Культура производства и экологический риск
Прогноз площади антропогенного воздействия - весьма важный аспект при проектировании природопользования, но определенное выше соотношение площадей антропогенной нагрузки и антропогенного воздействия имеет, кроме того, еще два интересных приложения: критерий культуры производства и оценку экологического риска. Прежде всего, необходимо хотя бы в самых общих чертах остановиться на физическом смысле этого соотношения.
Площадь экосистем, попадающих под антропогенное воздействие (Sp), очень упрощенно можно описать следующей формулой:
Sp=k * (dm/dsdt) *Se * t
Здесь (dm/dsdt - масса вещества или энергии, которые продуцируются в единицу времени на единице технологической площади; Se - площадь экотехнических систем; t - время воздействия; k - коэффициент размерности [S/M], отражающий способность каждого конкретного вещества мигрировать в окружающей среде соответствующего типа. Интенсивность воздействия, как она определена выше, в этом случае опишется формулой
I = Sp/Se = k*(dm/dsdt) * t
Важное свойство данного показателя, не упомянутое выше, - это его зависимость от времени. Легко представить себе, что площадь нарушений на месторождении в начальной стадии освоения, когда работа ведется на неизношенном оборудовании, во много раз меньше, чем на поздних стадиях. Данные, касающиеся Самотлорского месторождения, отражают ситуацию, сложившуюся примерно за 25-летний период освоения. Учитывая это, приведенные выше значения интенсивности воздействия необходимо поделить на 25 лет, для того чтобы их можно было сравнивать с подобными для других территорий и производств.
Оставшаяся часть формулы отражает два аспекта: агрессивность источника воздействия (dm/dsdt) , которая связана с характером производства и зависит от совершенства технологии и экологической культуры, и k - восприимчивость и реактивность среды, которые определяют экологический риск производства. В отношении загрязнений указанные аспекты давно выявлены и описаны геохимиками как внутренние и внешние факторы, определяющие миграцию веществ.
Культура производства
Предложение измерять культуру производства отношением площади парагенетических экосистем к площади экотехнических систем сделано Б.В. Виноградовым [62]. По его мнению, если это отношение варьирует в пределах 0.1-0.5, культуру производства можно считать высокой; средний уровень культур должен характеризоваться отношением в пределах 0.5-2.0, а при низком уровне такое отношение должно быть больше 2. Конечно, это только мнение. Согласно ему, по проведенной оценке интенсивности воздействия на ландшафт Самотлорского месторождения, технология добычи нефти и газа, использованная здесь, вполне приемлема с экологической точки зрения, и только на территории озерно-ингрессионной террасы интенсивность воздействия повышается до 0.5-0.76, т.е. культура нефтедобычи в этих геоморфологических условиях становится "слегка" средней. На самом деле это не так, реальная культура производства иная, а конкретные значения показателя интенсивности воздействия, которые могут быть использованы при оценке, должны быть основаны на глубокой статистической проработке большого сравнительного материала.
В пригородной зоне Нижневартовска это отношение достигает 2.5. Применительно к карьерным выработкам северо-таежной зоны В.А. Андроханов (правда, без статистического подтверждения) приводит отношение, равное 5. У факелов интенсивность воздействия еще больше. На территории северной части Самотлорского месторождения общая площадь четырех факельных установок на болотной территории, включая обвалованные емкости вокруг них, составляет 5 га, а площадь загрязнений, связанных с ними, - 80 га, что дает отношение, равное 16. Таким образом, оценивать культуру производства можно, сравнивая или все производство в целом или используя только одинаковые элементы производства. Тем не менее и в данном случае не исключены противоречия.
Интересный материал в этом плане получен по массиву площадок кустового бурения, возле которых можно было выделить нарушения, связанные именно с такими площадками. Здесь определена интенсивность воздействия, равная 1.37 (табл. 5), которая изменяется от 1.12 у кустовых оснований, расположенных на суходолах, до 1.87 у кустовых оснований, расположенных в поймах местных рек. На болотных местообитаниях интенсивность их воздействия 1.56. Это согласуется в целом с представлением о большей ранимости гидроморфных местообитаний по сравнению с суходольными, однако данные таблицы следует интерпретировать более осторожно.
