Настоящие методические рекомендации (МР) устанавливают метод расчета критических нагрузок на наземные городские экосистемы по показателям их биогеохимической структуры.

МР распространяются на применение биогеохимических стандартов, основанных на методологии критических нагрузок и направленных на эффект-ориентированное сокращение поступления поллютантов в наземные экосистемы города.

МР предназначены для экологических служб города, осуществляющих контроль состояния окружающей среды.

2. НОРМАТИВНЫЕ ССЫЛКИ

В настоящих МР использованы ссылки на следующие документы:

ГОСТ 17.4.3.03-85. Охрана природы. Почвы. Общие требования к контролю и охране от загрязнения.

ГОСТ 17.4.1.02-84. Охрана природы. Почвы. Термины и определения химического загрязнения.

ГОСТ 17.4.3.03-85. Охрана природы. Почвы. Общие требования к методам определения загрязняющих веществ.

ГОСТ 17.4.3.01-83. Охрана природы. Почвы. Общие требования к отбору проб.

ГОСТ 17.1.1.01-77. Охрана природы. Гидросфера. Использование и охрана вод. Общие термины и определения.

ГОСТ 19179-73. гидрология суши. Термины и определения.

ГОСТ 27065-86 (СТ СЭВ 5184-85). Качество вод. Термины и определения.

3. ОПРЕДЕЛЕНИЯ

В настоящих МР применяются следующие термины.

Агломерация - процесс фактического слияния многих городов и населенных пунктов в единое городское население.

Агрохимикаты - удобрения, пестициды, химические мелиоранты, кормовые добавки, предназначенные для выращивания растений и охраны их от вредителей.

Адаптация - совокупность морфофизиологических, популяционных и др. свойств живых организмов, обеспечивающих возможность устойчивого выживания в конкретных условиях среды.

Алюминий - металл, широко распространенный в земной коре (кларк - 8,05%). ПДК свободного иона А1³⁺ в воде - 0,04 мг/л, в почвенном растворе - 1,8 мг/л (0,2 экв/м³).

Аммиак (NH₃) - газ с резким запахом, образуется в результате процесса аммонификации.

Аммонификация - процесс разложения микроорганизмами азотсодержащих органических веществ (белков, нуклеиновых кислот и др.) с выделением аммиака.

Атмосферные выпадения (жидкие) - вода и растворенные в ней химические соединения в капельножидком (дождь, морось) и твердом (снег, крупа, град) состояниях, выпадающие на поверхность Земли.

Атмосферные выпадения (твердые) - осаждение взвешенных твердых частиц (пыль, пыльца растений, аэрозоли и др.) на поверхность Земли.

Балансовые методы - совокупность методов, позволяющих исследовать и прогнозировать развитие природных процессов путем сопоставления прихода и расхода вещества, энергии и др. потоков в пределах определенной системы.

Бассейн водосборный, или водосбор, - территория, на которой в данную реку или озеро стекают поверхностные и подземные воды.

Биогеохимические аномалии - массовые нарушения развития, роста и функционирования живых организмов, включая человека, наблюдаемые на определенной территории вследствие природных причин или техногенного загрязнения.

Биогеохимический круговорот - циклический процесс перемещения и трансформации химических элементов в пределах биосферы в биогеохимических пищевых цепях живых организмов.

Биологическая продуктивность (биопродуктивность) - способность экосистемы на основе использования вещества и энергии к воспроизводству органического вещества.

Биомагнификация - концентрирование вещества в экосистеме или пищевой цепи, возрастающее на высших (по сравнению с низшими) трофических уровнях.

Биофилы - химические элементы, которые жизненно-необходимы организмам и которые накапливаются в этих организмах в гораздо больших количествах, чем в окружающей среде.

Буферность экосистемы и слагающих её компонентов (почвы, воды, воздуха) - способность сохранять свои основные характеристики при внешних воздействиях.

Выветривание химическое - процесс химического изменения горных пород и почвенных минералов под воздействием атмосферных агентов, грунтовых и поверхностных вод, жизнедеятельности организмов и продуктов их разложения.

Геоинформационная система (ГИС) - сложная информационная система для послойного представления различной пространственно-ориентированной информации.

Гиббсит - минерал подкласса гидроксидов, AL(OH)₃

Деградация экосистемы - устойчивое ухудшение свойств экосистемы в результате воздействия природных и антропогенных факторов.

Денитрификация - процесс восстановления микроорганизмами нитритов и нитратов до газообразных соединений азота.

Емкость катионного (анионного) обмена почвы - максимальное количество катионов (анионов), которое может быть удержано почвой в обменном состоянии (ГОСТ 27593-88).

Жесткость воды - свойство воды, обусловленное присутствием в ней солей кальция и магния.

Загрязнение окружающей среды - процесс обратимого и/или необратимого изменения биогеохимических циклов различных элементов в слагающих окружающую среду экосистемах.

Загрязняющее вещество (поллютант) - вещество, способное причинить вред здоровью людей или окружающей среде.

Кислотность (природных вод, почвы) - способность водных растворов, почв проявлять свойства кислот, определяющиеся концентрацией (активностью) ионов водорода в водном растворе или водной фазе почв; характеризуется величиной водородного показателя, или рН (отрицательный логарифм активности ионов водорода).

Кислые осадки - атмосферные осадки в виде дождя или снега, подкисленные (величина рН < 5,6) из-за растворения в них кислотообразующих промышленных или транспортных выбросов (SO₂, NO_x, HC1 и др.); вызывают подкисление почв и вод и приводят к повреждению и гибели лесов, водных организмов, снижению биопродуктивности, заболеваниям людей и животных.

Кларк химического элемента - числовая оценка среднего содержания химического элемента в литосфере, различных породах, почве, гидросфере, атмосфере на Земле в целом или отдельных территориях.

Коэффициент биологического поглощения - отношение содержания элемента в живых организмах к его содержанию в окружающей среде (кларку).

Коэффициент биогеохимического круговорота - отношение содержания элемента в растительном опаде к его содержанию в верхнем (2-5 см) слое почвы.

Критическая нагрузка - максимальное поступление поллютантов (сера, азот, тяжелые металлы, стойкие органические соединения и др.), которое не сопровождается необратимыми изменениями в биогеохимической структуре, биоразнообразии и продуктивности экосистем в течение длительного времени, т. е. 50-100 лет.

