<<
>>

ЭКОЛОГО-ТОКСИКОЛОГИЧЕСКИЕ подходы к ОЦЕНКЕ ВОЗДЕЙСТВИЯ НА МОРСКУЮ СРЕДУ И БИОРЕСУРСЫ

Патин С.А.

Всероссийский научно-исследовательский институт рыбного хозяйства и океанографии (ВНИРО)

107140 Москва, В. Красносельская ул., 17, patin@vniro.ru

Рассмотрены подходы и методы морской экотоксикологии для решения задач оценки антропогенного воздействия (в основном загрязнения) на морские экосистемы и биоресурсы в контексте общей методологии оценки воздействия на окружающую среду (ОВОС).

Предложены шкалы пространственных и временных масштабов воздействия и классификация экологических нарушений в море, а также принципиальная схема ОВОС для разных видов морской деятельности. Выделены характерные фазы развития токсических эффектов в морской биоте в зависимости от интенсивности и времени воздействия. Предложен ряд эколого-токсикологических критериев и порогов для оценки последствий загрязнения, и даны примеры их применения для решения задач ОВОС и прогноза экологических нарушений в море.

Одно из центральных мест в современном арсенале природоохранных средств занимает оценка воздействия на окружающую среду (ОВОС). Эта процедура системного анализа экологических последствий деятельности человека является сейчас важнейшим механизмом обеспечения экологической безопасности в большинстве стран мира. Вместе с тем надо подчеркнуть, что методология ОВОС и ее практические приложения, в том числе применительно к водным объектам, пока далеки от какой-либо завершенности и до сих пор остаются в сфере активных поисков и дискуссий [10, 12, 17]. В данной работе эта проблема рассмотрена в связи с использованием подходов и методов водной токсикологии для решения задач регламентации и оценки техногенного воздействия (в основном загрязнения) на морские экосистемы и биоресурсы.

Основные методологические трудности и ограничения.

Успех оценки состояния любой системы и ее изменений под влиянием внешних воздействий зависит, прежде всего, от системной сложности объекта.

Наиболее сложные системы, к которым относятся объекты биосферы (включая экосистемы морей) меняют свое состояние как под воздействием внешних причин, так и за счет их внутренних свойств. Относительная целостность морских экосистем и сообществ поддерживается в основном засчет непрерывных изменений их структурнофункциональной организации и флуктуации большинства биотических и абиотических характеристик, что трактуется иногда как “устойчивая неравновесность”. Главный камень преткновения, о который разбиваются до сих пор все попытки разработать какую-либо унифицированную и удобную для практического применения методологию ОВОС для морских водоемов, заключается в исключительной сложности их экосистем и сильной пространственно-временной изменчивости большинства экосистемных параметров. К этому надо добавить разнообразие факторов, ситуаций и типов техногенного воздействия на природу и широкий набор биологических реакций и откликов в экосистемах в ответ на такое воздействие [20].

Другая, не менее серьезная методологическая трудность состоит в обосновании таких показателей и критериев оценки состояния экосистем, которые позволяли бы судить о допустимых пределах их изменений под влиянием деятельности человека на фоне крайне динамичных процессов в морских водоемах и естественной флуктуации их параметров. Здесь мы вторгаемся в одну из наиболее дискуссионных проблем фундаментальной и прикладной экологии, связанную с понятием устойчивости природных систем. Одно перечисление известных формулировок этого понятия заняло бы слишком много места. Большинство из них сводятся к тому, что устойчивость системы - это ее способность сохранять свои свойства в условиях действующих внутренних и внешних возмущений [3].

Для условно-равновесных природных систем, к которым в первом приближении можно отнести водные экосистемы, справедлив принцип Ле-Шателье: при внешнем воздействии, выводящем систему из состояния устойчивого равновесия, равновесие смещается в том направлении, при котором эффект внешнего воздействия ослабляется.

Иначе Говоря, всякая экосистема обладает определенным резервом сопротивления (противостояния, нейтрализации) по отношению к любым неблагоприятным (стрессовым) воздействиям, направленным на ее разрушение. Эти достаточно очевидные исходные представления, подтверждаемые простыми наблюдениями за окружающей нас природой, привели к разработке таких концепций и понятий, как “емкость среды”, “экологическая емкость”, “ассимиляционная емкость”, “биологическое самоочищение”, “буферность” водных экосистем и т.д. [5, 15, 22]. Более того - некоторые из этих понятий, например “самоочищающая способность водоемов”, были введены в нормативно-правовые документы, а концепция “ассимиляционной емкости” в разных ее вариантах стала по существу краеугольным камнем всей водоохраной стратегии и практики в нашей стране и за рубежом. Отсюда возникли затем системы нормирования качества водной среды (нормативы ПДК) и удаления отходов в водоемы (нормативы ПДС),

Примерно с середины 70-х годов, когда пресноводные водоемы и значительная часть прибрежных морских вод оказались тотально загрязненными, эти системы и концепции стали подвергаться ожесточенной критике как научно несостоятельные и “легализующие” загрязнение. В качестве альтернативы был выдвинут известный “предосторожный” подход с его крайними требованиями “нулевого сброса”, запрета ряда видов хозяйственной деятельности и другими предложениями популистского характера [18].

