Стурман В.И. Экологическое картографирование

Подождите немного. Документ загружается.

не столько количественный, сколько качественный характер. Оно

обусловлено разными соотношениями скоростей поступления и

деконцентрации поллютантов. Следствием этого являются:

• сложная изменчивость концентраций в динамичных компо-

нентах среды и относительное накопление в депонирующих;

• разная роль в биосфере, так как динамичные компоненты

среды оказываются непосредственно жизнеобеспечивающи-

ми,

тогда как депонирующие влияют на здоровье человека

и состояние биоты в целом более или менее опосредованно.

Депонирующие компоненты среды имеют разный срок суще-

ствования. Результаты их опробования могут характеризовать за-

грязненность за весь период антропогенного воздействия (почвы, дон-

ные отложения), за ряд лет (древесные ткани, кора) либо за один

сезон (снежный покров, зеленые растительные ткани). Физико-хи-

мические методы анализа, применяемые для определения концен-

траций поллютантов, по точности, разработанности методик вы-

полнения заведомо несопоставимы со всеми иными способами

контроля природной среды.

Сопоставимость результатов, получаемых разными лаборато-

риями, в настоящее время обеспечивается системой их государ-

ственной аккредитации. Для выявления грубых и систематических

ошибок предусмотрены процедуры статистической обработки ре-

зультатов. Все это обеспечивает наибольшую, по сравнению с дру-

гими источниками, объективность и достоверность информации.

Проблемы, связанные с использованием аналитических дан-

ных об экологической обстановке, — это прежде всего проблемы

обеспечения репрезентативности.

По сравнению с другими способами получения экологической

информации опробование в наибольшей степени дискретно: в про-

странстве, во времени и по составу ингредиентов.

Следствие этого — неполнота, фрагментарность информации.

На практике это означает возможность недоучета: источника за-

грязнения, оказавшегося в стороне от точек опробования; залпового

выброса в интервале времени между отбором проб; поллютанта,

не контролируемого в данной точке. Размеры такого рода потерь

информации обратно пропорциональны детальности работ: густо-

те расположения точек, частоте отбора проб, полноте анализа.

Методы контроля загрязненности воздушной и водной сре-

ды.

Они опираются на сложившуюся в рамках метеорологии и гид-

рологии практику использования сравнительно редкой сети стацио-

нарных постов с единовременным отбором проб по единой про-

Рис.

Схематическая карта загрязнения воздушного бассейна Москвы

диоксидом азота,

по

данным стационарных постов

[13]

грамме.

Так,

согласно действующей методике мониторинга,

горо-

де

населением

от 500

тыс.

до

млн

жителей организуется

5—10

пос-

тов;

более

1 млн — от 10 до 20

постов,

отбором проб три-четыре

раза

сутки. Гидрохимию поверхностных

вод

контролируют посты

на крупных реках, удаленные друг

от

друга

на

сотни километров,

интервалами между отбором проб порядка месяцев. В результате обоб-

щения этих данных получается весьма генерализованная картина,

характеризующая степень загрязнения районов

городов

целом,

протяженных отрезков крупных

рек и их

бассейнов (рис.

3, 4).

Современная мировая тенденция

организации контроля

ди-

намичных геокомпонентов заключается

широком внедрении

си-

стем автоматизированных датчиков, объединенных

сети

и по-

зволяющих отслеживать динамику загрязнения

режиме реально-

го времени.

Так, на

сервере Агентства

по

охране окружающей среды

(ЕРА)

США http://www.epa.gov/airnow

можно получить информа-

цию

содержании озона, уровнях загрязнения атмосферного воз-

духа

по

штатам

США, а

также отдельным районам Австралии,

Великобритании, Мексики;

на

сервере

http://www.cma.caan.es/

—

аналогичные данные

по

городам Андалусии (Испания);

http://

www.aeat.co.uk/netcen/airqual/

—

материалы мониторинга

по

тер-

ритории Бельгии;

http://www.slb.mf.stockholm.se/ —

результаты

мониторинга воздушного бассейна Стокгольма

и т.д.