Ксенобиотики - любые чуждые для организма вещества (пестициды, токсины, др. поллютанты), способные вызвать нарушение биологических процессов.

Ландшафт (экосистема) - генетически однородный природный территориальный комплекс, состоящий из взаимодействующих природных и/или антропогенных компонентов.

Нитрификация - микробное превращение азотсодержащих органических веществ в окисленные соединения азота, нитриты и нитраты.

Оксиды азота (N0_x) - смесь оксидов азота, весьма опасных для здоровья людей, животных и растений даже при очень низких концентрациях (ПДК - 0,000009% объемных).

Опад - органические остатки в экосистеме, отмершие или отделившиеся от надземных или подземных частей растений.

Параметр - математическая величина, входящая в формулу и выражения, значение которой остается постоянным в пределах рассматриваемой задачи (математической модели рассматриваемой экосистемы).

Параметры экосистемы - величины, показатели, отражающие функциональные и консервативные свойства экосистемы: биологический круговорот, биопродуктивность, биогеохимические циклы и др.

Пестициды - химические вещества, используемые для борьбы с вредителями и болезнями растений, сорняками, вредителями зернопродуктов, древесины и т.д., а также с экзопаразитами домашних животных, переносчиками опасных заболеваний животных и человека.

Риск экологический - вероятность деградации окружающей среды или перехода её в неустойчивое состояние вследствие загрязнения.

Сернистый ангидрид (двуоксид серы, двуокись серы, SO₂) - газ с резким запахом, окисляемый кислородом до серного ангидрида (SO₃), вредное вещество; среднесуточное ПДК в воздухе - 0,05 мг/м³.

Смог - загрязнение городской атмосферы в виде аэрозольной пелены, дымки, тумана, образующихся в результате интенсивного поступления в атмосферу загрязняющих веществ.

Техногеосистема - совокупность элементов земной коры и антропогенных элементов (постройки, транспортные системы, рекультивируемые участки и др.), находящихся в отношениях и связях между собой и образующих определенную целостность, единство.

Трансграничное загрязнение - загрязнение окружающей среды, охватывающее территорию нескольких государств или целые континенты и формирующееся за счет трансграничного переноса загрязняющих веществ.

Трофическая (пищевая, биогеохимическая) цепь - взаимоотношения между организмами, через которые в экосистеме происходит трансформация вещества и энергии; в состав пищевых цепей входят группы особей, связанных друг с другом отношениями «пища-потребитель», следовательно, пищевые цепи представляют собой сочленение звеньев, в котором каждое предыдущее звено служит

пищей для каждого последующего звена, обычно - от 2 до 5 звеньев.

Тяжелые металлы - химические элементы-металлы с атомным (порядковым) номером в периодической системе элементов более 20 или с массой более 56 у. е.; почти все они токсичны для организмов.

Удобрение (минеральное, органическое, бактериальное) – вещество, увеличивающее при внесении в почву или водоем биопродуктивность экосистемы.

Эвтрофикация – повышение уровня первичной продукции наземных и водных экосистем благодаря увеличению в них концентрации биофильных элементов.

Эквивалент (экв) – количество химического вещества, реагирующее с одним атомом водорода; используется при расчетах критических нагрузок для сравнения воздействия различных элементов (сера, азот, кальций, магний, калий, натрий, водород, алюминий и др.).

Экосистема (ландшафт) – устойчивая система с полноправными компонентами, находящимися в непрерывной взаимосвязи.

Экосистема городская – устойчивая или неустойчивая система с полноправными компонентами, находящимися в непрерывной взаимосвязи.

4. ОБЩИЕ ПОЛОЖЕНИЯ

4.1. Для предотвращения загрязнения и/или деградации наземных и водных экосистем городских территорий необходимо, чтобы антропогенные нагрузки загрязняющих веществ (поллютантов) укладывались в рамки природных колебаний различных звеньев биогеохимических пищевых цепей, что, как правило, должно сопровождаться существенным сокращением этих нагрузок. Для определения требуемого сокращения антропогенных нагрузок существуют различные приемы в токсикологии и химии окружающей среды, связанные с установлением различных стандартов типа предельно допустимых концентраций (ПДК) или ориентировочно допустимого содержания (ОДВ) поллютантов в различных средах. Эти приемы обычно основаны на моделировании с экспериментальными животными, и их результаты зачастую весьма далеки от реальных условий окружающей среды, что делает применение таких стандартов спорным как с экологической, так и экономической точки зрения.

4.2. Биогеохимическая цикличность является универсальным свойством биосферы, определяющим устойчивость любых экосистем, включая городские экосистемы, к поступлению различных антропогенных поллютантов (кислотные соединения серы и азота, тяжелые металлы, стойкие органические соединения, агрохимикаты и др.)- Соответственно, концепция критических нагрузок (КН) основана на биогеохимических принципах и предполагает определение того уровня выпадений поллютантов, когда начинает проявляться их вредное воздействие на экосистемы. Величины критических нагрузок могут быть охарактеризованы как «максимальное поступление поллютантов (сера, азот, тяжелые металлы, стойкие органические соединения и др.), которое не сопровождается необратимыми изменениями в биогеохимической структуре, биоразнообразии и продуктивности экосистем в течение длительного времени, т. е. 50-100 лет» (Башкин и др., 2003).

Схематически методология критических нагрузок показана на рисунке 1. При этом могут быть рассчитаны величины критических нагрузок как с применением фактора безопасности для учета неопределенности используемых при расчетах величин, что уменьшает величины критических нагрузок, так и в виде целевых критических нагрузок, рассчитанных на экономически возможное сокращение поступления поллютантов.

4.3. Концепция критических нагрузок предусматривает достижение максимальной экологической выгоды при сокращении эмиссии поллютантов, поскольку показывает оценку дифференцированной чувствительности различных экосистем к атмотехногенным поступлениям поллютантов. Расчеты и картографирование критических нагрузок позволят создавать оптимизационные эколого-экономические модели с соответствующей оценкой минимальных экономических вложений для достижения максимального экологического эффекта в масштабе как всего города и его частей, так и в региональном масштабе для учета трансрегионального загрязнения.