С этим трудно согласиться, поскольку концепция “ассимиляционной емкости” достаточно обоснована во многих работах. Было бы странно, например, отрицать способность морских экосистем трансформировать и нейтрализовать определенные количества загрязняющих веществ без нарушения качества среды и снижения устойчивости экосистем. Сама по себе эта концепция нейтральна и не является индульгенцией для оправдания необоснованных сбросов отходов в водоемы. Все дело в том, как применять эту концепцию и основанную на ней систему регламентации и оценки экологических последствий хозяйственной деятельности.

Вместе с тем надо согласиться с необходимостью расширения арсенала методологических подходов и методических средств ОВОС на основе новых принципов и подходов. К их числу, несомненно, относятся методы и подходы водной токсикологии и морской экотоксикологии.

Общая схема и этапы оценки воздействия. Какой-либо единой общепризнанной методики ОВОС, пригодной для всех видов хозяйственной деятельности, в России (как, впрочем, и в других странах) до сих пор не существует. Традиционно основные принципы ОВОС включают в себя:

комплексность - использование набора разных методов и подходов, позволяющих оценивать разные стороны сложной картины техногенного воздействия на природу;

интеграцию - рассмотрение во взаимосвязи всех аспектов (экологических, технических, экономических, социальных) реализации того или иного проекта;

вариантность - поиски оптимальных природоохранных решений;

регионалъностъ - привязка анализа и оценок к конкретным экологическим, социально-экономическим и другим особенностям того или иного региона.

По официальной трактовке [14], “под оценкой воздействия намечаемой хозяйственной и иной деятельности на окружающую среду понимается процесс, способствующий принятию экологически ориентированного управленческого решения о реализации намечаемой хозяйственной и иной деятельности посредством определения возможных неблагоприятных воздействий, оценки экологических последствий, учета общественного мнения, разработки мер по уменьшению и предотвращению воздействий”. Нормативные документы требуют также, чтобы “предполагаемые воздействия были оценены в терминах границ, интенсивности и длительности”.

Одна из возможных схем решения задач ОВОС применительно к разным видам хозяйственной деятельности в морской прибрежной зоне и на шельфе показана на рис. 1.

Эта схема была использована для оценки и прогноза экологических последствий при освоении морских нефтегазовых месторождений [12]. Базовые Этапы данные ОВОС

Рис. 1. Принципиальная схема, этапы и последовательность решения задач ОВОС и прогноза экологических последствий хозяйственной деятельности в прибрежной зоне и на шельфе морей.

Предлагаемая схема, с одной стороны, достаточно традиционна и учитывает принятые в России общие нормативноправовые правила и требования.

С другой стороны, в ней заложены элементы и подходы, которые обычно отсутствуют в известных российских и зарубежных системах ОВОС. К их числу можно отнести:

Сочетание двух основных подходов к оценке возможных негативных эффектов, а именно - качественного (непараметрического) анализа и количественных (в том числе нормативных) расчетов предполагаемых потерь (ущербов), что позволяет скорректировать недостатки и ограничения каждого из двух подходов.

Введение пространственно-временной шкалы воздействий и градации нарушений по совокупности выделенных показателей.

Использование экосистемных (популяционных) критериев и порогов для оценки допустимости возможных эффектов.

Использование эколого-токсикологических методов и подходов для характеристики масштабов экологических нарушений в море и количественной оценки ущербов.

Все это в совокупности позволяет снизить неизбежную неопределенность оценок и получить достаточно объективную картину прогнозируемых природных нарушений как при выполнении отдельных видов работ в прибрежной зоне и на шельфе, так и при реализации крупных морских проектов.

В настоящее время в России используется несколько методических подходов к оценке ущерба водным биоресурсам и рыбным запасам, которые зафиксированы в ряде нормативног методических документов различного статуса [1]. Обычно они предусматривают решение следующих основных задач:

оценку размеров и параметров зоны поражения (площадь загрязненной акватории, концентрация вредных веществ и

др);

оценку обилия промысловых и кормовых гидробионтов в зоне поражения;

оценку потерь (в основном - гибели) организмов в водной толще и на дне;

определение потенциального вклада погибших промысловых организмов в составе будущих (возможных) уловов.

При расчете итоговых величин ущерба рыбным запасам в стандартные формулы вводятся различные коэффициенты и параметры, учитывающие интенсивность биопродуцирования, промысловый возврат, состояние кормовой базы, нормы стоимости и др.

Критический анализ таких методик [7] показывает их неадекватность, необоснованность жесткого закрепления расчетных процедур и необходимость дополнения нормативных методик альтернативными приемами расчетов.

Имеются также предложения по использованию экологоэкономических подходов к оценке рыбохозяйственных ущербов от разных видов деятельности на водоемах. Предлагается, в частности, при расчете ущербов от загрязнения опираться на удельные стоимостные показатели водных биоресурсов и учитывать экологическую уязвимость акваторий, объемы загрязняющих веществ и их опасность [9]. Однако эти и другие предложения такого рода пока не получили статуса официальных методик и находятся в стадии дискуссий.