Количество подобных серверов

настоящее время лавинооб-

разно растет; внутренняя структура

их

разнообразна.

При

этом число

Рис.

Фрагмент мелкомасштабной карты, характеризующей качество

поверхностных

вод

России

по

данным стационарных постов наблюде-

ния

отчетности

об

объемах сточных

вод по

городам

[88]:

Классы водоемов

по

качеству воды:

1 —

относительно чистые

(ИЗВ <1); 2 —

уме-

ренно загрязненные

(1-2,5); 3 —

загрязненные

(2,5-4); 4 —

грязные

(4—10); 5 —

чрезвычайно грязные

(> 10).

Максимальные превышения

ПДК: 6 — в 1-10 раз; 7 — в 10-30; 8 — в 30-60; 9 —

60-100; 10 - > 100; 11-17 -

ингредиенты.

Годовой объем сброса сточных

вод в

городах

(млн м

): 18

—

от 5 до 25; 19

—

от 25 до

50;

20 - от 50 до 100; 21 - от 100 до 500; 22 - от 500 до 1000; 23 - от 1000 до 2000;

24-26 —

виды сточных

вод: 24 —

загрязненные

без

очистки;

25 —

недостаточно

очищенные;

26 —

нормативно чистые.

Годовое поступление загрязнений

условных

кг с 1 км

водосбора:

27 — < 1; 28 —

от

до 50; 29 - от 50 до 100; 30 - от 100 до 500; 31 - от 500 до 1000; 32 - от 1000

до

5000; 33 - > 5000.

Прочие обозначения:

34 —

границы водосборов.

Рис. 5. Распределение уровней загрязнения по данным опробования

снежного покрова [34]:

1-4 Уровни загрязнения: 1 — низкий (Z. менее 64); 2 — средний

64 до 128);

3 — высокий (Z от

128

до

256);

4 — очень высокий (Z более

256);

5 — промышлен-

ные зоны с очень высоким уровнем загрязнения; 6 — зеленые насаждения, неудо-

бья и неосвоенные земли

характеризуемых точек в городах обычно невелико, а совершен-

ствование технических средств получения и обработки данных о

загрязнении практически не сопровождается увеличением густоты

сетей опробования и числа контролируемых ингредиентов.

Методы контроля депонирующих компонентов среды. Они

сложились, главным образом, в рамках геологических (сплошное

картирование путем «захаживания» территорий с густотой, отвеча-

ющей масштабу) и биологических (сопоставление показателей ос-

новной и контрольной групп) наук. При этом следует различать де-

понирующие компоненты разного характера распространения, ис-

следование которых направлено на решение разных задач. Так, почвы,

снег, донные отложения пригодны для территориально-непрерыв-

ного картографирования с получением максимально дифференци-

рованной, мозаичной картины распределения загрязнений (рис. 5).

Исследование растительных тканей проводится выборочно, для

межтерриториальных и хронологических сопоставлений, изучения

миграции и динамики концентраций поллютантов. Методологи-

ческая и метрологическая несопоставимость результатов, получае-

мых разными составными частями существующей системы эколо-

гического мониторинга [69], — следствие их межведомственной и

междисциплинарной разобщенности. При этом практически не

рассматривается вопрос о способах размещения контрольных то-

чек, разработанный в географических науках [9] (простая случай-

ная,

районированная, систематическая и районированная систе-

матическая неуравновешенная .выборки).

Получаемая на основе данных опробования пространственно-

временная и поингредиентная картина распределения концентра-

ций поллютантов будет адекватна реальности лишь в том случае,

если размеры потерь информации вследствие дискретности опро-

бования окажутся меньше флуктуации загрязнений по террито-

рии, времени и составу. Полнота изучения территориальной струк-

туры загрязнения лимитируется густотой опробования. Для депо-

нирующих компонентов среды, в отличие от динамичных, она

практически не ограничена.

2.2.5-

Биоиндикаторы

Общие вопросы. Состояние биоиндикаторов, т.е. организмов,

чутко реагирующих на изменения внешней среды, — это своеоб-

разный результирующий показатель экологической обстановки.