Расчет и картографирование критических нагрузок при мониторинге атмосферных выпадений серы и азота могут быть также использованы для идентификации регионов, где современные выпадения превышают величины критических нагрузок. Эта информация, а также использование моделей атмосферного переноса позволят определить регионы, где и в какой степени необходимо провести сокращение выбросов ЗВ, чтобы обеспечить снижение региональных превышений критических нагрузок.

Рис. 1. Иллюстрация концепции критических нагрузок

4.4.Критическая нагрузка представляет собой индикатор чувствительности экосистем, определяющий максимально допустимое поступление поллютантов, при котором риск нанесения ущерба экосистеме будет резко уменьшен. Измеряя определенные физические и химические свойства экосистем, можно рассчитать чувствительность экосистем к кислотным выпадениям и определить «критическую нагрузку кислотности». «Критическая нагрузка кислотности» может быть определена как максимальное поступление подкисляющих соединений серы и азота, ниже которого не происходит вредного подкисляющего воздействия на экосистему в течение длительного, 50-100-летнего, периода времени. Оценивая же раздельное влияние серы и азота, необходимо принимать во внимание совместное подкисляющее воздействие обоих этих элементов и эвтрофирующее влияние одного азота. В таком случае «критическая нагрузка серы представляет собой максимальное поступление этого элемента в экосистему, ниже которого не происходит вредного подкисляющего воздействия», а «критическая нагрузка азота - максимальное поступление азота в экосистему, ниже которого не происходит как подкисляющего (совместно с серой), так и эвтрофирующего воздействия соединений азота на биогеохимическую структуру и функции экосистем».

4.5.Соотношение основных катионов (Ca, Mg, K, Na) с алюминием, а также концентрация свободного иона А1³⁺ используются как индикаторы

равновесных геохимических и биогеохимических процессов. На основании многочисленных экспериментальных данных принято, что критическое соотношение основных катионов с алюминием должно быть выше 1:1, а концентрация А1³⁺ - меньше или равна 0,2 млэкв л^-1.

4.6. В зависимости от типа воздействия в качестве наиболее чувствительных элементов в наземных и водных экосистемах могут быть самые разные организмы:

i. почвенные микроорганизмы и почвенная фауна, водные и донные организмы, ответственные за биогеохимические циклы в почве и других компонентах экосистем (например, снижение их биоразнообразия);

ii. наземная фауна, такая как животные и птицы, водные растения (например, снижение воспроизводства, биоразнообразия, эвтрофирование);

iii человек как замыкающее звено в биогеохимической пищевой цепи (например, возрастающая в кислых условиях миграция тяжелых металлов в почвах и водах приводит к их избыточному поступлению в организм человека и др.)

5. ТРЕБОВАНИЯ К ИСХОДНОЙ ИНФОРМАЦИИ

5.1. Критическая нагрузка представляет индикатор устойчивости экосистемы, поскольку показывает величину максимально допустимого поступления загрязняющих веществ, выше которой существует риск повреждения биогеохимической структуры и функций рассматриваемой городской экосистемы. Путем измерения или оценки определенных звеньев биогеохимических циклов серы, азота, основных катионов и некоторых других сопряженных элементов можно определить уровень устойчивости или чувствительности как биогеохимических циклов, таки общей структуры экосистемы к поступлению подкисляющих и эвтрофирующих соединений. Может быть рассчитан критический уровень поступления кислотности и/или критический уровень поступления питательных веществ, который определяет возможность изменения биоразнообразия в экосистеме.

5.2. Используя эти величины, можно рассчитать критическую нагрузку кислотности для каждой экосистемы на территории того или иного городского региона. Расчет критических нагрузок осуществляется для всех возможных комбинаций почв и растительных видов в случае наземных экосистем или водной биоты (включая рыб) и природных типов вод для водных экосистем. Принимая во внимание широкое разнообразие городских экосистем, величины критических нагрузок кислотности, серы и азота сравнивают с поступлением этих соединений с атмосферными осадками, удобрениями и бытовыми и промышленными отходами и выявляют экосистемы, для которых величины критических нагрузок превышены. Сопоставляя величины превышений для различных городских территорий, можно определить такой уровень необходимого сокращения эмиссии соединений серы и азота, чтобы величины критических нагрузок не были превышены. Это сокращение должно осуществляться как на локальном, так и региональном уровне, поскольку соединения серы и азота за время жизни в атмосфере могут быть перенесены на значительные расстояния (до нескольких тысяч километров).

5.3. В конечном итоге, величины критических нагрузок могут рассматриваться как биогеохимические стандарты для оценки допустимого антропогенного воздействия на городские экосистемы различного уровня.

6. РАСЧЕТ КРИТИЧЕСКИХ НАГРУЗОК

6.1. Схема расчета критических нагрузок. Оценку возможного воздействия на наземные и водные экосистемы можно выполнить на основании подхода, показанного на рисунке 2.

Рис. 2. Схема расчета критических нагрузок при поступлении кислотообразующих и эвтрофирующих соединений

6.1.1. Выбор рецептора. Рецептор представляет собой экосистему, актуально и потенциально подверженную загрязнению соединениями серы, азота, тяжелых металлов и/или стойких органических соединений. Характеристика наземной экосистемы как рецептора включает в себя описание типа использования городских земель, климата, принадлежности к биогеохимическому району, типа почвы, типа растительности и т.д. При характеристике водной экосистемы прежде всего учитываются тип водоема (река, озеро или пруд), его трофический статус и гидрохимия. При рассмотрении наземных экосистем важное значение имеет оценка источников загрязнения, например, в городские экосистемы поступление поллютантов происходит с атмосферными осадками(влажными и сухими), с удобрениями, мелиорантами, оросительными водами и другими антропогенными потоками. Аналогичная информация в ряде случаев необходима и для водных экосистем.

6.1.2. Выбор экологических критериев. Выбор экологических критериев (критических концентраций в наиболее чувствительных компонентах рецептора) связан с рассмотрением взаимозависимости между химическими параметрами, характеризующими тот или иной компонент экосистемы (почва, растительность, донные отложения, почвенные, грунтовые или поверхностные воды), и откликом отдельного живого организма или популяции на эти параметры. В соответствии с определением, критическая нагрузка представляет собой поступление поллютанта, не вызывающее необратимых изменений в биогеохимическом круговороте элементов в экосистемах, предотвращая таким образом «значительное вредное воздействие на специфические чувствительные организмы». Следовательно, этот шаг при оценке критических нагрузок представляется одним из важнейших.