Ранжирование воздействий и градация эффектов. Важнейшим базовым элементом любой системы ОВОС должны быть наборы шкал для выбранных пространственных и временных масштабов воздействий и их последствий, а также для дифференцированного описания их характера и интенсивности. В этой связи надо констатировать отсутствие каких-либо общепринятых методик таких оценок и неизбежность элементов условности и относительности при любых попытках описать состояние экосистемы или фактора воздействия на нее в категориях , “хорошее”-“плохое”, “сильное”-“слабое”, “допустимое”-“недопустимое” и т.д. Это вполне естественно, поскольку хороших или плохих состояний природных экосистем в принципе не существует. Наши представления о вредности любого техногенного воздействия условны по своей сути, что в полной мере относится к любым экологическим нормам и критериям оценок последствий. В то же время у нас нет другого способа конкретизировать результаты ОВОС и придать им хотя бы полуколичественный вид. В противном случае мы обречены на малопродуктивные попытки текстуальных или иных описаний сложнейших природных систем с бесконечным набором прямых и обратных связей (чаще всего нелинейных) без каких-либо надежных оснований для достижения конечных целей ОВОС и с большим простором для субъективных трактовок и неопределенных оценок.

Один из вариантов шкалы пространственных и временных масштабов воздействия, а также степени его проявления (интенсивности) на разных этапах морских и прибрежных работ приведен в табл. 1. В отличие от других классификаций такого рода [10, 6, 4] предлагаемые градации воздействий и эффектов сопровождаются соответствующими индексами и основаны на критериях и порогах популяционных нарушений. Последние, в свою очередь, опираются на анализ динамики развития стрессовых эффектов в морских экосистемах (см. ниже).

При всей условности такого подхода он позволяет дифференцировать • воздействия и их последствия по интенсивности проявлений в различных пространственно- временных масштабах.

Критерии оценок и пороги допустимых воздействий. Как отмечено выше, принципиально важный и до сих пор слабо разработанный аспект всей методологии ОВОС заключается в подборе показателей и критериев для оценки допустимых изменений состояния природной среды. На эту тему, особенно в связи с решением задач экологического нормирования, существует обширная научная литература, однако какого-либо единства мнений по данному вопросу до сих пор нет.

Чаще всего в качестве общего условия допустимости вторжения человека в природу декларируется необходимость обеспечения устойчивости природных экосистем и биоресурсов. Для конкретизации этого довольно расплывчатого требования следует добавить, что речь должна идти об устойчивости экосистем и биоресурсов в пределах естественной изменчивости их основных параметров. Кроме того, надо учитывать временные и пространственные масштабы экологических последствий того или иного вида деятельности. В противном случае мы не сможем провести границу между естественными и антропогенными изменениями в природных системах.

Как известно, принятая в России система водоохраной стратегии базируется в значительной степени на концепции “ассимиляционной емкости” водных экосистем и вытекающего из нее требования соблюдения нормативов ПДК и ПДС

загрязняющих веществ в водной среде. Эта же концепция распространяется и на морские водоемы [5].

Таблица 1. Шкала масштабов воздействия и градация экологических последствий при разных видах морской деятельности: в квадратных скобках указаны индексы (рейтинги) относительных воздействий и нарушений; знак X относится к сумме индексов Масштаб воздействия Показатели воздействия и ранжирование и характер эффектов потенциальных нарушений Пространственный масштаб Точечный [1] Площадь воздействия менее 100 м2 Локальный [2] Площадь воздействия от 100 м2 до 1 км3 Местный [3] Площадь воздействия в пределах 1-100 км2 Субрегиональный [4] Площадь воздействия более 100 км2 Региональный [5] Площадь воздействия охватывает весь регион Временной масштаб Кратковременное [1] От нескольких минут до 24 ч Временное [2] От 24 ч до одного сезона Долговременное [3] От одного сезона до одного года Хроническое [4] Более одного года Обратимость изменений Обратимые [0] (острый стресс) Параметры состояния среды и биоты восстанавливаются за время от нескольких часов до одного сезона Слабо обратимые [3] Параметры состояния среды и биоты восстанавливаются за время от одного сезона до трех лет Необратимые [5] (хронический стресс) Нарушения параметров среды и биоты сохраняются более трех лет Итоговые оценки Незначительные

[1=2-4] Изменения среды и биоты отсутствуют или неразличимы на фоне природной изменчивости Слабые [Z=5-7] Возможны регистрируемые нарушения среды и кратковременные (обратимые) стрессы в биоте ниже порога минимума реакций на уровне популяций (до 10'3 %от нормы параметров состояния) В случае превышения ПДК делается вывод об экологическом неблагополучии в данном месте, и выполняются расчеты ПДС и потенциально возможных ущербов. При этом обычно игнорируется тот факт, что по определению ПДК - это безопасный уровень, гарантирующий качество среды при условии хронического присутствия того или иного вещества в среде. Между тем известно, что кратковременные и локальные превышения этого уровня (как и любого другого экологического фактора) не приводят к гибели организмов и тем более - к необратимым экологическим последствиям. Именно такие ситуации часто возникают в море, в том числе при освоении морских нефтегазовых месторождений [11]. Надо учесть также, что система ПДК ориентирована только на регламентацию качества среды по компонентам химического загрязнения и не учитывает всех остальных факторов техногенного воздействия.

