Оценка экологической безопасности ПС

По значимости риска для человека различают индивидуаль­ный и социальный риск. Для комплексной оценки воздействия повреждающих агентов на здоровье населения необходимо рас­смотрение всей системы «человек-окружающая среда» с ее иерархической структурой и изменяющимися звеньями в дина­мике и развитии (системный анализ).

Оценка экологической безопасности ПС и экологических по­следствий негативного воздействия устанавливается методом ма­тематического статистического анализа и прогноза и требует ран­жирования различных эмиссий веществ по степени их вредности и границ распределения. Данная задача решается поуровневым ран­жированием и оценкой ситуации на четырех уровнях, каждый из которых выделен для определенного набора критериев:

Анализ воздействия на ПС

Нормализация воздействия на ПС

Эффект воздействия на окружающую среду

Фактические эмиссии загрязняющих веществ в окружающую среду

Исходная точка оценки — риск опасной деятельности для от­дельного человека и для всего общества не должен быть больше, чем риск в повседневной жизни.

Оценка риска осуществляется по этапам:

1 — распознава­ние,

2 — оценка дозы-эффекта,

3 — оценка воздействия 

4 — построение характеристики риска как интеграции трех вышеука­занных стадий.

В соответствии с этим для большинства опасных воздействии максимально приемлемый уровень индивидуального риска — риск, который увеличивает риск смерти от всех других причин на один процент. Максимальный риск смерти для человека соответствует первому году его жизни и в Нидерландах и США равен 2 • 10" ^в год. Индивидуальный риск «естественной смерти» подростков в возрасте от 10 до 14 лет, который согласно статистическим данным по возрастной смертности составляет 10 ⁴ в год и является минимальным на протяжении всей его жизни, был принят за базовый риск. Максимально приемлемый индивидуальный риск равен 10~⁶ в год.

Таким образом, выделены три зоны:

1 — область чрезмерного риска, недопустимая и превышающая 10 ⁶ в год;

2 — область приемлемого риска от 10~⁶ до Ю^-8;

3 — область пренебрежимого риска — меньше 10"⁸ в год.

На первом уровне исследуются фактические эмиссии в окружаю­щую среду, на втором — по классификационному коэффициенту эмиссии вредные вещества приводятся к различным эффектам воз­действия (парниковый эффект, кислотные осадки). На третьем — путем оценки различных эффектов воздействия на окружающую среду строится нормализованный профиль экологического риска объекта для различных этапов жизненного цикла. По нормализо­ванному профилю определяется процесс, который является наибо­лее значимым в воздействии на окружающую среду. Четвертый уровень — многокритериальный количественный анализ принятия решения, в результате которого определяется экологический ин­декс объекта.

Для выбора наиболее эффективных способов и средств сниже­ния опасности (степени риска) поражения людей необходимо знать, какова будет эта опасность при различных вариантах проведения мероприятий по снижению степени риска. Окончательное опреде­ление способа снижения степени риска поражения людей может быть принято лишь на основе анализа результатов расчета по сни­жению риска и соответствия затрат ресурсов по любому варианту.

Зонирование территорий города по степени риска необходимо при разработке декларации безопасности химически опасного объекта и страховании от техногенного риска. Оно также должно учитывать при оценке стоимости городских земель, оценке эффективности использования денежных средств на снижение степени риска пора­жения людей. Следует отметить индивидуальную вариабельность чувствительности к ядам, в основе которой лежат биохимические особенности организма человека, т. е. однозначно можно судить только о вероятности поражения.

Управление экологическим риском основывается на оценке риска и отвечает на вопросы: что можно сделать для уменьшения эколо­гического риска, как любой вариант связан с затратами на его Реализацию, а также какие последствия будут иметь принятые Решения.

В условиях недостаточного информационного обеспечения при­ходится встречаться с ситуацией, когда распределение плотности вероятностей проявления действия какого-либо опасного фактора полностью неизвестно и тем более неизвестна степень его взаимо­действия с целым рядом других опасных факторов, которые могут присутствовать в данное время в данном месте, т. е. нельзя оце­нить как сочетанное действие, так и возможные синергизм и анта­гонизм. Таким образом, нередко воздействие опасного фактора можно определить только с большой степенью неопределенности.