Прежде всего отметим, что средняя площадь воздействия кустовых площадок на болотах меньше, чем на суходолах, несмотря на то что интенсивность воздействия выше. Кроме того, ни радиус воздействия, ни площадь воздействия на суходолах и болотах достоверно не отличаются от средней по всем кустовым основаниям. Вместе с тем средняя площадь кустовой площадки на суходолах достоверно больше, а на болотах достоверно меньше, чем средняя, хотя и не намного - на 22-23 %. Этот момент объясняется Б.Е. Чижовым: фактические размеры площадок превышают норму на 16-25 % на дренированных поверхностях, где нет препятствий для выезда механизмов за их пределы, и на 17-22 % меньше нормативной на переувлажненных грунтах, где площадки отсыпаются привозным грунтом и их строительство затратнее, а площадь механических воздействий меньше в связи с ограниченной возможностью движения транспорта.
Последний вывод служит еще одним комментарием к данным, свидетельствующим о неравномерности распределения нагрузки по ландшафту. Большая часть нагрузки концентрируется на суходольных территориях еще и потому, что нормативные площади отсыпки там завышены, в то время как на болотной части занижены. С другой стороны, этот пример показывает, что интенсивность воздействия не всегда однозначно определена культурой производства и что использование ее в качестве меры таковой возможно лишь в первом приближении.
Экологический риск
Другое приложение рассмотренных выше отношений - это оценка экологического риска. В нормативной литературе ("Инструкция по экологическому обоснованию хозяйственной и иной деятельности") экологический риск рассматривается как вероятность возникновения неблагоприятных ситуаций, разрушения экосистем или гибели отдельных популяций и видов под воздействием хозяйственной деятельности человека. На практике оценить экологический риск в параметрах вероятности крайне трудно ввиду сложности биологических систем, их реакции и самого воздействия.
Экологический риск в некотором отношении противоположен устойчивости, если ее определять как возможность (вероятность) восстановления экосистемой первоначального состояния после воздействия. Чем менее устойчива экосистема, тем выше экологический риск воздействия на нее.
Нередко экологический риск определяется лишь как некоторая степень экологической безопасности для экосистем с низкой устойчивостью. Так, в районе оз. Самотлор выделены три зоны: 1) относительно безопасная - для экосистем с разной степенью устойчивости и разного качества, 2) экологического риска - для экосистем мало- и наименее устойчивых и 3) экологической опасности - для неустойчивых экосистем. При этом наименее устойчивыми и неустойчивыми считались "факторальные" экосистемы, обязанные своим своеобразием действию какого-либо одного фактора.
Определение экологического риска как некоторой эмпирической функции от устойчивости встречается в практике проектных работ (Институт географии РАН, Москва - Ямбургское и Сугмутское месторождения; АО "Георесурс", Тюмень - Верх-Тарское месторождение). При этом определяется не сама вероятность, а некоторая ранговая величина, позволяющая упорядочить экосистемы по степени риска. При ее вычислении используются также ранговые величины, характеризующие устойчивость к механическим и геохимическим воздействиям. Кроме устойчивости в формулу вводятся показатели природоохранной и хозяйственно-ресурсной ценности. Использование последнего показателя привносит в оценку риска экономический аспект.
Собственный опыт работ на севере Западной Сибири по устройству месторождений позволил автору предложить сходный метод оценки относительного экологического риска. Действительно, при оптимизации пространственной структуры промышленного производства абсолютные вероятности гибели популяций или разрушения экосистем не нужны. Достаточно определить, в какой из экосистем такая вероятность может быть больше, а в какой меньше, или упорядочить типы экосистем по факторам экологического риска, отделив те, у которых значения этих факторов велики, от тех, у которых они малы.