В отличие от только что изложенного выше “нормативного” подхода экосистемный подход предполагает оценку

антропогенных эффектов в экосистемах, сообществах и популяциях с учетом их реального (измеренного или рассчитанного) пространственно-временного масштаба на фоне природной изменчивости показателей состояния биоты (численность, биомасса, видовой состав и др.). В рамках этого подхода могут быть рекомендованы следующие экологические условия (критерии) допустимости техногенных воздействий:

воздействие и вызванные им эффекты носят кратковременный или временный характер и ограничены точечным или локальным масштабом (количественные характеристики см. табл.1);

экологические последствия разовых воздействий в

условиях острого (кратковременного) стресса обратимы и нивелируются за время, сопоставимое со временем воздействия;

нарушения популяционной численности, запасов и

воспроизводства ключевых видов (в том числе промысловых) отсутствуют либо неразличимы на фоне их естественной динамики в пределах ареала каждого из видов в районе планируемых или осуществляемых работ.

Одновременное выполнение всех этих трех условий в ситуациях, когда никаких других вредных воздействий в данном районе нет, может служить определенной гарантией экологической безопасности тех или иных видов морской деятельности. Эти же условия (критерии) могут быть использованы в качестве основы для формирования нормативов предельно допустимого вредного воздействия (ПДВВ), применение которых обусловлено природоохранным законодательством и недавним постановлением Правительства РФ [2].

Изложенные выше условия, градации и критерии для оценки экологических эффектов могут быть дополнены ориентировочными порогами нарушений на популяционном уровне. К их числу, согласно известной классификации [16], можно отнести следующие три порога:

порог минимума реакций - до 10'3% отклонения от средней нормы для основных популяционных параметров (биомасса, численность и др.) в условиях хронического стресса и до 10'1 % - в условиях острого стресса;

порог нарушения стационарного состояния (колебаний) - около 10% от нормы;

порог постепенной деградации (деструкции) популяций и сообществ - более 50% от нормы основных параметров.

Предложенные пороги и критерии являются, конечно, условными и приближенными как, впрочем, и любые другие показатели такого рода (включая официальные нормативы). Однако в совокупности с системой индексов для ранжирования воздействий и градации эффектов (см. табл.1) они позволяют “свернуть” традиционные многотомные материалы ОВОС и представить результаты комплексной оценки последствий хозяйственной деятельности на шельфе в компактной и удобной для восприятия форме. Один из примеров такой оценки, основанный на обобщении известных данных о влиянии рыболовства, загрязнения и нефтедобычи на биоресурсы окраинных морей России [13], показан на рис. 2.

1 2 3 4 5

Рис. 2. Влияние рыболовства и других видов воздействия на рыбные ресурсы окраинных морей России (в процентах от биомассы запаса промысловых популяций) [13]:

1,2- соответственно, общий запас и улов промысловых рыб (вертикальные пунктирные линии отражают характерные диапазоны изменчивости запасов и уловов); 3 - сброс “нежелательных уловов” по данным мировой статистики; 4 - максимально возможное снижение биопродуктивности и биомассы рыб на шельфе за счет загрязнения морской прибрежной зоны; 5 - максимально возможные ущербы (потери биомассы рыб) при разведке и эксплуатации нефтегазовых месторождений на шельфе; ПНС - порог нарушения стационарного состояния популяций (около 10% от запаса).

Динамика и фазы развития стрессовых (токсических) эффектов. Как известно, многие нормы качества водной среды и показатели вредности сточных вод и их компонентов получены на основе токсикологических методов. Однако их использование в практике ОВОС до сих пор не нашло широкого распространения из-за слабой разработки методических основ такого подхода, что в свою очередь связано со сложностью поведения и токсического действия загрязняющих веществ в природных условиях. Это в полной мере относится и к оценке последствий загрязнения морской среды при разных видах деятельности в прибрежной зоне и на шельфе. Между тем именно здесь такие методы могли бы быть особенно перспективными благодаря совместному использованию токсикологических данных, результатов моделирования и полевых наблюдений за поведением примесей, поступающих в море. При реализации такого подхода возможны следующие основные этапы и операции:

построение шкалы токсичности и выделение характерных диапазонов концентраций (уровней) загрязняющих веществ, при которых может проявляться вся гамма возможных биологических реакций - от острых поражений до отсутствия регистрируемых эффектов;

моделирование либо иное пространственно-временное описание (например, по аналогии с известными прецедентами в сходных условиях) распределения примесей в морской среде при разных режимах сброса и в разных (нормальных или аварийных) ситуациях;

сопоставление ареалов распределения примесей с диапазонами концентраций, вызывающих те или иные токсические эффекты для массовых видов морских организмов;

интерпретация и анализ полученных результатов с учетом известной информации о ПДК основных загрязняющих веществ, состоянии биоресурсов, характере возможных биологических эффектов и поведении сбрасываемых отходов в морской среде;

оценка и прогноз биологических последствий, включая расчеты рыбохозяйственного ущерба, по всей совокупности имеющихся данных.

Конкретные иллюстрации применения эколого-токсикологических подходов для оценки последствий добычи углеводородов в море были даны ранее [12].

Анализ динамики токсических эффектов в водной среде [21] показывает, что наиболее быстрые и относительно легко регистрируемые эффекты возникают на суборганизменном (физиолого-биохимическом) и организменном уровнях с последующей компенсацией этих эффектов либо их передачей на более высокие уровни биологической иерархии в экосистемах.

Устойчивые нарушения в сообществах и экосистемах (экологические модификации) проявляются лишь при длительных воздействиях, которые могут приводить к структурнофункциональным изменениям на популяционном уровне, выходящим за пределы их естественной изменчивости в конкретных условиях данного региона. Некоторое представление об этих процессах можно получить по схеме на рис.З.