Степень неопределенности прогноза развития ситуации мо­жет быть столь велика, что не позволит провести точный выбор стратегии при принятии решения, исходя из соблюдения баланса затрат, выгод и рисков. В этой ситуации необходимо выбрать одно их двух: принять решение с большой неопределенностью, что мо­жет привести в результате к большому ущербу и риску или допол­нительно изучать данный вопрос с целью уменьшения неопреде­ленности в распределении риска.

Схема организации экологических систем имеет свои особен­ности в различных частях биосферы, определяемые основными количественными характеристиками — экологической емкостью, которая прямо пропорциональна способности данной системы к самоочистке, мощностью, потенциалом и резервом.

Для любого живого организма в равной мере губителен как минимум, так и максимум воздействия любого экологического фак­тора. Например, в агробиоценозах недостаток или избыток биоген­ных элементов в почве приводит к негативным явлениям, так как биологическая продуктивность растений зависит не от количества питательных веществ, а от их распределения в почве и растениях.

Одним из наиболее эффективных способов оценки ущерба за­грязнения ПС, в том числе агробиоценоза, является использова­ние методов оценки риска воздействия реальных концентраций загрязняющих веществ (ЗВ), регистрируемых в атмосферном воз­духе, на ПС. Степень загрязнения оценивается путем сравнения определяемых величин с ПДК или ориентировочными безопасны­ми уровнями воздействия (ОБУВ). Индикация воздействия ведет­ся методом сравнения параметров состояния природных комплек­сов (ПК), расположенных рядом с источником загрязнения и в фоновых условиях.

На первом этапе исследований анализируются трансформа­ции химического состава различных природных компонентов и валового поступления загрязнителей к земной поверхности. Про индикации следует учитывать, что разные химические элементы имеют разные очертания зон их поступления в ландшафты, что связано с типом (газ, аэрозоль, пыль), дисперсностью и массой выбрасываемых частиц.

Одним из наиболее эффективных способов оценки ущерба за­грязнения атмосферного воздуха является использование методов оценки риска воздействия реальных концентраций загрязняющих веществ (ЗВ), регистрируемых в атмосферном воздухе. Степень загрязнения оценивается путем сравнения определяемых величин и ПДК или ориентировочными безопасными уровнями воздействия (ОБУВ).

На втором этапе исследований кроме химических индикато­ров зон влияния используются геофизические показатели, позво­ляющие достаточно надежно индицировать зоны загрязнения. Мониторинг техногенных воздействий на агроэкосистему осуще­ствляется на основании системного подхода с применением прин­ципов ландшафтной индикации загрязнения. Ландшафтная струк­тура территории сама по себе уже индикатор состояния природы, а нарушение ее плановой и вертикальной структуры индицирует уровень техногенного воздействия. Суть ландшафтной индикации загрязнения состоит в том, что по состоянию ландшафта и его морфологической структуры, индицируется уровень загрязнения.

Оценить риск возникновения чрезвычайных экологических си­туаций функционирования агропромышленного комплекса (АПК) можно, используя геоэкологические карты, составленные на основа­нии комплексного и системного подхода к оценке ситуации. Созданы экологические карты природы, на которых отображаются распространение, состояние, оценка устойчивости и функционирова­ние традиционных географических объектов, а также степень нару­шения их человеком.

Карты антропогенных воздействий на при­родную среду и их последствий показывают влияние АПК на есте­ственные ландшафты, которое наиболее часто характеризуется пространственным распространением процессов эрозии, засоления, загрязнения почв; дигрессии пастбищ; накоплением токсических ве­ществ в продукции растениеводства; изменением качества поверхност­ных вод и геохимических потоков веществ. На картах экологическо­го природопользования выделяются перспективные зоны аграрного, промышленного и иного использования территории. Существуют та­кие карты экологического риска, общие экологические карты.

Важнейшим направлением агроэкологического картографиро­вания является оценка статуса, потенциала поведения и накопле­ния нитратов, а также средств защиты растений в агроландшафтах с учетом геоэкологической специфики регионов. По ориги­нальной методике Р. Ф. Галиулина составляются прогнозные карты экологической опасности загрязнения почв и растительной про­дукции балластными элементами, присутствующими в удобрени­ях, например фтором. Результаты исследований позволяют провести счет оптимизацию доз, форм, сроков и способов применения различ­ных средств химизации с позиции охраны окружающей среды.