К числу их очевидных достоинств относится постоянный характер

восприятия внешних воздействий и объективность реакций на эти

воздействия. В принципе биоиндикационной является всякая реак-

ция организма на состояние среды. Однако информация о содер-

жании такого воздействия может быть получена только при изуче-

нии специфической реакции, т.е. такой, при которой происходя-

щие изменения могут быть связаны с определенным фактором [20].

Характер же реакций организма, как и содержание его связей с

внешней средой вообще, тем сложнее и неоднозначнее, чем слож-

нее сам организм.

Биоиндикация может осуществляться на разных уровнях орга-

низации живой материи:

• по биохимическим и физиологическим реакциям;

• анатомическим, морфологическим и поведенческим откло-

нениям;

• флористическим и фаунистическим изменениям;

• биогеоценотическим изменениям [20].

Биоиндикация на уровне отдельного вида способна выявить по

специфической реакции действие конкретного загрязнения; био-

индикация на уровне сообщества нацелена на оценку общего уровня

загрязненности [7].

Совершенствование методов биоиндикации направлено на

выявление механизма проявления реакций на загрязнение. При этом

выявляются особенности влияния на биоиндикационные реакции

как со стороны внешних по отношению к организму факторов,

гак и собственно физиологических процессов. Так, Н. В. Гетко [36]

показал, что поступившие в листья фитотоксиканты неравномер-

но распределяются в пределах листовой пластины и всего расте-

ния, концентрируясь в верхушках и краях. Общеизвестны факты

неравномерного воздействия токсичных веществ на разные орга-

ны человека и животных, концентрации их в определенных тка-

нях. Поэтому важнейшая сторона биоиндикационных исследова-

ний — обеспечение генетической однородности материала и стан-

дартизация условий выращивания [7], что плохо сочетается с

территориальной дифференциацией результатов и, следователь-

но,

возможностью их картографического использования.

Общее число видов и их ассоциаций, применяемых в биоин-

дикационных целях, едва ли поддается количественной оценке.

При этом не всегда легко провести грань между биоиндикацион-

ными исследованиями и чисто биологическими. Достаточно часто

объектом исследования становятся не те параметры, которые не-

обходимы для характеристики экологической обстановки, а те,

которые удобнее и привычнее измерять. В качестве индикаторных

групп и видов специалисты обычно предлагают те, на которых

сами специализируются, хотя информативность их может оста-

ваться неизвестной [32]. В целом преобладает использование рас-

тительных биоиндикаторов и данных медицинской статистики о

состоянии здоровья населения. Реже практикуются биоиндикаци-

онные наблюдения за животными.

Реакции растении на загрязнение воздуха. Они изучаются с

50-х годов XIX столетия [61]; по данному вопросу имеется много-

численная литература. Преимущества растительных биоиндикаторов,

как инструментов мониторинга загрязнения атмосферы, заключа-

ются в относительной дешевизне, хорошей воспроизводимости ре-

зультатов, непрерывности восприятия внешних воздействий.

Реакции растений на загрязнения изучались как в естествен-

ных, так и в искусственных условиях, в том числе в камерах с

регулируемым режимом. При этом был установлен сложный (неод-

нозначный или нелинейный) характер таких реакций:

• экспоненциальный рост площади поражения листа по мере

повышения концентраций фитотоксикантов;

• вытеснение острых реакций хроническими по мере роста

продолжительности воздействия;

• восстановительные процессы при прерывании воздействия

(в случае если не превышен определенный порог);

• сложные зависимости характера реакций от геофизических

факторов, питания растения, стадии его развития, видо-

вых и сортовых различий [51, 100].

Эффекты воздействия загрязнений на растения подразделяют-

ся на острые, т.е. возникающие при кратковременном воздействии

экстремальных концентраций (хлороз или некроз тканей, опада-

ние листьев, плодов, лепестков цветов, свертывание листьев,

искривление стеблей), и хронические, т.е. имеющие место при дли-

тельном воздействии относительно невысоких концентраций (за-

медление или прекращение роста) [61], хотя различить в конкрет-

ных случаях непосредственные реакции на загрязнения и их отда-

ленные (постстрессовые) последствия не всегда возможно [141].