Острый стресс—

(часы, сутки, недели)

—Хронический стресс - (месяцы, сезоны, годы)

Порог начала популяционных реакций

•Деградация биотопов и биоценозов •Снижение видового разнообразия •Изменения численности и доминирования •Изменения распределения Нарушения размножения

•болезни •Уменьшение размеров •(Снижение скорости роста •Тканевые аномал ри * Нарушения энергетического баланса •Клеточные аномалии j

• Физиологические |зеакции :

• Поведенческие реакции :

Рис. 3. Характер и последовательность проявления стрессовых эффектов на разных уровнях биологической иерархии в море.

Время проявления стрессовых эффектов

Ранние эффекты

Поздние эффекты

* Биохимические и клеточное проявления

В развитии любого неблагоприятного (стрессового) эффекта на каждом из уровней биологической иерархии следует различать следующие три основные фазы:

фаза толерантности (безразличия и/или устойчивости) - изменения процессов и параметров не выходят за пределы нормы естественных колебаний;

фаза компенсации (начальный этап адаптации) - стрессы проявляются в форме первичных обратимых реакций (поведенческих, физиологических и др.);

фаза повреждений (при достаточно длительных воздействиях) - адаптивные возможности на данном уровне исчерпаны и компенсация последствий возможна только на более высоких уровнях.

В качестве примера на рис. 4 отражена общая последовательность развития стрессовых эффектов в море в

Летальные эффекты

Сублетальные эффекты

Ухудшение размножения

Снижение скорости роста

Ухудшение питания

Поведенческие реакции Толерантная зона

/ЩК = 50мкг/л

0 1 10 100 1000 10000

Концентрация нефти в морской воде, мкг/л

^Недействующая концентрация

0 1 10 100 1000 10000

Концентрация нефти в донных осадка, мг/кг

Рис. 4. Последовательность основных реакций и откликов в морской биоте в зависимости от концентрации углеводородов нефти в морской воде и донных осадках.

Таблица 2. Экологический спектр реакций основных групп морской биоты при нефтяных разливах в открытых водах без соприкосновения нефти с берегом: 1 - разливы объемом до 100т, 2 - разливы объемом до 1000 т [12]. Характеристика эффектов для разных групп биоты Фазы развития стрессовых эффектов Фито

планктон Зоо

планктон Нектон

(рыбы) Бентос ! 1 2 1 I 2 112 1 1 2 Уровни

биологической

иерархии

Оборгаиомешшй

(физиологический)

Популяционный

Повреждения Порог минимума реакций (Iff -Iff % от нормы)**

Биоцентотический

(сообщества)

Толерантность

Компенсация

Повреждения Порог нарушений стационарного состояния (10%)

Толерантность

Компенсация

Экосистемный

Повреждения Порог постепенной деструкции (>50% от нормы)

условиях нефтяного загрязнения. Эти же процессы для основных групп морской биоты показаны в табл. 2, из которой следует, что реакции планктона и ихтиофауны при нефтяных разливах в открытых водах шельфа (без соприкосновения нефти с берегом) не выходят за пределы суборганизменного и организменного уровней.

Зависимость эффектов от интенсивности и времени воздействия. Поиски зависимостей токсического эффекта от интенсивности и времени воздействия составляют главную задачу как водной токсикологии, так и того ее направления, которое называют экологической токсикологией. Аналогичные по смыслу задачи возникают в

рамках ОВОС, когда надо оценить, например, биологические последствия нефтяного разлива или разового сброса в море буровых растворов и других отходов в условиях изменяющегося во времени и пространстве распределения токсикантов в водной среде. Основные трудности решения подобных задач связаны с целым рядом обстоятельств.

Во-первых, надо учесть, что реагирование организмов при стабильных уровнях содержания токсиканта в среде (хроническое воздействие) радикально отличается от картиныкратковременного (острого) воздействия. Относительно точные (воспроизводимые) функциональные зависимости эффекта (Е) от времени (t) и концентрации (С) типа H=f,(t) при C=const и E=f2(C) при t=const удается получать только в контролируемых условиях кратковременных лабораторных опытов (длительностью обычно 24-48 часов) на моновидовых тест-культурах. Для экстраполяции результатов таких опытов на условия хронического воздействия применяют так называемые “коэффициенты запаса”, которые могут меняться в широких пределах - обычно от 10 до 100.

Во-вторых, само понятие “токсический эффект” достаточно неопределенно и многозначно. Симптомы и критерии оценки токсического действия практически бесконечны - от первичных и обратимых реакций (физиологических, биохимических, поведенческих и др.) до поражения основных функций организма и его гибели. Наиболее просто и надежно регистрируется смертность организмов моновидовых культур тест-объектов» Но даже в этом простейшем случае чувствительность реагирования может меняться в широких пределах (до 10 и более раз) в зависимости от многих факторов и, прежде всего, от стадии развития организма.

Из сказанного выше очевидно, что построение каких-либо строгих (количественных) функциональных зависимостей “эффектов” воздействия загрязняющих веществ на морскую биоту от времени и интенсивности воздействия в природных условияхв принципе невозможно.

