Экологические критерии нормирования нагрузок на экосистемы

Качественно новое состояние экосистемы можно регистрировать конкретными количественными показателями. Критериями диагностики состояния экосистем могут быть такие простые и доступные в практике мониторинга показатели, как биомасса сообществ, индекс разнообразия Шеннона, условная индивидуальная масса в сообществе, процент доминирования эврибионтных видов, динамика реликтовых и эндемичных видов. При наличии только фактора токсичности критерием может служить снижение продуктивности биомассы сообществ, при сопутствующем эвтрофировании — увеличение общей биомассы. И уже в зависимости от функции желательности состояния экосистемы можно определять допустимые значения нагрузки абиотической составляющей, т. е. определять критический порог переходных состояний экосистемы^[1][2]. В США разработаны интегральные показатели оценки различных компонентов среды. Например, так как токсиканты в природной воде смешаны и их воздействие в сумме усиливает действие друг друга, считают сумму загрязнителей. Результаты исследований аквальных экосистем в Мексиканском заливе в непосредственной близости от нефтеразработок показывают, что структурные изменения выражаются в элиминации видов преимущественно фаунистического и флористического ядра сообществ, исчезновении реликтовых видов, прослеживается снижение видового разнообразия^[3].

Решение практических задач мониторинга природной среды необходимо вести на уровне общетеоретических представлений. Важное место для совершенствования экологической службы принадлежит теории экологических модификаций. Это первая естественная классификация состояний экосистем.

В условиях возрастающего антропогенного загрязнения все большую роль в управлении экономикой и хозяйством должно играть экологическое нормирование (ограничение антропогенных воздействий рамками экологических возможностей биосферы), направленное на оптимизацию использования возобновимых природных ресурсов¹. Наиболее существенным системным показателем изменения состояния пресноводных экосистем иод воздействием антропогенных факторов является перестройка структуры и метаболизма биоценозов — экологические модификации. Поэтому последние представляют собой наиболее надежные критерии экологического нормирования^[4][5].

Все экологические системы условно разделяются на три категории и для каждой принимаются соответствующие предельно допустимые состояния. При изучении экологических модификаций как критериев экологического нормирования традиционные методологические принципы исследования, основанные на представлениях о единстве организма и среды, о приспособлении всех видовых признаков и свойств организмов, о развитии как процессе, протекающем в единстве внешнего и внутреннего как прерывистой непрерывности, не утратили своего значения. Однако они должны быть дополнены принципом анализа механизмов саморегуляции численности популяции как элемента адаптационной системы более высокого структурного уровня, что необходимо для создания современной теории экологического нормирования.

Фундаментальную основу существования биоценозов составляют процессы утилизации энергии и вещества, содержащихся в окружающей природе, процессы извлечения энергии из окружающей среды и превращения экзогенных веществ в биомассу биоценоза. Эти целенаправленные, иерархически организованные как на организменном, так и на биогеоценологическом уровне процессы, обеспечивающие непрерывный обмен веществом и энергией между биоценозом и его средой, составляют метаболизм биоценоза. В условиях загрязнения окружающей среды может происходить как увеличение интенсивности метаболизма биоценоза — метаболический прогресс, так и уменьшение его интенсивности — метаболический регресс. Существуют три общих направления метаболического прогресса, связанные с тремя путями изменения структуры биоценозов: с усложнением структуры — с экологическим прогрессом, с упрощением структуры — с экологическим регрессом и с перестройкой структуры, не ведущей к ее усложнению или упрощению — с экологической модуляцией. Изменения структуры биоценозов, связанные с этими явлениями, обозначаются общим термином «экологические модификации». Каждая экологическая модификация характеризуется определенной направленностью развития целого комплекса очень общих по своему экологическому значению признаков¹.

Экологический прогресс выражается в увеличении разнообразия биоценоза, в частности в увеличении общего числа видов, в уменьшении энтропии, в усложнении межвидовых отношений, в увеличении пространственной гетерогенности, в усложнении временной структуры, в усложнении пищевой цепи и т. п. В тех случаях, когда эти явления вызваны антропогенными воздействиями, они указывают на то, что экосистема находится в состоянии антропогенного возбуждения. Экологический регресс характеризуется чертами, прямо противоположными экологическому прогрессу. В отличие от экологического прогресса и экологического регресса экологическая модуляция — такая перестройка биоценоза, которая не изменяет общего уровня его организации. Она может выражаться в смене доминантых видов, в изменении видового состава биоценоза и т. п. Явление экологической модуляции — наиболее распространенное направление метаболического прогресса. Оно, как правило, не ведет к таким глубоким изменениям интенсивности метаболизма биоценозов, к каким приводят экологический прогресс и экологический регресс. В тех случаях, когда уровень загрязнения окружающей среды приближается к пределу адаптационных возможностей биоценоза, экологический регресс ведет к метаболическому регрессу. Метаболический регресс характеризуется снижением биоактивности биоценоза, представляющей собой сумму всех процессов образования и разрушения органического вещества. Сюда включаются процессы первичного продуцирования за счет высшей водной растительности, водорослей обрастаний и фитопланктона, продукции хемосинтетиков и образования вторичной продукции бактерий и зоонаселения водоема. Тяжелое загрязнение водных объектов токсичными веществами часто является причиной метаболического регресса^[6][7].