6.1.3. Выбор метода расчета (модели). Важное значение имеет выбор нединамической или динамической модели. Нединамические модели более важны при расчете критических нагрузок, поскольку могут предсказать долговременные изменения в биогеохимической структуре как наземных, так и водных экосистем под воздействием антропогенного загрязнения. Например, под воздействием кислых осадков происходит изменение скоростей химического выветривания, уменьшается содержание основных катионов, наблюдается вымывание питательных веществ, возрастание содержания свободного алюминия и тяжелых металлов. Динамические модели необходимы для оценки периода, в течение которого эти изменения произойдут в той или иной экосистеме, что позволит моделировать различные сценарии сокращения поступления поллютантов, например, эмиссии вредных веществ в атмосферу от автомобилей.

6.1.4. Сбор информации для характеристики входных параметров модели. Производится сбор максимально полной информации о биогеохимических циклах различных элементов, о почвенных, геоботанических, геологических, климатических, гидрологических, гидрохимических и других условиях, поступлении поллютантов с различными антропогенными потоками, современном состоянии загрязнения рассматриваемых городских условно-природных и трансформированных наземных и водных экосистем. При этом полезно применение геоинформационных систем.

6.1.5. Расчет критических нагрузок. Расчет критических нагрузок поллютантов осуществляется для всех экосистем в выбранном масштабе с использованием ГИС, позволяющих создавать карты этих величин. Обычно картографирование критических нагрузок выполняется для клеток выбранного масштаба (500´500 м; 1´1 км; 5´5 км и т. д.).

6.1.6. Сравнение с современными выпадениями. Критическая нагрузка поллютантов на данную экосистему сравнивается с экспериментальными или смоделированными величинами их выпадений и иных поступлений. Это позволит рассчитать, насколько критические нагрузки превышены или нет для определенной территории. Такое сравнение осуществляется с использованием ГИС. Рассчитанные величины превышений включаются в эколого-экономические оптимизационные модели для выбора различных сценариев сокращения поступления поллютантов.

6.2. Рекомендуемые модели для расчета критических нагрузок кислотности на городские экосистемы. Методологические и методические подходы для количественной оценки и картографирования величин критических нагрузок азота, серы и кислотности описаны в соответствующих методических рекомендациях, разработанных при научном обеспечении Конвенции о трансграничном загрязнении воздуха на большие расстояния. Эти подходы рассмотрены ранее (Башкин и др., 2003).

6.2.1. Для определения величины максимальной критической нагрузки по сере используется следующее уравнение:

(1)

где C_t- гидротермический коэффициент, характеризующий период года с температурой выше 5°С. Рассчитывается как отношение суммы годовых температур выше 5°С к сумме всех годовых температур.

6.2.1.1. Поглощение основных катионов определяется следующим уравнением:

BC_u = N_u^* ´ N/BC (2)

где N/BC - величина, определяющая соотношение азота и основных катионов в растительной биомассе. Эти величины обусловлены типом почвы и приведены ниже в таблице 2. Знак * относится к антропогенным поступлениям элемента в городские экосистемы в отличие от поглощения азота, образующегося вследствие естественно протекающих процессов минерализации почвенного органического вещества.

6.2.1.2. Выветривание основных катионов рассчитывается исходя из уравнения

ВС_w = W_r ´ D, (3)

где коэффициент W_r определяет способность почвы к выветриванию, а D - толщина почвенного слоя (табл. 2).

6.2.1.1. Вымывание щелочности определяется уравнением:

Alk_le(crit)= -AL _le(crit) - Н _le(crit) = - Q([AI]_cri + [Н]_cri), (4)

где Q - сток избыточного поступления осадков (м³/га/год), т. е. влага, удаляемая из корневой зоны растений. Квадратные скобки означают концентрацию в экв/м³. Отношение между [Н] и [Аl] описывается уравнением химического равновесия гиббсита:

[Al] = K_gibb [Н]³, или [Н] = ([Al]/K_gibb)^1/3, (5)

где К_gibb - гиббситовый коэффициент. Его величина зависит от типа почвы. Чаще всего используется величина К _gibb = 300 м⁶/экв². Для того чтобы получить величину критического вымывания щелочности, необходимо определить или критическую концентрацию алюминия [Аl], или критическое рН почвы, а затем рассчитать другой параметр согласно уравнению (5). Сток осадков рассчитывается как количество осадков минус сумма эвапотранспирации лесным пологом, почвенной эвапотранспирации и испарения в корневой зоне растений; данные берутся из соответствующих справочников.

6.2.2. Определив величину минимальной критической нагрузки азота CL_min (N) как

N_dep £ N_i + N_u + N_de = CL_min (N), (6)

можно считать, что весь выпавший азот поглощается почвенными микроорганизмами и включается в состав гумуса, поглощается растениями и денитрифицируется. Величина CL_min(N) определяется следующим образом:

CL_min (N) = (N_i* + N_u*)´71,4, (6a)

где индекс * означает принадлежность отмеченных величин к допустимым (критическим) величинам выпадений атмотехногенного азота на экосистему.

6.2.3. Нагрузка по питательному азоту определяется из следующего уравнения:

CL_nutr (N) = CL_min (N) + N₁ + N_de*. (7)

Для количественной оценки величин, входящих в уравнения (6-7), используются следующие методы.

6.2.4. Процессы трансформации азота.

6.2.4.1. Поглощение азота почвы растительной биомассой определяется следующим уравнением:

N_u=(AMC - N_i - N_de) ´C_t, (8)

где АМС - азотоминерализующая способность почвы (Башкин, 1987), N_i - иммобилизация азота почвы, N_de - денитрификация азота почвы.

6.2.4.2. Поглощение азота атмосферных выпадений рассчитывается исходя из следующего уравнения:

N_u*=N_upt - N_u, (9)

где N_upt- ежегодное поглощение азота растительностью, которое определяется исходя из условия:

(10)

где С_b - коэффициент биогеохимического круговорота, а коэффициент K₁ зависит от типа экосистемы.