В качестве биоиндикаторов практически используются расте-

ния, имеющие определенные пределы газоустойчивости, в том

числе к конкретным веществам: ряд видов лишайников (наиболее

чувствительны к диоксиду серы); высшие растения, такие как ки-

зил (индикатор хлора), гладиолус и тюльпан (индикаторы фторида

водорода), латук, шпинат и свекла листовая (индикаторы основ-

ного компонента фотохимического смога — пероксиацетилнитра-

та) [61] и др.

Разработаны методы определения количественных показателей

биоиндикационных реакций. К ним относятся показатели степени

повреждения листовых пластин (в процентах от площади) [51];

индекс повреждения хвои, равный отношению средней длины

опаленной части хвоинок к средней длине иголок, выраженный в

процентах [78]. Подобные показатели либо балльные оценки при-

меняются на уровне высших растений в целом и их сообществ.

В частности, широкое распространение получила пятибалльная

шкала оценки состояния деревьев:

• здоровые;

• ослабленные (поврежденные);

• сильно ослабленные (сильно поврежденные);

• отмирающие; сухостой [51].

При биоиндикации по низшим растениям в большей степени

используются показатели видового разнообразия, такие как число

видов лишайников, встреченных в пределах условно выделенного

квадрата городской территории. Однако показатели видового разно-

образия в полной мере проявляются на достаточно больших (5—6 км

и более) площадях, при числе видов

350-400

и более [141], что не

создает благоприятных предпосылок для высокой разрешающей

способности получаемых в итоге карт.

В Германии [147] была установлена четкая прямая зависимость

между размерами городов и видовым разнообразием растительно-

сти в их пределах. Поэтому правомерность использования показа-

телей видового разнообразия для оценки экологической обстанов-

ки вызывает сомнения.

Ограничения возможностей биоиндикации загрязнений обус-

ловлены также неоднозначностью дозо-ответных реакций расте-

ний. Так, чувствительность лишайников к сернистым соединени-

ям зависит от влажности [61], характера субстрата и других факто-

ров.

Смеси загрязняющих веществ влияют на организмы иначе,

чем те же ингредиенты по отдельности: возможны взаимоотноше-

ния аддитивности (суммирования воздействий), синергизма (вза-

имоусиления) и антагонизма (взаимоослабления) [61]. В связи с

этим предлагается изучать воздействия на растения смесей поллю-

тантов, характерных для определенных типов производств [141].

Однако практическая реализация этого предложения затруднена в

связи с долговременной неоднородностью состава выбросов круп-

ных предприятий в рамках технологических циклов, а также вслед-

ствие изменений технологии и осуществления природоохранных

мероприятий. Поэтому карты разнообразия флоры лишайников,

отражающие загрязненность городской атмосферы (лихеноинди-

кационные), составленные для Стокгольма [118], Монреаля [176],

Таллина [56], Санкт-Петербурга [42], опираются на местные за-

кономерности и позволяют решать локальные задачи.

Для того чтобы данные о состоянии биологических объектов

могли быть проинтерпретированы в категориях качества среды,

необходимо обеспечить:

• генетическую однородность материала;

• высокую избирательность биоиндикационных реакций.

Обе задачи могут быть эффективно решены лишь в искусствен-

ных условиях. Так, в Нидерландах, имеющих площадь 41,5 тыс. км

кроме 220 обычных станций мониторинга на основе физико-хими-

ческих методов анализа существуют 40 станций биомониторинга,

где ведутся наблюдения за растениями, полученными из эталон-

ных семян и произрастающими в искусственно поддерживаемых

стандартных условиях [61]. Без соблюдения указанных условий,

обеспечивающих возможность интерпретации результатов в кате-

гориях качества среды, биоиндикационные исследования имеют

тенденцию сводиться к чисто биологическим (изучение морфоло-

гических особенностей, структуры и состояния популяций, ус-

тойчивости популяций к внешним воздействиям). Решение же за-

дач экологического нормирования на основе изучения реакций на

организменном уровне, с полным перебором видов, «...хотя и обес-

печит полную занятость биологов на длительную перспективу, но

получить нормативы для экосистем позволит не раньше, чем они,

возможно, станут не столь актуальными ввиду исчезновения объек-

та нормирования» [53, с. 95]. Сложность процедур обеспечения ре-

презентативности ведет к тому, что получить результаты удается

для единичных пунктов.