В качестве факторов экологического риска рассматривались внутренние свойства экосистем, их внешние связи и функциональная роль в ландшафте, а именно: скорость восстановления, способность к самоочищению, число трофических связей, определяемое через видовое богатство животного населения, гидрологическая связь с рекой или водной экосистемой, распространенность в ландшафте. Например, максимальный экологический риск воздействия ожидается в медленно восстанавливающихся экосистемах с низкой способностью самоочищения, мало представленных в ландшафте, имеющих гидрологическую связь с рекой и с большим числом трофических связей. При таком определении экологический риск лишь в части параметров согласуется с традиционным представлением о его связи с устойчивостью. Ему противоречит известное утверждение об устойчивости экосистем, обладающих большой трофической сложностью. В нескольких замечаниях попытаюсь объяснить свою позицию: во-первых, последнее утверждение далеко не универсально, что уже было показано; во-вторых, устойчивость сложных экосистем проявляется, скорее, в их упругости по отношению к воздействиям слабым или умеренной силы; в-третьих, при полном разрушении экосистем утеря большого числа видов, несомненно, имеет более неприятные последствия, чем разрушение экосистем с маловидовыми сообществами.
Все перечисленные подходы отличает одна общая черта - они субъективны. Выбор того или иного параметра для оценки экологического риска зависит во многом от творческих возможностей исследователя и от наличия исходного материала. Показатель интенсивности воздействия позволяет во многом объективизировать процесс оценки.
Предпосылки к использованию показателя интенсивности воздействия в качестве ранговой оценки экологического риска уже показаны выше. К ним можно отнести существующую онтологическую и статистическую связь между площадью распространения воздействий и внутренними свойствами экосистем, где такое воздействие проявляется в своеобразии геохимических барьеров распространения загрязняющих веществ или, напротив, в их отсутствии; поглотительных и обменных процессах в почвах различного типа; различной восприимчивости биологических сообществ к загрязнению и вытаптыванию; способности экосистем к самоочищению, самовосстановлению и многое другое. Важными являются рекреационные свойства экосистем, способствующие распространению собственно человеческого воздействия (вытаптывание, выжигание, евтрофикация), а также ресурсная емкость, провоцирующая на сбор грибов, ягод, орехов и др.
Предлагаемый подход наиболее удобен в тех случаях, когда стоит вопрос о реорганизации или расширении уже существующего производства. В таком случае оценивается распределение нагрузки по элементам рельефа или типам экосистем, подсчитывается площадь нарушенных земель и определяется интенсивность воздействия. Типы экосистем ранжируются по интенсивности воздействия и на этом основании присваиваются баллы или ранги, соответствующие классам экологического риска. Удобно выделять пять или семь рангов (не более): 1 - очень низкий экологический риск; 2 - низкий; 3 - умеренный; 4 - высокий и 5 - очень высокий.
Сложнее строить прогноз воздействия и оценивать экологический риск на территориях, где нет промышленных разработок. При этом может помочь исследование нагрузок и воздействий на аналогичных территориях с последующей экстраполяцией.
Проиллюстрировать предлагаемый подход можно на примере северной части Самотлорского месторождения. Для каждого типа определены общая площадь (So), площадь нагрузки (Se), площадь воздействия (Sp), интенсивность воздействия (J, I) и ранги, отвечающие классам экологического риска (R). Подобный метод расчета тем удобнее, чем менее надежными прямыми данными об экосистемах мы располагаем. По Самотлорскому месторождению лесоустроительные данные о состоянии лесного фонда крайне ненадежны и неточны. Их использование для расчета скорости самовосстановления и трофической сложности привело бы к искажению реальной ситуации. В то же время качество аэрофотографического материала недостаточно для полного выявления разнообразия типов экосистем и формационного состава .биологических сообществ. В такой ситуации традиционный подход к ранжированию экосистем по факторам экологического риска малопригоден, а использование интенсивности воздействия как его критерия оказывается единственно возможным.