6.2.4.3. Иммобилизация азота почвы определяется следующим уравнением:

N_i = K₂´AMC/C_b (11)

Коэффициент К₂ находится из следующего условия:

(12)

где С : N - величина отношения концентрации углерода к концентрации азота в почве.

6.2.4.4. Иммобилизация азота атмосферных выпадений определяется следующим уравнением:

N_i^* = K₂ ´N_td ´C_t/C_b, (13)

где N_td - общий азот атмосферных выпадений (измеряется непосредственно), а коэффициент К₂ определяется из условия (12).

6.2.4.5. Денитрификация азота почвы определяется следующим уравнением:

N_de=K₃ ´AMC + K₄, (14)

где коэффициент К₃ принимается равным 0,145 (Башкин, 1987), а коэффициент К₄ определяется согласно условию:

(15)

6.2.4.6. Денитрификация азота атмосферных выпадений определяется следующим уравнением:

N_de* = N_td ´C_t ´ N_de/AMC (16)

6.2.5. Следовательно, минимальные критические нагрузки азота:

CL_min (N) =(N_i* +N_u*), (17)

критические нагрузки питательного азота:

CL_nutr (N) = CL_min(N) + N₁ + N_de*; (18)

максимальные критические нагрузки серы:

CL_max(S) = C_t ´ (BC_w – ANC₁) + (BC_d – BC_u); (19)

максимальные критические нагрузки азота:

CL_max (N) = CL_max (S) + CL_min. (N). (20)

Взаимосвязь между этими параметрами показана на рисунке 3.

Рис. 3. Взаимосвязь между величинами критических нагрузок по подкисляющему (CL_max) и питательному (CL_nutr) азоту:

а) CL_nutr (N) £ CL_max(N)

б) CL_nutr (N) < CL_max(N)

6.3. На рисунке 4 представлена функция, связывающая выпадения серы и азота с величинами критических нагрузок по этим элементам. На графике положение точки (N_dep, S_dep) относительно этой функции определяет 5 классов превышений:

(0) - превышений нет;

(1) - сокращения серы и азота взаимозаменяют друг друга, то есть достаточно сократить выбросы только одного загрязнителя (или серы, или азота);

(2) - необходимо сократить выпадения серы;

(3) - необходимо сократить выпадения азота;

(4) - необходимо сократить как выпадения серы, так и выпадения азота.

Рис. 4. Схема «индифферентной кривой превышений» при 95% степени защиты экосистем

Таким образом, при расчете величин критических нагрузок максимально учитываются природные физико-географические и биогеохимические характеристики экосистем, находящихся под воздействием атмотехногенных выпадений (Башкин и Танканаг, 2001).

7. ИСТОЧНИКИ ДАННЫХ

7.1. Исходная информация для расчета КН включает дигитализированные геологические, почвенные, геохимические, геоботанические, гидрологические, ландшафтные и гидрохимические карты (Глазовская, 1997). Для каждого элементарного таксона (минимального выдела) должны быть количественно охарактеризованы основные звенья биогеохимических циклов серы, азота и основных катионов (Са, Mg, К) с использованием данных экспериментальных и мониторинговых исследовании в выбранном масштабе. Необходимый набор параметров, входящих в алгоритм расчета и использованных для получения величин критических нагрузок азота, серы и кислотности, показан ниже, и их количественные параметры для городских экосистем различных климатических зон России представлены в таблице 2.

7.2. Входные параметры модели для расчета критических нагрузок кислотности:

Q_run	-	поверхностный сток (м³/га/год)
N_td	-	суммарные N выпадения, влажные и сухие (NO_x + NHJ
S_td	-	суммарные S выпадения, влажные и сухие
BC_d	-	выпадения основных катионов
C_t	-	коэффициент активных температур (отношение суммы температур >5°С к общей годовой сумме)
C_b	-	коэффициент биогеохимического круговорота как отношение массы элемента в ежегодном опаде к его массе в подстилке
C:N	-	отношение C:N в верхнем почвенном горизонте
NMC	-	азотоминерализующая способность почв
C_N	-	максимально допустимое содержание азота в поверхностных водах
W_r	-	химическое выветривание почвенных минералов (экв/га/год/м почвенного профиля)
D	-	верхний активный слой почвы
K_gibb	-	константа Гиббса
N:ВС	-	отношение N и основных катионов в растительной биомассе
N_upt	-	годовое поглощение азота
N_i	-	иммобилизация почвенного N
N_i^*	-	иммобилизация N атмосферных выпадений
N_de	-	денитрификация почвенного N
N_de^*		денитрификация N атмосферных выпадений
N_u	-	поглощение почвенного N
N_u^*	-	поглощение N атмосферных выпадений
N₁	-	вымывание N атмосферных выпадений
ВС_w	-	выветривание основных катионов в рассматриваемом почвенном слое

7.3. Параметризация этих величин для восточно-европейских экосистем показана в таблице 2.

Таблица 2

Параметры, использованные для расчета величин критических нагрузок серы и азота в различных экосистемах