Однако можно попытаться выделить на шкале возможных концентраций токсиканта в море те его уровни, которые позволяют провести границы между характерными зонами проявления вредных (стрессовых) эффектов. Среди всех возможных вариантов в данном случае целесообразно выделять три зоны (диапазоны концентраций), которые соответствуют описанным выше трем фазам развития стрессовых эффектов в биоте природных экосистем по мере усиления интенсивности вредного воздействия. Рассмотрим ход этих процессов применительно к действию двух достаточно распространенных вредных факторов морской среды - нефтяных углеводородов и минеральной взвеси.

Стрессовые эффекты нефтяного загрязнения. Ниже дана краткая характеристика каждой из трех зон проявления токсических эффектов в условиях нефтяного загрязнения, соответствующих трем фазам стресса - толерантность, компенсация, повреждения. Эта характеристика основана на анализе многочисленных данных (более 200 публикаций) о действии нефти на морские организмы разных экологических и систематических групп [19, 11, 12].

Зона толерантности.В пределах этой зоны влияние нефтяных углеводородов на организмы планктона и нектона (включая рыб) в пелагиали отсутствует либо его невозможно различить на фоне природной динамики эколого-физиологических процессов в живых организмах. Иначе говоря, нефть как экологический фактор среды в данном Случае практически не играет какой-либо заметной роли. Верхняя граница этой зоны зависит, естественно, от времени экспозиции. Анализ всех известных данных показывает, что в условиях хронического стресса, продолжительность которого соизмерима со временем онтогенеза для организмов планктона и нектона (обычно в пределах 103—104 часов), граница зоны толерантности близка к 10'3 мг/л углеводородов нефти ¦в воде для наиболее чувствительных видов зоопланктона. По мере сокращения времени действия нефти эта граница будет сдвигаться в сторону более высоких концентраций. В первом приближении можно принять, что при переходе от хронических экспозиций (104-103 часов) к временным диапазонам (в часах) 103—102, 102— 10, 10-1 и 1-0 уровень толерантности будет повышаться на порядок величины концентрации нефти в воде для каждого из этих диапазонов.

Зона компенсации. На шкале концентраций эта зона ограничена верхней границей зоны толерантности и нижней границей зоны повреждений. В пределах этой зоны токсическое действие нефти начинает проявляться в форме первичных обратимых реакции физиолого-биохимического или поведенческого характера (например, изменение скорости

фотосинтеза планктонных водорослей, нарушения дыхания и других процессов метаболизма в организмах зоопланктона, поведенческие реакции личинок и молоди рыб). После снятия нефтяного фона в среде все эти адаптационные процессы достаточно быстро нормализуются без существенных негативных последствий для организмов и без каких-либо откликов на уровне

популяций. Для условий хронического стресса диапазон

нефтяного загрязнения, который ограничивает зону компенсации, довольно широк, и его можно принять в пределах 10"3—10"1 мг/л растворенных углеводородов. По мере перехода к более коротким интервалам экспозиции границы зоны компенсации, так же как и для зоны толерантности, будут сдвигаться в сторону более высоких уровней содержания нефти в воде.

Зона повреждений. После исчерпания возможностей организма компенсировать вредное воздействие начинают

проявляться симптомы необратимых сублетальных эффектов, которые завершаются поражением жизненно важных систем и последующей гибелью организма. Нижний порог проявления таких эффектов при достаточно длительном (более 100 часов) и хроническом (более 1 ООО часов) воздействии низких концентраций нефти в воде можно оценить величиной порядка 10’1 мг/л нефти. По мере сокращения времени экспозиции (то есть при переходе от хронического стресса к условиям острой интоксикации) этот порог будет повышаться подобно тому, как описано выше для зон толерантности и компенсации.

Обобщенное графическое отображение сложной динамики развития стресса в зависимости от уровня и времени действия нефтяного загрязнения толщи воды в пелагиали, основанное на сделанных выше определениях и допущениях, показано на рис. 5.

10 ш2

Время воздействия, часы

Рис. 5. Границы характерных зон проявления стрессовых эффектов в морской биоте в условиях нефтяного загрязнения (по оси ординат дана концентрация нефти в морской воде) в зависимости от времени воздействия: светлое поле - зона толерантности, серое поле - зона компенсации, темное поле - зона повреждений (определение зон см. текст).

Стрессовые эффекты минеральной взвеси в море. На рис. 6 отображена последовательность развития стрессовых эффектов в морской биоте при нарастании уровней содержания в воде тонкодисперсной минеральной взвеси. Более подробный анализ этих эффектов, основанный на известных данных (более 100 публикаций) о действии взвеси на организмы разных систематических и экологических групп в море [12], позволяет дать следующую краткую характеристику трех основных зон проявления стресса в море для ситуаций повышенного содержания взвешенного вещества в условиях шельфа.

Зона толерантности. Из определения этой зоны следует, что в ее пределах какое-либо влияние данного фактора на морскую биоту либо отсутствует, либо его невозможно различить на фоне природной динамики эколого-физиологических процессов в живых организмах. Содержание взвеси в море варьирует в очень широких пределах - от 0.01 до 1000 мг/л [8].

Летальные эффекты Сублетальные эффекты Ухудшение размножения Ухудшение питания Первичные реакции Зона толерантности

^ ПДК для шельфовых вод

0110100100010000

Концентрация взвеси в морской воде, мг/л

Рис. 6. Последовательность основных реакций и откликов в морской биоте в зависимости от содержания минеральной взвеси в воде.