Многие позиции приведенной в таблице оценки могут показаться странными, во многом противоречащими теоретическим представлениям об устойчивости экосистем, на основе которых составлена классификация в работе В.В. Воробьева с соавт. Однако анализ показывает, что в этом есть своя логика. На озерно-ингрессионной террасе экологический риск более всего возрастает в контактных (транзитных) зонах - краевых частях болотных массивов, приречных участках долины рек и снижается в центральных частях болотных массивов. На Агаском материке риск возрастает на более крутых склонах и на наиболее дренированных и возвышенных частях водораздельных поверхностей.
Разумеется, описанный способ оценки экологического риска не лишен недостатков. Прежде всего, существует определенная случайность оценки, зависящая от того, как размещена в пространстве антропогенная нагрузка. Так, на участках слабо дренированных водоразделов и на террасовидных ступенях антропогенная нагрузка отсутствует, что лишает нас возможности объективной оценки экологического риска вообще. Экспертным путем им присвоены баллы (2) по аналогии со сходными элементами рельефа. Нижние делювиальные части склонов, напротив, чрезмерно подвержены воздействию, в связи с чем они исключены при расчете баллов, а высший балл (5) присвоен им условно.
Эти недостатки объясняются тем, что чем более дробную классификацию территории мы делаем, тем выше вероятность, что в некоторых территориальных единицах нагрузки может не оказаться совсем или она будет представлена лишь фрагментарно. В то же время воздействие может проявиться с соседних территорий. Интенсивность воздействия / в этом случае будет стремиться к бесконечности, что делает данный показатель не совсем удобным. В качестве эквивалента предлагается использовать близкий по смыслу и функционально связанный с I показатель:
J = Sp/(Sp + Sc) * 100% = I/(I+1) * 100%
J изменяется от 0 .до 100 и показывает долю площади парагенетических экосистем в общей площади всех нарушений, что удобно выражать в % (см. табл. 6). Тем не менее при оценке экологического риска этот показатель не дает никаких преимуществ, когда на территории какого-либо типа экосистем отсутствуют и нагрузка, и воздействие.
Другой недостаток связан с тем, что при выделении нагрузки и воздействия не учитываются вырубки и гари. Развитие мощной транспортной сети, несомненно, стимулирует лесную промышленность к разработке лесосырьевой базы, недоступной в отсутствие дорог, строительство которых не под силу лесной отрасли. Вырубки, возникающие при этом, непосредственно не связаны с нефтедобывающими объектами, и выделять их в качестве парагенетических экосистем было бы неправомерно. Что же касается гарей, дистанционным способом отделить связанные непосредственно с нефтедобывающими объектами от тех, которые возникли естественным путем или под воздействием иной человеческой деятельности, не представляется возможным. Для детального анализа горимости лесов необходимы наземный учет всех возгорании и расследование их причин.
Наконец, еще один недостаток дистанционного метода получения информации о площади нарушенных земель. Известно, что интенсивность воздействия (не на уровне ландшафта в целом, а на уровне отдельных экосистем) довольно быстро сокращается по мере удаления от источника, т.е. обратно пропорционально расстоянию, или по экспоненциальному закону в согласии с уравнением диффузии. По этим законам должна изменяться и глубина нарушений. Вокруг источников воздействия можно обнаружить целый спектр экосистем - от сильно нарушенных и измененных до таких, где изменения почти незаметны. Несмотря на это, при дешифрировании выделяются только те участки, где изменения достаточно существенны и могут быть опознаны на аэроснимках. Специальными методами с использованием специальной съемки можно выявить больше нарушений, но среди них всегда остается множество "невидимых" для дистанционных методов, площадь которых может быть в два и более раз больше. Поэтому то, что дешифрируется на аэрокосмических снимках, всегда лишь часть нарушенного на самом деле. Весьма вероятно, что на залесенных территориях дистанционными методами выявляется меньшая площадь нарушений, чем на открытых (болотных или луговых). Это весьма существенно может влиять на сравнительную оценку экологического риска, так как, по имеющимся оценкам, разница в интенсивности воздействия на суходольных (лесных) и на открытых (болотных) территориях невелика.