Зональные почвы	W_r	D	C:N	АМС	Cb	C_n	N:Bc	N_upt	K_gibb
Горные	250	0,30	9,00	65	1,50	0,65	0,95	65	300
Бурые лесные	1750	0,50	16,67	85	2,00	0,70	0,60	80	250
Темнобурые лесные	2750	0,75	13,50	110	1,50	0,75	1,00	85	100
Типичные черноземы	3000	1,00	12,80	150	0,90	1,00	1,20	125	100
Карбонатные черноземы	3500	1,00	12,00	120	1,00	1,00	1,20	115	100
Выщелоченные черноземы	2750	1,00	12,00	110	1,20	1,00	0,80	100	100
Дерново-подзолистые	750	0,30	16,67	50	5,00	0,50	0,70	35	300
Дерново-сильноподзолистые	250	0,30	14,29	45	7,00	0,50	0,70	25	300
Дерново-слабоподзолистые	750	0,30	17,14	55	6,00	0,50	0,80	40	200
Рендзины	2250	0,50	20,00	90	3,00	0,70	0,80	50	100
Глеевые	1750	0,30	17,50	40	6,00	0,40	0,70	30	300
Тундровые	250	0,20	8,33	15	7,00	0,30	0,80	10	1500
Северные пойменные (>55°N)	750	0,50	11,11	50	3,00	0,50	0,80	30	300
Южные пойменные (<55°N)	1750	0,50	13,00	75	2,50	1,00	1,20	50	300
Типичные каштановые	3500	1,00	12,27	105	0,80	1,20	1,40	75	150
Темнокаштановые	3500	1,00	12,80	100	095	1,20	1,35	75	150
Светлокаштановые	3000	1,00	13,89	100	1,10	1,20	1,10	75	150
Темносерые лесные	2250	0,50	16,25	100	0,90	0,50	0,70	80	250
Светлосерые лесные	1750	0,50	18,33	80	2,00	0,50	0,60	45	250
Серые лесные	750	0,50	24,00	30	20,00	0,80	0,10	20	200
Болотно-торфянистые	250	0,20	26,00	36	20,00	0,80	0,10	22	9,5
Торфянистые	250	0,25	8,75	25	7,00	0,20	0,70	20	9,5
Глеево-подзолистые	250	0,250	12,86	20	7,00	0,20	0,70	15	300
Железо-подзолистые	125	0,25	9,00	18	6,00	0,15	0,70	12	300
Песчаные	250	0,20	8,00	18	5,00	0,10	0,70	10	1500
Такыровидные	3000	1,00	15,00	45	1,30	1,50	1,30	70	2000
Солонцы	3000	1,00	16,00	35	0,70	1,60	1,10	50	200
Темные сероземы	3000	1,00	16,67	30	0,80	1,50	1,10	50	950
Светлые сероземы	3500	1,00	18,75	25	0,80	2,00	0,90	30	950
Степные солончаки	3500	1,00	18,75	22	0,80	2,00	0,90	30	300
Полупустынные и пустынные солончаки	3500	1,00	20,00	23	0,82	2,20	0,95	30	300

8. ПРИМЕРЫ РАСЧЕТА КРИТИЧЕСКИХ НАГРУЗОК КИСЛОТНОСТИ НА ГОРОДСКИЕ ЭКОСИСТЕМЫ ВОСТОЧНОЙ ЕВРОПЫ

8.1.В соответствии с изложенным выше подходом были рассчитаны величины критических нагрузок (КН) соединений серы и азота для наземных городских экосистем восточно-европейских стран. При расчетах использованы уравнения, приведенные в разделе 6.2.5, и соответствующие данные из таблицы 2.

8.2 На рисунках 5-8 показаны величины КН для 95%-ной защищенности наземных экосистем Восточной Европы. Величины критических нагрузок для подкисляющего действия серы, CL (S), изменяются в пределах 200 < КН < 2000 экв/га/год. Большая часть восточно-европейских городских экосистем чувствительна к выпадению серы, т.к. 55,0% от общего числа наземных экосистем имеют величины КН менее 1000 экв/га/год и только 10,6% могут быть рассмотрены как устойчивые. В России минимальные величины (меньше 200 экв/га/год) находятся в арктических и субарктических зонах, например, на Кольском полуострове (рис. 5). Эти очень чувствительные экосистемы не существуют на территории других восточно-европейских стран. В определенной степени это связано и с нейтрализующим влиянием основных катионов, выпадающих одновременно с соединениями серы и азота. В таёжно-лесной зоне величины CL_max(S) лежат преимущественно в интервале 200-1000 экв/га/год для всей территории Восточной Европы. Степные экосистемы наименее чувствительны из-за нейтрализующей способности почв.


Рис. 5. Критические нагрузки серы для наземных экосистем Восточной Европы, экв/га/год	Рис. 6. Минимальные критические нагрузки азота для наземных экосистем Восточной Европы, экв/га/год

Рис. 7. Максимальные критические нагрузки азота для наземных экосистем Восточной Европы, экв/га/год	Рис. 8. Критические нагрузки питательного азота для наземных экосистем Восточной Европы, экв/га/год

8.3. Как известно, основная часть лесных экосистем Восточной Европы сформировалась в условиях дефицита азота, и это подтверждается величинами минимальных критических нагрузок этого элемента, CL_mjn(N), включающими в себя поглощение азота растениями и иммобилизацию в состав почвенного органического вещества. Величины CL_min(N) < 200 экв/га/год характерны для примерно 60% восточно-европейских экосистем, и только 6% могут считаться устойчивыми к поступлению атмотехногенного азота при использовании этого показателя. Географически наиболее чувствительные экосистемы представлены в различных зонах в соответствии с распределением почв и растительности (рис. 6). Однако в таежно-лесной зоне величины CL_min(N) изменяются в основном от величин менее 200 до 200-500 экв/га/год. Некоторые степные экосистемы в юго-восточной части рассматриваемой территории также очень чувствительны к выпадениям азота (уменьшение биоразнообразия) в связи с их эволюцией в условиях исходного природного дефицита азота в сухостепных и полупустынных экосистемах.

8.4. Максимально допустимое выпадение азота, CL_max(N), (в почти гипотетическом случае полного отсутствия выпадений серы) складывается из подкисляющего действия азота, эквивалентного подкисляющему действию серы, и минимальных критических нагрузок азота. Этот показатель определяется как сумма CL_max(S)+CL_min(N)=CL_max(N). Около 60%рассматриваемых наземных экосистем в Восточной Европе устойчивы при использовании этого показателя, CL_max(N) >1000 экв/га/год. Эти территории находятся преимущественно в поясе лесных и степных экосистем (рис. 7). Не стоит, однако, забывать об условно-теоретическом значении этого показателя, поскольку на территории Восточной Европы выпадения серы встречаются повсеместно.

8.5. Как было отмечено, экологические воздействия атмотехногенного азота связаны как с подкисляющим, так и эвтрофирующим влиянием на экосистемы. Эвтрофирование, избыточное накопление азота в экосистеме, ведет к изменениям биоразнообразия, которое установилось в природных экосистемах в условиях их развития при дефиците азота и которое нарушается при избыточном поступлении этого элемента с атмосферными выпадениями. Для предотвращения эвтрофирования рассчитываются величины критических нагрузок питательного азота. Поскольку большинство рассматриваемых природных экосистем сформированы в условиях дефицита азота, величины CL_nutr(N)<500 экв/га/год характерны для 75% общей территории. Как и в случае CL_min(N), географическое распределение этих величин зависит от почвенно-растительных комбинаций (рис. 8).