С учетом реакций организмов, наиболее чувствительных к присутствию минеральных частиц в воде, верхнюю границу зоны толерантности для условий долговременного воздействия (102—104 часов) можно принять равной 1 мг/л. По мере сокращения времени действия эта граница будет сдвигаться в сторону более высоких концентраций. Как и в случае с нефтью, можно также принять в первом приближении, что при переходе от длительных к более коротким экспозициям верхний уровень толерантности будет повышаться в среднем на порядок величины концентрации взвеси в воде для каждого из диапазонов времени воздействия в пределах 102 — 10, 10-1 и 1-0 часов.

Зона компенсации. Приведенная выше краткая характеристика адаптационных процессов в пределах зоны компенсации в полной мере относится и к биологическим реакциям, вызванным повышенным содержанием в воде минеральной взвеси. Для условий долговременных стрессов длительностью от 102 до 104 часов диапазон концентраций взвеси, который ограничивает зону компенсации, можно принять в пределах 1-10 мг/л. По мере перехода к более коротким интервалам экспозиции границы зоны компенсации будет сдвигаться в сторону более высоких уровней содержания взвеси в воде. Протяженность этой зоны по шкале концентраций можно принять ориентировочно в пределах порядка величины отверхней границы зоны толерантности для каждого из указанных выше диапазонов времени воздействия.

Зона повреждений. Механизм вредного воздействия взвеси на морские организмы связан главным образом с поражением органов фильтрации и дыхания многих видов зоопланктона и рыб с последующей аноксией (недостаток кислорода), физиолого-биохимическими аномалиями и гибелью. В условиях хронического стресса сублетальные эффекты могут проявляться для особо чувствительных форм (например, для Некоторых видов ихтиопланктона) уже в пределах 10-100 мг/л взвеси в воде. Исходя из известных данных [12], нижние пороги зоны повреждений (первые признаки необратимых нарушений и гибели) при действии минеральной взвеси в диапазонах времени 0-1, 1-10 и 10-100 часов можно принять равными Ю4, 103 и 102 мг/л соответственно.

мг/л 104

103

Ш2

10 1

10'1 10'2

0 Ґ" 10 io2 io3 ~lo4

Рис. 7. Границы характерных зон проявления стрессовых эффектов в морской биоте в зависимости от времени воздействия минеральной взвеси (по оси ординат дана концентрация взвеси в морской воде): светлое поле - зона толерантности, серое поле - зона компенсации, темное поле - зона повреждений (определения зон см. текст).

Обобщенное графическое отображение динамики развития стресса в биоте пелагиали в зависимости от уровней и времени воздействия минеральной взвеси представлено на рис. 7.

Таким образом, на основе анализа известной информации впервые удалось получить ориентировочные границы (пороги) трех основных зон стресса в разных временных диапазонах при действии на морскую биоту нефти и минеральной взвеси. Эти пороги позволяют интерпретировать результаты моделирования и полевых наблюдений за содержанием нефти и взвеси в море с эколого-токсикологических ПОЗИЦИЙ. В частности, можно описывать и прогнозировать пространственно-временную динамику не только самих факторов воздействия, но и сопутствующих им стрессовых эффектов при всех ситуациях, связанных с поступлением в море нефти и взвеси, включая нефтяные разливы, строительные работы на шельфе, прокладку трубопроводов, дноуглубление, дампинг и пр.

ВЫВОДЫ

Основные методологические трудности и ограничения при оценке антропогенного воздействия на морские экосистемы и биоресурсы связаны с их исключительной сложностью и сильной изменчивостью во времени и пространстве большинства их параметров. Один из путей преодоления этих трудностей связан с использованием эколого-токсикологических методов и подходов.

Предложенная схема ОВОС и пространственно- временная шкала воздействий и эффектов, а также наборы критериев и порогов для оценки последствий антропогенного воздействия на морские экосистемы позволяют снизить неопределенность таких оценок и получить в сжатом виде достаточно объективную картину прогнозируемых природных нарушений.

В развитии токсического эффекта на каждом из уровней биологической иерархии в море следует различать три последовательно протекающие фазы и соответствующие им зоны - зоны толерантности, компенсации и повреждения. На основе известных данных по экотоксикологии нефти и минеральной взвеси в море впервые получены ориентировочные границы расположения этих зон на шкале концентраций в зависимости от времени воздействия.

СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

Александров А.К, Полторацкий С.В. О существующих нормативно-методических документах по оценке ущерба рыбному хозяйству и практике их применения // Материалы международного семинара по проблеме нормативнометодического обеспечения оценок ущербов рыбному хозяйству от разработки нефтегазовых месторождений на морском шельфе. М.: РАН, 1999. С. 62-70.

Временные методические указания по разработке нормативов

предельно допустимых вредных воздействий (ПДВВ) на морскую среду и природные ресурсы внутренних морских вод и территориального моря РФ (при разведке морских нефтегазовых месторождений). М.: Госкомэкология РФ,

2000.

Дмитриев В.В., Третьяков В.Ю., Кулеш В.П., Огурцов А.Н.,

Васильев В.Ю.. Бойцов А.В. Оценка устойчивости и

чувствительности водных экосистем к антропогенному эвтрофированию // Известия Русского Географического Общества. 1995. Т.125, Вып.4. С.16-25.