Определение соотношения видимых и невидимых нарушений - дело будущего. Ниже, на примере Сургутского Полесья, приводится характеристика всего спектра нарушенных экосистем под воздействием нефтедобычи и описывается один из возможных методов оценки степени их нарушенности.
Площадь экосистем, попадающих под антропогенное воздействие (Sp), очень упрощенно можно описать следующей формулой:
Sp=k * (dm/dsdt) *Se * t
Здесь (dm/dsdt - масса вещества или энергии, которые продуцируются в единицу времени на единице технологической площади; Se - площадь экотехнических систем; t - время воздействия; k - коэффициент размерности [S/M], отражающий способность каждого конкретного вещества мигрировать в окружающей среде соответствующего типа. Интенсивность воздействия, как она определена выше, в этом случае опишется формулой
I = Sp/Se = k*(dm/dsdt) * t
Важное свойство данного показателя, не упомянутое выше, - это его зависимость от времени. Легко представить себе, что площадь нарушений на месторождении в начальной стадии освоения, когда работа ведется на неизношенном оборудовании, во много раз меньше, чем на поздних стадиях. Данные, касающиеся Самотлорского месторождения, отражают ситуацию, сложившуюся примерно за 25-летний период освоения. Учитывая это, приведенные выше значения интенсивности воздействия необходимо поделить на 25 лет, для того чтобы их можно было сравнивать с подобными для других территорий и производств.
Оставшаяся часть формулы отражает два аспекта: агрессивность источника воздействия (dm/dsdt) , которая связана с характером производства и зависит от совершенства технологии и экологической культуры, и k - восприимчивость и реактивность среды, которые определяют экологический риск производства. В отношении загрязнений указанные аспекты давно выявлены и описаны геохимиками как внутренние и внешние факторы, определяющие миграцию веществ.
Культура производства
Предложение измерять культуру производства отношением площади парагенетических экосистем к площади экотехнических систем сделано Б.В. Виноградовым [62]. По его мнению, если это отношение варьирует в пределах 0.1-0.5, культуру производства можно считать высокой; средний уровень культур должен характеризоваться отношением в пределах 0.5-2.0, а при низком уровне такое отношение должно быть больше 2. Конечно, это только мнение. Согласно ему, по проведенной оценке интенсивности воздействия на ландшафт Самотлорского месторождения, технология добычи нефти и газа, использованная здесь, вполне приемлема с экологической точки зрения, и только на территории озерно-ингрессионной террасы интенсивность воздействия повышается до 0.5-0.76, т.е. культура нефтедобычи в этих геоморфологических условиях становится "слегка" средней. На самом деле это не так, реальная культура производства иная, а конкретные значения показателя интенсивности воздействия, которые могут быть использованы при оценке, должны быть основаны на глубокой статистической проработке большого сравнительного материала.
В пригородной зоне Нижневартовска это отношение достигает 2.5. Применительно к карьерным выработкам северо-таежной зоны В.А. Андроханов (правда, без статистического подтверждения) приводит отношение, равное 5. У факелов интенсивность воздействия еще больше. На территории северной части Самотлорского месторождения общая площадь четырех факельных установок на болотной территории, включая обвалованные емкости вокруг них, составляет 5 га, а площадь загрязнений, связанных с ними, - 80 га, что дает отношение, равное 16. Таким образом, оценивать культуру производства можно, сравнивая или все производство в целом или используя только одинаковые элементы производства. Тем не менее и в данном случае не исключены противоречия.
Интересный материал в этом плане получен по массиву площадок кустового бурения, возле которых можно было выделить нарушения, связанные именно с такими площадками. Здесь определена интенсивность воздействия, равная 1.37 (табл. 5), которая изменяется от 1.12 у кустовых оснований, расположенных на суходолах, до 1.87 у кустовых оснований, расположенных в поймах местных рек. На болотных местообитаниях интенсивность их воздействия 1.56. Это согласуется в целом с представлением о большей ранимости гидроморфных местообитаний по сравнению с суходольными, однако данные таблицы следует интерпретировать более осторожно.