Параллельно с биоиндикацией атмосферных загрязнений кар-

тографирование состояния растительности в Западной Европе раз-

вивается как самостоятельное направление экологических иссле-

дований и контроля качества среды. Наибольший опыт накоплен в

Германии, где регулярно проводятся обследования лесов с оцен-

кой состояния деревьев по пятибалльной шкале, с составлением

соответствующих карт. Эти исследования не нацелены на получе-

ние однозначных результатов (в отношении поллютантов и их ис-

точников), но являются методом получения интегральной полу-

количественной оценки экологической обстановки.

Использование растительных биоиндикаторов в экологическом

картографировании в целом сдерживается характером их распро-

странения. Возможности их выбора резко уменьшаются по мере

роста степени нарушенное™ экосистем и достигают минимума на

густонаселенных, сильно загрязненных территориях, т.е. там, где

потребность в индикаторах максимальна.

Применение медико-статистических характеристик. В эко-

лого-картографических целях применение медико-статистических

характеристик тем эффективнее, чем выше плотность населения.

Состояние здоровья населения характеризуют:

• величины смертности и заболеваемости (общие или по от-

дельным заболеваниям и их группам; для всего населения

территорий или по половозрастным и социально-профес-

сиональным группам);

• показатели физического развития, а также обобщающие их

интегральные показатели здоровья.

Несмотря на длительную историю медицинской статистики

(в России, начиная с работ земских врачей 1870-х годов) и боль-

шой объем накопленной информации, картографирование на этой

основе не получило большого развития в силу ряда субъективных

и объективных причин.

К субъективным относится преобладание в медико-географичес-

ких исследованиях внепространственных подходов, с ориентацией

на сопоставление показателей «опытных» и «контрольных» (относи-

тельно чистых) районов. При этом, как правило, сравниваются по-

казатели разных частей одного крупного промышленного города,

где чистота даже окраинных «контрольных» районов бывает весьма

относительной. В медико-статистических исследованиях, выполнен-

ных разными организациями, имеют место разные подходы к груп-

пировке данных, к возрастному составу изучаемых контингентов

и т.п., вследствие чего обнаруживается несопоставимость резуль-

татов. Кроме того, при различиях в социально-экономическом по-

ложении и структуре локальных экологических проблем сопостав-

ление показателей разных городов и выявление общих закономер-

ностей становится проблематичным.

Объективные факторы, сдерживающие медико-географическое

картографирование:

• сложный характер взаимоотношений человека, как суще-

ства биосоциального, с окружающей средой;

• проблема территориальной привязки показателей.

Первое проявляется уже на стадии выбора показателей, харак-

теризующих заболеваемость. Ее величины существенно различают-

ся в зависимости от использования сведений по обращаемости либо

по данным медосмотров. Последнее значительно полнее и объек-

тивнее, но более узко по охвату населения. Постановка того или

иного диагноза зависит от состояния здравоохранения на террито-

рии (оснащенность и доступность медицинских учреждений, ква-

лификация медперсонала) и даже от своего рода «моды» на

диагнозы [26].

В связи с тем, что учесть влияние всех факторов, оказавших

влияние на здоровье взрослого человека на протяжении его жиз-

ни,

практически невозможно, в нашей стране преобладают меди-

ко-географические исследования на основе сопоставления пока-

зателей здоровья детских коллективов. В дальнем зарубежье, где

нет развитой сети детских учреждений, медико-статистические по-

казатели определяют для репрезентативных групп или корректи-

руют с учетом возрастного состава населения территориальной еди-

ницы [164]. Ни тот, ни другой подход, однако, не позволяет абст-

рагироваться от социально-экономических факторов, тем более

что они имеют свойство вступать во взаимоотношения синергизма

с экологическими факторами по схеме: «концентрация оксида угле-