8.6. Эти ориентировочные величины критических нагрузок, минимальные критические нагрузки азота: CL_min(N) = (N₁^* + N_u^*); критические нагрузки питательного азота: CL_nutr(N) = CL_min(N) + N₁ + N_de^*; максимальные критические нагрузки серы: CL_max(S) = C_t´(BC_w – ANC₁) + (BC_d- BC_u) и максимальные критические нагрузки азота: CL_max(N) = CL_max(S) + CL_min(N), могут быть использованы для контроля при соответствующих расчетах для экосистем городов, расположенных в соответствующих природных зонах.

БИБЛИОГРАФИЧЕСКИЙ СПИСОК ДОПОЛНИТЕЛЬНОЙ ЛИТЕРАТУРЫ

Базилевич Н.И. Биологическая продуктивность экосистем Северной Евразии. - М.: Наука, 1993. -293 с.

Башкин В.Н. Агрогеохимия азота. - Пущино: ОНТИ НЦБИ, 1987. - 268 с.

Башкин В.Н, Учватов В.П., Кудеярова А.Ю. и др. Эколого-агрогеохимическое районирование Московской области. - Пущино: ОНТИ НЦБИ, 1992. -170 с.

Башкин В.Н., Евстафьева Е.В., Снакин В.В. и др. Биогеохимические основы экологического нормирования. - М.: Наука, 1993. - 312 с.

Башкин В.Я., Бейли Р. Глобальная карта экорегионов: биогеохимические и почвенные подходы // Почвоведение. - № 3. - 1995. - С. 365-374.

Башкин В.Н., Козлов М.Я., Припутина И.В. и Абрамычев А.Ю. Региональная оценка устойчивости экосистем к атмотехногенным выпадениям серы и азота на Европейской территории России. Часть I. Количественная оценка и картографирование критических нагрузок серы и азота на наземные и пресноводные экосистемы // Проблемы региональной экологии. -1997. - №1.- С. 57-78.

Башкин В.Н. Оценка риска при расчетах критических нагрузок на экосистемы // Тяжелые металлы в окружающей среде. - Пущино: ОНТИ НББИ, 1997.-С. 172-181.

Башкин В.Н., Козлов М.Я., Припутина И.В. и Абрамычев А.Ю. Количественная оценка и картирование критических нагрузок серы и азота для наземных и пресноводных экосистем Европейской части России, часть II. Оценка неопределенности при расчетах критических нагрузок серы азота // Проблемы региональной экологии. 1998. - №1. - С. 26-42.

Башкин В.Н. Оценка экологического риска при расчетах критических нагрузок поллютантов на экосистемы // География и природные ресурсы. -1999.-№1.- С. 35-39.

Башкин В.Н., Снакин В.В., Припутина И.В., Хрисанов В.Р., Казак А.С. Разработка экологических нормативов для оценки воздействия магистрального газопровода Ямал-Центр // Охрана окружающей среды в нефтегазовом комплексе. - 2001. - № 5.

Башкин В. Н., Танканаг А.В. Оценка устойчивости восточно-европейских экосистем к атмотехногенному поступлению серы и азота // Проблемы региональной экологии. - 2001. - № 4. - С. 15-29.

Башкин В.Н., Казак А.С, Снакин В.В., Припутпина И.В., Хрисанов Р.В. и Кочуров Б.И. Устойчивость экосистем к эмиссиям магистральных газопроводов. - Москва-Смоленск: Универсум, 2002. - 231 с.

Башкин В.Я., Курбатова А.С. и Савин Д.С. Методологические основы оценки критических нагрузок поллютантов на городские экосистемы. - М.: Изд-во НИиПИ ИЭГ, 2003.

Глазовская М.А. Методологические основы оценки эколого-геохимической устойчивости почв к техногенным воздействиям. - М.: Изд-во МГУ, 1997. - 102 с.

Перелъман А.И. и Касимов Н.С. Геохимия ландшафта. - М.: Интеграция, 1999. -763 с.

Bashkin V. N. Modern Biogeochemistry. Kluwer Academic Publishers, 2002. -572 pp.

Bashkin V.N. and Gregor H.D. (Eds). Calculation of critical loads of air pollutants at ecosystems of East Europe. - Pushchino: ONTI Publishing House - Berlin: UBA, 1999.-132 pp.

Posch M., de Smet P.A.M., Hettelingh J-P., and Downing R.J. (Eds.). Calculation and Mapping of Critical Thresholds in Europe. Status Report 1999. Coordination Center for Effects, RIVM Report No.259101009. - Bilthoven, the Netherlands, 1999.165 pp.

Radojevic M. and Bashkin V.N. Practical environmental analysis. - Cambridge, UK: RSC, 1999 - 466 pp.

ЧАСТЬ 2
РАСЧЕТ ВЕЛИЧИН КРИТИЧЕСКИХ НАГРУЗОК ТЯЖЕЛЫХ МЕТАЛЛОВ НА ГОРОДСКИЕ ЭКОСИСТЕМЫ

1. ОБЛАСТЬ ПРИМЕНЕНИЯ

Настоящие методические рекомендации (МР) устанавливают метод расчета критических нагрузок тяжелых металлов на наземные городские экосистемы по показателям их биогеохимической структуры.

МР предназначены для экологических служб города, осуществляющих контроль состояния окружающей среды.

2. НОРМАТИВНЫЕ ССЫЛКИ

В настоящих МР использованы ссылки на следующие документы:

ГОСТ 17.4.3.03-85. Охрана природы. Почвы. Общие требования к контролю и охране от загрязнения.

ГОСТ 17.4.1.02-84. Охрана природы. Почвы. Термины и определения химического загрязнения.

ГОСТ 17.4.3.03-85. Охрана природы. Почвы. Общие требования к методам определения загрязняющих веществ.

ГОСТ 17.4.3.01-83. Охрана природы. Почвы. Общие требования к отбору проб.

ГОСТ 17.1.1.01-77. Охрана природы. Гидросфера. Использование и охрана вод. Общие термины и определения.

ГОСТ 19179-73. Гидрология суши. Термины и определения.

ГОСТ 27065-86 (СТ СЭВ 5184-85). Качество вод. Термины и определения.