Прежде всего отметим, что средняя площадь воздействия кустовых площадок на болотах меньше, чем на суходолах, несмотря на то что интенсивность воздействия выше. Кроме того, ни радиус воздействия, ни площадь воздействия на суходолах и болотах достоверно не отличаются от средней по всем кустовым основаниям. Вместе с тем средняя площадь кустовой площадки на суходолах достоверно больше, а на болотах достоверно меньше, чем средняя, хотя и не намного - на 22-23 %. Этот момент объясняется Б.Е. Чижовым: фактические размеры площадок превышают норму на 16-25 % на дренированных поверхностях, где нет препятствий для выезда механизмов за их пределы, и на 17-22 % меньше нормативной на переувлажненных грунтах, где площадки отсыпаются привозным грунтом и их строительство затратнее, а площадь механических воздействий меньше в связи с ограниченной возможностью движения транспорта.
Последний вывод служит еще одним комментарием к данным, свидетельствующим о неравномерности распределения нагрузки по ландшафту. Большая часть нагрузки концентрируется на суходольных территориях еще и потому, что нормативные площади отсыпки там завышены, в то время как на болотной части занижены. С другой стороны, этот пример показывает, что интенсивность воздействия не всегда однозначно определена культурой производства и что использование ее в качестве меры таковой возможно лишь в первом приближении.
Экологический риск
Другое приложение рассмотренных выше отношений - это оценка экологического риска. В нормативной литературе ("Инструкция по экологическому обоснованию хозяйственной и иной деятельности") экологический риск рассматривается как вероятность возникновения неблагоприятных ситуаций, разрушения экосистем или гибели отдельных популяций и видов под воздействием хозяйственной деятельности человека. На практике оценить экологический риск в параметрах вероятности крайне трудно ввиду сложности биологических систем, их реакции и самого воздействия.
Экологический риск в некотором отношении противоположен устойчивости, если ее определять как возможность (вероятность) восстановления экосистемой первоначального состояния после воздействия. Чем менее устойчива экосистема, тем выше экологический риск воздействия на нее.
Нередко экологический риск определяется лишь как некоторая степень экологической безопасности для экосистем с низкой устойчивостью. Так, в районе оз. Самотлор выделены три зоны: 1) относительно безопасная - для экосистем с разной степенью устойчивости и разного качества, 2) экологического риска - для экосистем мало- и наименее устойчивых и 3) экологической опасности - для неустойчивых экосистем. При этом наименее устойчивыми и неустойчивыми считались "факторальные" экосистемы, обязанные своим своеобразием действию какого-либо одного фактора.
Определение экологического риска как некоторой эмпирической функции от устойчивости встречается в практике проектных работ (Институт географии РАН, Москва - Ямбургское и Сугмутское месторождения; АО "Георесурс", Тюмень - Верх-Тарское месторождение). При этом определяется не сама вероятность, а некоторая ранговая величина, позволяющая упорядочить экосистемы по степени риска. При ее вычислении используются также ранговые величины, характеризующие устойчивость к механическим и геохимическим воздействиям. Кроме устойчивости в формулу вводятся показатели природоохранной и хозяйственно-ресурсной ценности. Использование последнего показателя привносит в оценку риска экономический аспект.
Собственный опыт работ на севере Западной Сибири по устройству месторождений позволил автору предложить сходный метод оценки относительного экологического риска. Действительно, при оптимизации пространственной структуры промышленного производства абсолютные вероятности гибели популяций или разрушения экосистем не нужны. Достаточно определить, в какой из экосистем такая вероятность может быть больше, а в какой меньше, или упорядочить типы экосистем по факторам экологического риска, отделив те, у которых значения этих факторов велики, от тех, у которых они малы.