Зеленков В.М., Мискевич И.В. Оценка возможного

воздействия добычи нефти на морские арктические экосистемы на примере Приразломного месторождения в Печорском море // Материалы международного семинара “Охрана водных биоресурсов в условиях освоения нефтегазовых месторождений на шельфе РФ”. М.:

Госкомрыболовство, 2000. С. 48-59.

Израэль Ю.А., Цыбань А.В. Антропогенная экология океана. JL: Гидрометеоиздат, 1989. 527 с.

Кочергин И.Е., Сергушеева О.О. Методический подход к проведению оценки воздействия на окружающую среду для объектов морского нефтегазового комплекса (на примере Сахалинских проектов) // Г идрометеорологические и экологические условия дальневосточных морей: оценка воздействия на морскую среду. Вып. ДВНИГМИ №2. Владивосток: Дальнаука, 1999. С. 176-192.

Криксунов Е.А., Павлов Д.С., Бобырев А.Е., Полонский Ю.М. Расчетные процедуры оценок ущербов биоресурсам в свете современных научных данных // Материалы международного семинара по проблеме нормативно-методического обеспечения оценок ущербов рыбному хозяйству от разработки нефтегазовых месторождений на морском шельфе. М.: РАН, 1999. С. 62-70.

Лисицын А.П. Процессы терригенной седиментации в морях и океанах. М.: Наука, 1991. 270 с.

Макаров Э.В., Зайдинер Ю.И.Стоимостная оценка водных биоресурсов морских водных объектов России // Основные проблемы рыбного хозяйства и охраны рыбохозяйственных водоемов Азовско-Черноморского бассейна. Ростов-на-Дону: АзНИИРХ, 1998. С. 420-430.

Матишов Г.Г., Никитин Б.А. (ред.). Научно-методические подходы к оценке воздействия газонефтедобычи на экосистемы морей Арктики (на примере Штокмановского месторождения). Апатиты: Изд-во КНЦРАН, 1997. 393 с.

Патин С.А. Экологические проблемы освоения нефтегазовых ресурсов морского шельфа. М.: Изд-во ВНИРО, 1997. 350 с.

Патин С.А. Нефть и экология континентального шельфа. М.: Изд-во ВНИРО, 2001. 247 с.

Патин С.А. Теория и практика экологического мониторинга и оценки воздействия на морскую среду и биоресурсы. М.: Изд-во ВНИРО, 2003 (в печати).

Положение об оценке воздействия намечаемой хозяйственной и иной деятельности на окружающую среду в Российской Федерации. М.: Госкомэкология, 2000.

Протасов А.А. О концепции емкости среды и экологической емкости //Гидробиол. журн 1994. Т. 30, №4. С. 3-15.

Реймерс Н.Ф. Природопользование (словарь-справочник). М: Мысль, 1990. 638 с.

ICES (International Council for the Exploration of the Sea). Report of the ICES Advisory Committee on Ecosystems. Copenhagen, 2002. 75 p.

Jackson Т., Taylor P.J. The precautionary principle and the prevention of marine pollution // Chemistry and Ecology. 1992. V. 7. P. 123-134.

Patin S.A. Pollution and biological resources of the oceans. London: Butterworse Scientific, 1982. 290 p.

Patin S.A. Global pollution and biological resources of the World Ocean // World Fisheries Congress Proceedings. Oxford and IBH Publ. Co., 1995. P. 69-85.

Patin S.A. Environmental impact of the offshore oil and gas industry. N.Y.: EcoMonitor Publ., 1999. 435 p.

Rand G.M. (ed). Fundamentals of aquatic toxicology. Second edition. Washington: Taylor &Francis, 1995. 1120 p.

Stebbing A.R.D. Environmental capacity and the precautionary principle // Mar. Pollut. Bull. 1992. V.24, №.6. P. 287-295.

ECOTOXICOLOGICAL APPROACHES TO ASSESSMENT OF THE IMPACT ON MARINE ENVIRONMENT AND BIOLOGICAL RESOURCES

Patin S.A.

Russian Federal Research Institute of Fisheries and Oceanography,

patin@vniro.ru

Approaches and methods of marine ecotoxicology developed for the assessment of anthropogenic impact (mainly pollution) on marine ecosystems and living resources are discussed in the context of general methodology of environmental impact assessment (ElA). Space and temporary scales of the impact and classification of ecological disturbances in the sea as well as a conceptual scheme of El A for various types of marine activities are developed. Characteristic phases of the toxic effects development in marine biota are distinguished. A number of ecotoxicological criteria and thresholds for the assessment of consequences of marine pollution are proposed and examples of their application for the purposes of El A and prediction of ecological disturbances in the sea are given.

<< | >>
Источник: Б. А. Флеров. “Актуальные проблемы водной токсикологии”. Сборник статей. Борок, 2004. 248 с.. 2004

Еще по теме ЭКОЛОГО-ТОКСИКОЛОГИЧЕСКИЕ подходы к ОЦЕНКЕ ВОЗДЕЙСТВИЯ НА МОРСКУЮ СРЕДУ И БИОРЕСУРСЫ:

  1. ЭКОЛОГО-ТОКСИКОЛОГИЧЕСКИЕ подходы к ОЦЕНКЕ ВОЗДЕЙСТВИЯ НА МОРСКУЮ СРЕДУ И БИОРЕСУРСЫ