной Евразии. М.: Наука, 1993. -292 с.
18. Веретенников А.В. Эколого-биологические основы повышения продук-тивности таёжных лесов Европейского Севера. — Л.: Наука, 1981. — 232 с.
19. Alriksson, A. and Eriksson, H.M. Variations in Mineral Nutrient and C Distribution in the Soil and Vegetation Compartments of Temperate Tree Species in N.E. Sweden // Forest Ecology and Management. — 1998. — Vol. 108. — P. 261-273.
20. Adler, A., Verwijst, T., Aronsson, P. Estimation and Relevance of Bark Proportion in a Willow Stand // Biomass and Bioenergy. — 2005. — Vol. 29. — P. 102—113.
21. Башкин, В.Н. Управление экологическим риском. — М.: Научный мир, 2005. — 368 с.
22. Оценка воздействия на окружающую среду Том.
6. // Средне-Тиманский бокситовый рудник и подъездная железная дорога. Книга 2 // Обоснование инвестиций в строительство боксито-гли-ноземного комплекса в Республике Коми / НП «ЦЭО «Эколайн», ЗАО «Группа компаний «ША-НЭКО», Коми Научный центр УрО РАН, Институт биологии, НПО «Промэкология», ЗАО «Гео-линк Консалтинг». — М.: ЗАО «Коми Алюминий», 2005.
В книге классифицированы возможные источники разливов нефти и нефтепродуктов, возможные риски разливов нефти при ее добыче на суше и на морском шельфе, а также при хранении и транспортировке нефти и нефтепродуктов вследствие аварий, чрезвычайных ситуаций природного характера, криминальных врезок, военных действий и террористических актов.
Отражены требования международных соглашений и российских правовых актов в области предотвращения разливов нефти и нефтепродуктов, правовой опыт США в борьбе с разливами нефти.
Большое внимание уделено организации борьбы с разливами нефти и нефтепродуктов с отражением требований планов ликвидации разливов нефти на суше и на море, структуры и порядка их разработки, приведены положения конкретного плана организации борьбы с разливами нефти на море.
Приведены рекомендации международной ассоциации представителей нефтяной промышленности в области организации борьбы с крупными разливами нефти с привлечением сил и средств международных центров.
В книге большое внимание уделено описанию исторических цунами, произошедших в бассейнах Тихого, Атлантического и Индийского океанов, с подробным отражением развития и уроков катастрофического цунами 26 декабря 2004 года. Отдельно рассмотрены проявления цунами на побережье Дальнего Востока Российской Федерации с отражением уроков цунами 5 ноября 1952 года в районе Камчатки и Курильской гряды.
Вопросы предупреждения цунами изложены на основе опыта работы Международной службы предупреждения цунами, созданной в бассейне Тихого океана и использующей самые современные средства оперативного обнаружения и прогнозирования зон воздействия на побережье волн цунами.
В книге рассматриваются структура, задачи, силы и средства системы предупреждения цунами в Российской Федерации, а также состояние и направления ее совершенствования на ближайшие годы.
Отдельная глава книги посвящена вопросам защиты от цунами (инженерные сооружения, оповещение, эвакуация, обучение, нормативно-правовое обеспечение).
www.csi-mchs.ru
п
HP
