Сучасні підходи до екологічного нормування антропогенного навантаження на навколишнє середовище

Вирішення проблеми нормування в екології неможливе без урахування процесів міграції антропогенних сполук, їх переходу з одного середовища в інше, накопичення в біогеохімічних середовищах, включаючи й людину.

Сьогодні відомі деякі методологічні підходи до екологічного нормування (табл. 8.2.1.).

Таблиця 8.2.1. Підходи до екологічного нормування антропогенного навантаження на ПС

Це, по-перше, підхід через екологічне нормування видів-індикаторів – видів, оцінка стану популяцій яких може в достатній степені висвітлювати стан екосистеми [42,43]. В структурі природних біогеоценозів виділяють малочислені популяції видів-домінантів, які визначають продуктивність біоценозу і його своєрідність, та численні види-сателіти, які забезпечують необхідний рівень біохімічних циклів у даному ценозі.

Цей підхід забезпечує виконання зазначеного принципу екологічної регламентації, бо при ньому враховується, по-перше, масовість видів, які добре представлені як в біогеоценозі, що підлягає нормуванню, так і на спільних територіях; по-друге, висвітлюється стан екосистеми, бо відібрані види є видами-едифікаторами, які представляють основу біоценозу і відіграють головну роль у створенні біоценотичного середовища [42]. Але, з іншого боку, це є важкою і трудомісткою задачею, бо:

- при популяційних оцінках важко детально проаналізувати стан популяцій навіть обмеженої кількості видів: тут потрібно мати набір даних, які характеризують екологію виду, в тому числі умови мешкання виду-індикатору, які враховують загальну його розповсюдженість, перебування в оптимумі або на периферії виду; дані про фонову динаміку чисельності виду в аналогічних умовах, що виключають антропогенний вплив; дані про мінливість основних популяційних параметрів виду, в тому числі генетично обумовленої мінливості,

- розробка екологічних нормативів за цим підходом можлива лише на основі кількісної оцінки обмеженої кількості параметрів, які характеризують стан об’єкта, що регламентується – це призводить до істотної формалізації і спрощення реальних процесів функціонування природних популяцій і їх взаємовідношення з оточуючими компонентами біогеоценозу, що, в свою чергу, може відобразитися на результатах.

Тому проблема вибору і обґрунтування тієї мінімальної кількості видів-індикаторів, оцінка стану популяцій якого може в достатньому ступені відображати стан біогеоценозу, находиться в стадії наукового пророблення.

Другим та більш доступним в реалізації підходом до екологічного нормування антропогенного навантаження є метод, за яким в якості показника стану і реакції екосистеми пропонується використовувати зміну параметрів її радіоємності [24] (Радіоємність екосистеми – це гранична кількість радіонуклідів (РН), яка може бути депонована біотою екосистеми без шкоди для себе). Для кількісної її оцінки використовується поняття чиннику радіоємності екосистеми – частки радіонуклідів від загальної їх кількості, що акумулюється в різних компонентах екосистеми (для водної екосистеми – це у воді, в біоті та в донних відкладеннях) [24].

Натурними дослідженнями сьогодні підтверджено той факт, що істотний вплив на екосистему супроводжується зворотними або незворотними змінами чинників радіоємності біотичних і абіотичних (вода) компонентів екосистеми, а характер цих змін залежить від величини і тривалості стресового фактору або впливу. Так, дія шкідливого фактору у вигляді гамма-випромінювання (фізичний вплив) і важких металів (хімічний вплив) на рослинну екосистему (водної культури рослин кукурудзи), як при спільній їх дії, так і окремо, відображається на величині чинника радіоємності кореневої системи рослин [22,23].

Для водних екосистем істотним вважається той рівень впливу середовища, який в експериментах на водних екосистемах, суттєво зменшує чинник радіоємності біоти і підвищує фактор радіоємності води [24]. В якості екологічних нормативів для шкідливих факторів середовища пропонується встановлювати такі, які на 10-20% знижують чинник радіоємності біоти.

Чинник радіоємності біотичної складової водоймища (F_b) розраховується за наступною формулою [24]:

де Р – маса біоти в одиниці об’єму води (кг/м³);

K – середній коефіцієнт накопичення радіонуклідів біотою;

H – глибина водоймища (м);

k – коефіцієнт накопичення радіонуклідів верхніми шарами донних відкладень h;

h – “ефективний” шар ґрунтів дна водойми (м).

За визначенням чинника радіоємності біоти, він є функцією чотирьох змінних P,K,H, k (якщо вважати h=const), які, в свою чергу за винятком H, залежать від біологічних (вид біоти, її різноманітність, сорбційні властивості), хімічних (pH води, мінеральний склад) та фізичних (кількість біоти, температура води, прозорість, вміст кисню т. ін.) факторів. Тому, щоб не допустити зниження чинника радіоємності біоти, потрібно підтримувати усі зазначені характеристики водойми на своєму початковому рівні.

Знаючи величину активності радіонуклідів у воді водойми та чинник радіоємності біоти, можна розрахувати загальну активність радіонуклідів, яка сорбована біотою цієї водойми [24]:

або через чинник радіоємності біоти:

Знаючи величини чинників радіоємності різних водоймищ можна порівнювати останні за станом та стійкістю до різних антропогенних навантажень.

Таким чином, за цим підходом, оптимальним засобом еколого-етичного ставлення до водної екосистеми є стратегія, яка спрямована на збереження та (або) підвищення чинників радіоємності її біотичної складової, бо радіоємність будь-якого водоймища при скиді в нього радіонуклідів не вичерпується доти, доки функціонує біота водоймища, відтворюється його біомаса і зберігається здатність до кондиціювання середовища. Тобто, з одного боку, благополуччя і життєздатність екосистеми свідчать про її високу радіоємність і, навпаки, висока радіоємність і стабільні високі значення чинників радіоємності видів біоти екосистеми свідчать про благополуччя і надійність екосистеми.