Третий этап исследований определяется геохимическим ха­рактером концепции — положительной способностью почвы выде­лять среди бесконечно большого разнообразия свойств почвы в первую очередь такие, от которых зависит емкость и структура геохимических форм нахождения микроэлементов, в частности их кристаллохимическое окружение и размерность элементарных частиц.

Устойчивость земель характеризуются показателями — емкость и структура устойчивости. Устойчивость земель зависит от тех соединений и минералов, с которыми микроэлементы взаимодей­ствуют в почвах: карбонатами, на поверхности глинистых минера­лов или в их межслоевых промежутках, с гидроксидами железа и т. п. Интенсивность миграции микроэлементов, как в раство­рах, так и в форме тонких взвесей определяется, главным обра­зом, водным режимом почв.

Одним из основных экологических факторов устойчивости зе­мель является способность верхнего корнеобитаемого слоя почв противостоять повышению концентрации как валовым, так и под­вижным формам соединений тяжелых металлов и радионуклидов при антропогенном загрязнении. Эта способность зависит от соот­ношения компонентов поглощения и компонентов удаления микро­элементов.

Способность земель к поглощению определяется грануломет­рическим и минералогическим составом, а также структурными особенностями минералов активной илистой части, карбонатами, количеством и фракционным составом гумуса.

Способность земель к удалению поступивших микроэлементов другими веществами и соединениями определяется соотношениями в эдафических компонентах ландшафтов процессов литогенеза и почвообразования, т. е. моделями почвообразования (синметогенные и постметогенные), выносом с биологическим кругооборотом, интенсивностью элювиальных, иллювиальных и метаморфических почвенных процессов и, главным образом, типом и «интенсивно­стью» водного режима.

К неустойчивым землям относятся торфяники, а также земли с болотными, переходными низинными почвами. Уровень очень устойчивых земель образуют земли с дерново-сильноподзолистыми, суглинистыми и подзолистыми песчано-супесчаными почва­ми. Земли с черноземами относятся к слабоустойчивым.

Итак, миграцию вносимых частиц в природных условиях можно определить как процесс, происходящий под влиянием сложного комплекса факторов, к которым относятся фильтрация ат­мосферных осадков вглубь почвы, капиллярный подток влаги к поверхности в результате испарения, термоперенос влаги под дей­ствием градиента температур, диффузия свободных и адсорбиро­ванных ионов, передвижения по корневым системам растений. В целом миграцию веществ в почве целесообразно рассматривать как результат одновременного протекания двух процессов: пере­носа частиц движущейся влаги и ионной диффузии. Нужно так­же отметить, что значение диффузии будет тем больше, чем боль­шая доля микрокомпонентов находится в адсорбированном со­стоянии.

Поэтому за коэффициент диффузии в почве принимают обоб­щенную величину, линейно связанную с физическим коэффици­ентом диффузии, а также с плотностью почвы, ее влажностью и описывающую как сам процесс диффузии, так и процесс обменно­го взаимодействия в почве.

Главным фактором, повышающим устойчивость земель явля­ются промывной водный режим и элювиально-иллювиальное пе­рераспределение илистого вещества почв. С утяжелением грануло­метрического состава, увеличением содержания смектитового на­чала, карбонатов, гумуса (а в нем гуминовой части), гидрогенного ствола устойчивость земель к загрязнению тяжелыми металлами и радионуклидами снижается. Малые вклады в свойства земель вносят торфянистые горизонты, биокруговорот и редукционные процессы. Вклады в общую дисперсию показателей первой и вто­рой компонент близки. Поэтому при оценке земель следует учиты­вать их различие по обоим компонентам.

Таким образом, анализируя изменение во времени индикаци­онного показателя разработанной модели — распределения вред­ных веществ, можно определить вероятное загрязнение ПС от тех­ногенных воздействий и прогнозировать значение и развитие во времени фонового уровня загрязнения ПС, который можно счи­тать критерием стабильности системы, находящейся на устойчи­вом линейном режиме развития.

Наблюдаемые забросы загрязнений за фоновый уровень значе­ний указывают на возникновение новых негативных влияний на развитие ПС, т. е. численный эксперимент позволяет определить вероятность развития процесса. А именно, критерии безопасности и экстремальности — максимально возможное увеличение показа­телей процесса и сроки этого увеличения (опасные и экстремаль­ные концентрации), фиксирующие окончание безопасного режима и переход развития в опасный нелинейный и неустойчивый или катастрофический и экстремальный режимы.