На основании вышеотмечеиных закономерностей установлены критерии экологического нормирования. Проблема экологически допустимого состояния водных объектов находит свое рациональное решение в дифференцированном подходе к природным объектам в зависимости от их народно-хозяйственного, социального, эстетического и научного значений. С этой точки зрения выделяются три категории водных объектов:

• 1) заповедные, уникальные водные объекты;
• 2) водные объекты, испытывающие умеренную антропогенную нагрузку;
• 3) водные объекты с сильно преобразованными экосистемами.

Для каждой из этих трех категорий существуют свои предельно допустимые состояния экосистем. Для экосистем водных объектов третьей категории недопустимо состояние антропогенного метаболического регресса. Для экосистем водных объектов второй категории недопустимо состояние антропогенного экологического регресса. Для экосистем водных объектов первой категории недопустимы никакие антропогенные экологические модификации.

Наряду с общими для каждой категории критериями допустимого экологического состояния для отдельных групп водных объектов внутри каждой категории вводятся дополнительные частные критерии, позволяющие учитывать индивидуальные требования к этим группам водных объектов. Так, например, для рек, в которых обитают осетровые или лососевые, дополнительным критерием будет сохранение запасов этих ценных видов рыб¹.

Из сказанного очевидно, что для оценки состояния пресноводных экосистем только гидрохимических показателей недостаточно. Для этих целей прежде всего необходимы гидробиологические показатели. При установлении категории каждого водного объекта должен учитываться экономический оптимум, основанный на концепции экологических издержек, которые включают возникающие в народном хозяйстве затраты на предупреждение экологических нарушений с помощью природоохранных мероприятий, на предотвращение воздействия экологических нарушений на реципиентов (людей и имущество), а также на ликвидацию последствий, вызываемых воздействием экологических нарушений на реципиентов^[5][9].

Экономический оптимум должен определяться не на множестве всех возможных нарушений, а лишь на множестве допустимых по социальноэкономическим критериям экологических нарушений. Наряду с экономическим оптимумом при установлении категории водного объекта определяющим фактором должен быть социальный оптимум, в котором учитываются и социальные последствия ухудшения качества среды, не поддающиеся сколько-нибудь надежной денежной оценке (генетические последствия загрязнения, эстетический, психологический ущерб и т. п.). Социальному оптимуму, естественно, соответствует более высокий уровень издержек, если сравнивать их с уровнем, достигаемым при экономическом оптимуме. Разница между обоими уровнями издержек может составить достаточно большую сумму дополнительных затрат, на которую необходимо идти для достижения требований к качеству окружающей среды, диктуемых долговременными социальными целями оздоровления окружающей среды на благо человека.

• [1] Приводится по: Глазачев С. #., Косоножкин В. И. Экология. Аудиторный практикум.
• [2] См.: Шитиков В. К., Розенберг Г. С., Зинченко Т. Д. Количественная гидроэкология: методы системной идентификации. Тольятти: Иэд-во ИЭВБ РАН, 2003.
• [3] См.: Митина Н. Н., Сингх В. Экологические особенности функционирования шельфовых нефтедобывающих платформ. Опыт США и России // Известия РАН. Серия географическая. 2005. № 2. С. 71−83.
• [4] См.: Гиляров А. М. Популяционная экология. М.: Изд-во МГУ, 1990.
• [5] См.: Шитиков В. К., Розенберг Г. С., Зинченко Т. Д. Количественная гидроэкология: методы системной идентификации.
• [6] См.: Шитиков В. КРозенберг Г. С., Зинченко Т. Д. Количественная гидроэкология: методы системной идентификации.
• [7] См.: Там же.
• [8] См.: Шитиков В. К., Розенберг Г. С., Зинченко Т. Д. Количественная гидроэкология: методы системной идентификации.
• [9] См.: Израэль Ю. А., Цыбанъ А. В. Антропогенная экология океана.