В качестве факторов экологического риска рассматривались внутренние свойства экосистем, их внешние связи и функциональная роль в ландшафте, а именно: скорость восстановления, способность к самоочищению, число трофических связей, определяемое через видовое богатство животного населения, гидрологическая связь с рекой или водной экосистемой, распространенность в ландшафте. Например, максимальный экологический риск воздействия ожидается в медленно восстанавливающихся экосистемах с низкой способностью самоочищения, мало представленных в ландшафте, имеющих гидрологическую связь с рекой и с большим числом трофических связей. При таком определении экологический риск лишь в части параметров согласуется с традиционным представлением о его связи с устойчивостью. Ему противоречит известное утверждение об устойчивости экосистем, обладающих большой трофической сложностью. В нескольких замечаниях попытаюсь объяснить свою позицию: во-первых, последнее утверждение далеко не универсально, что уже было показано; во-вторых, устойчивость сложных экосистем проявляется, скорее, в их упругости по отношению к воздействиям слабым или умеренной силы; в-третьих, при полном разрушении экосистем утеря большого числа видов, несомненно, имеет более неприятные последствия, чем разрушение экосистем с маловидовыми сообществами.
Все перечисленные подходы отличает одна общая черта - они субъективны. Выбор того или иного параметра для оценки экологического риска зависит во многом от творческих возможностей исследователя и от наличия исходного материала. Показатель интенсивности воздействия позволяет во многом объективизировать процесс оценки.
Предпосылки к использованию показателя интенсивности воздействия в качестве ранговой оценки экологического риска уже показаны выше. К ним можно отнести существующую онтологическую и статистическую связь между площадью распространения воздействий и внутренними свойствами экосистем, где такое воздействие проявляется в своеобразии геохимических барьеров распространения загрязняющих веществ или, напротив, в их отсутствии; поглотительных и обменных процессах в почвах различного типа; различной восприимчивости биологических сообществ к загрязнению и вытаптыванию; способности экосистем к самоочищению, самовосстановлению и многое другое. Важными являются рекреационные свойства экосистем, способствующие распространению собственно человеческого воздействия (вытаптывание, выжигание, евтрофикация), а также ресурсная емкость, провоцирующая на сбор грибов, ягод, орехов и др.
Предлагаемый подход наиболее удобен в тех случаях, когда стоит вопрос о реорганизации или расширении уже существующего производства. В таком случае оценивается распределение нагрузки по элементам рельефа или типам экосистем, подсчитывается площадь нарушенных земель и определяется интенсивность воздействия. Типы экосистем ранжируются по интенсивности воздействия и на этом основании присваиваются баллы или ранги, соответствующие классам экологического риска. Удобно выделять пять или семь рангов (не более): 1 - очень низкий экологический риск; 2 - низкий; 3 - умеренный; 4 - высокий и 5 - очень высокий.
Сложнее строить прогноз воздействия и оценивать экологический риск на территориях, где нет промышленных разработок. При этом может помочь исследование нагрузок и воздействий на аналогичных территориях с последующей экстраполяцией.
Проиллюстрировать предлагаемый подход можно на примере северной части Самотлорского месторождения. Для каждого типа определены общая площадь (So), площадь нагрузки (Se), площадь воздействия (Sp), интенсивность воздействия (J, I) и ранги, отвечающие классам экологического риска (R). Подобный метод расчета тем удобнее, чем менее надежными прямыми данными об экосистемах мы располагаем. По Самотлорскому месторождению лесоустроительные данные о состоянии лесного фонда крайне ненадежны и неточны. Их использование для расчета скорости самовосстановления и трофической сложности привело бы к искажению реальной ситуации. В то же время качество аэрофотографического материала недостаточно для полного выявления разнообразия типов экосистем и формационного состава .биологических сообществ. В такой ситуации традиционный подход к ранжированию экосистем по факторам экологического риска малопригоден, а использование интенсивности воздействия как его критерия оказывается единственно возможным.
Многие позиции приведенной в таблице оценки могут показаться странными, во многом противоречащими теоретическим представлениям об устойчивости экосистем, на основе которых составлена классификация в работе В.В. Воробьева с соавт. Однако анализ показывает, что в этом есть своя логика. На озерно-ингрессионной террасе экологический риск более всего возрастает в контактных (транзитных) зонах - краевых частях болотных массивов, приречных участках долины рек и снижается в центральных частях болотных массивов. На Агаском материке риск возрастает на более крутых склонах и на наиболее дренированных и возвышенных частях водораздельных поверхностей.
Разумеется, описанный способ оценки экологического риска не лишен недостатков. Прежде всего, существует определенная случайность оценки, зависящая от того, как размещена в пространстве антропогенная нагрузка. Так, на участках слабо дренированных водоразделов и на террасовидных ступенях антропогенная нагрузка отсутствует, что лишает нас возможности объективной оценки экологического риска вообще. Экспертным путем им присвоены баллы (2) по аналогии со сходными элементами рельефа. Нижние делювиальные части склонов, напротив, чрезмерно подвержены воздействию, в связи с чем они исключены при расчете баллов, а высший балл (5) присвоен им условно.
Эти недостатки объясняются тем, что чем более дробную классификацию территории мы делаем, тем выше вероятность, что в некоторых территориальных единицах нагрузки может не оказаться совсем или она будет представлена лишь фрагментарно. В то же время воздействие может проявиться с соседних территорий. Интенсивность воздействия / в этом случае будет стремиться к бесконечности, что делает данный показатель не совсем удобным. В качестве эквивалента предлагается использовать близкий по смыслу и функционально связанный с I показатель:
J = Sp/(Sp + Sc) * 100% = I/(I+1) * 100%
J изменяется от 0 .до 100 и показывает долю площади парагенетических экосистем в общей площади всех нарушений, что удобно выражать в % (см. табл. 6). Тем не менее при оценке экологического риска этот показатель не дает никаких преимуществ, когда на территории какого-либо типа экосистем отсутствуют и нагрузка, и воздействие.
Другой недостаток связан с тем, что при выделении нагрузки и воздействия не учитываются вырубки и гари. Развитие мощной транспортной сети, несомненно, стимулирует лесную промышленность к разработке лесосырьевой базы, недоступной в отсутствие дорог, строительство которых не под силу лесной отрасли. Вырубки, возникающие при этом, непосредственно не связаны с нефтедобывающими объектами, и выделять их в качестве парагенетических экосистем было бы неправомерно. Что же касается гарей, дистанционным способом отделить связанные непосредственно с нефтедобывающими объектами от тех, которые возникли естественным путем или под воздействием иной человеческой деятельности, не представляется возможным. Для детального анализа горимости лесов необходимы наземный учет всех возгорании и расследование их причин.
Наконец, еще один недостаток дистанционного метода получения информации о площади нарушенных земель. Известно, что интенсивность воздействия (не на уровне ландшафта в целом, а на уровне отдельных экосистем) довольно быстро сокращается по мере удаления от источника, т.е. обратно пропорционально расстоянию, или по экспоненциальному закону в согласии с уравнением диффузии. По этим законам должна изменяться и глубина нарушений. Вокруг источников воздействия можно обнаружить целый спектр экосистем - от сильно нарушенных и измененных до таких, где изменения почти незаметны. Несмотря на это, при дешифрировании выделяются только те участки, где изменения достаточно существенны и могут быть опознаны на аэроснимках. Специальными методами с использованием специальной съемки можно выявить больше нарушений, но среди них всегда остается множество "невидимых" для дистанционных методов, площадь которых может быть в два и более раз больше. Поэтому то, что дешифрируется на аэрокосмических снимках, всегда лишь часть нарушенного на самом деле. Весьма вероятно, что на залесенных территориях дистанционными методами выявляется меньшая площадь нарушений, чем на открытых (болотных или луговых). Это весьма существенно может влиять на сравнительную оценку экологического риска, так как, по имеющимся оценкам, разница в интенсивности воздействия на суходольных (лесных) и на открытых (болотных) территориях невелика.
Определение соотношения видимых и невидимых нарушений - дело будущего. Ниже, на примере Сургутского Полесья, приводится характеристика всего спектра нарушенных экосистем под воздействием нефтедобычи и описывается один из возможных методов оценки степени их нарушенности.