3. ОПРЕДЕЛЕНИЯ

В настоящих МР применяются следующие термины.

Балансовые методы - совокупность методов, позволяющих исследовать и прогнозировать развитие природных процессов путем сопоставления прихода и расхода вещества, энергии и др. потоков в пределах определенной системы.

Бассейн водосборный, или водосбор - территория, на которой в данную реку или озеро стекают поверхностные и подземные воды.

Буферность экосистемы и слагающих её компонентов (почвы, воды, воздуха) - способность сохранять свои основные характеристики при внешних воздействиях.

Коэффициент биогеохимического круговорота - отношение содержания элемента в растительном опаде к его содержанию в верхнем, (2-5 см) слое почвы.

Удобрение (минеральное, органическое, бактериальное) - вещество, увеличивающее при внесении в почву или водоем биопродуктивность экосистемы.

Эквивалент (экв) - количество химического вещества, реагирующее с одним атомом водорода; используется при расчетах критических нагрузок для сравнения воздействия различных элементов (сера, азот, кальций, магний, калий, натрий, водород, алюминий и др.)

Экосистема (ландшафт) - устойчивая система с полноправными компонентами, находящимися в непрерывной взаимосвязи.

Экосистема городская - устойчивая или неустойчивая система с полноправными компонентами, находящимися в непрерывной взаимосвязи.

4. ОБЩИЕ ПОЛОЖЕНИЯ

4.1. Известно, что тяжелые металлы (ТМ), особенно такие как свинец, ртуть или кадмий, являются приоритетными поллютантами во многих городских экосистемах. Для уменьшения этих антропогенных нагрузок на окружающую среду с учетом биогеохимических свойств экосистем необходимо применение методологии критических нагрузок, аналогично той, что была рассмотрена для соединений серы и азота при расчетах критических нагрузок кислотности. Соответственно, в этих МР будет рассмотрено, как могут быть рассчитаны критические нагрузки ТМ на наземные и водные городские экосистемы и как они могут быть использованы в качестве биогеохимических стандартов для трофических цепей. Основное внимание будет уделено методам расчета критических нагрузок для таких металлов как свинец и кадмий.

4.2. Критические нагрузки для ТМ рассчитываются для каждого отдельного элемента. Соответственно, критическая нагрузка представляет собой такое поступление ТМ, которое не вызывает увеличение его концентрации в различных компонентах городской окружающей среды (почвы, почвенные растворы, грунтовые и поверхностные воды ,микроорганизмы, растения, животные и человек) выше установленных критических уровней, таким образом предотвращая значительное вредное воздействие на наиболее чувствительные элементы биогеохимической пищевой цепи.

5. ТРЕБОВАНИЯ К ИСХОДНОЙ ИНФОРМАЦИИ

5.1. При расчетах критических нагрузок ТМ не учитываются различные состояния окисленности металла и оценивается только общее содержание металла в почве. Это предположение логично в отношении таких металлов как Pb, Cd, Cu, Zn и Ni, поскольку они в основном присутствуют в виде двухвалентных катионов, однако оно не дает полностью корректных результатов при расчетах критических нагрузок для Сr и Hg.

5.2. В отношении Сr необходимо различать его трехвалентную форму Сr(Ш), наиболее распространенную в почвенных условиях и относительно малоподвижную, и токсичную шестивалентную Cr(VI), которая мобильна в почве. В отношении Hg ситуация еще более сложная в связи с присутствием двухвалентной ртути (Hg²⁺), одновалентной ртути (Hg₂²⁺), элементной ртути (Hg⁰) и органических соединений ртути, таких как метил ртуть(CH₃)₂Hg. Более того, распространены процессы испарения как элементной ртути, так и ее органических соединений. Описание всех этих процессов в сочетании с другими процессами, вовлекающими ртуть (восстановление, адсорбция и комплексообразование), делают расчет критических нагрузок для этого металла чрезвычайно сложным. Поэтому рассчитываемые величины критических нагрузок для ртути обычно бывают весьма приблизительными. Это также верно, хотя и в меньшей степени, для хрома.

6. РАСЧЕТ КРИТИЧЕСКИХ НАГРУЗОК ТЯЖЕЛЫХ МЕТАЛЛОВ

6.1. При расчетах критических нагрузок ТМ основное внимание должно быть уделено выбору рецептора, установлению критических концентраций, методам расчета (моделям), наличию исходных данных и оценке источников неопределенности. Следующая схема характеризует процесс расчета критических нагрузок как для наземных, так и пресноводных экосистем (рис. 1)

Рис. 1. Схема расчета критических нагрузок тяжелых металлов на экосистемы

6.1.1. Выбор рецептора. Рецептор представляет собой рассматриваемую городскую экосистему, актуально или потенциально загрязняемую тяжелыми металлами. Выбор рецептора является первым шагом при расчете критических нагрузок. Важно при этом определить защищаемый компонент экосистемы. В наземных экосистемах основное внимание уделяется воздействию на человека, потребляющего питьевые воды или выращиваемые сельскохозяйственные продукты (токсикологический риск), или на экосистему в целом (экотоксикологический риск). Для оценки степени экотоксикологического риска поступления тяжелых металлов в наземные экосистемы рассматриваются различные компоненты (табл. 1).

Таблица 1

Возможные рецепторы в трех основных видах городских наземных экосистем

Рецептор	Экосистема
Рецептор	условно-природные	парковые	газоны
Почвенные микробы	+	+	+
Растения
Фитотоксичность	+	+	+
Качество с/х продукции	-	-	+
Наземная фауна	+	+	+
Домашние животные	+	+	+
Грунтовые воды	+	+	+

6.1.2. Во всех типах экосистем воздействие на почвенную биоту, растения (фитотоксичность) и грунтовые воды является наиболее значимым. Почвенные микробы и почвенная фауна рассматриваются как самые чувствительные к поступлению ТМ, хотя уровень воздействия зависит от конкретного металла.

6.1.3. При рассмотрении водных экосистем рецепторы соотносятся с донными организмами, водной фауной (птицы и млекопитающие) и человеком, употребляющим в пищу рыбу с высоким содержанием тяжелых металлов. Сами водные системы как рецепторы подразделяются на реки, озера или пруды. В качестве основного рецептора при расчетах критических нагрузок рассматривается водосбор озера. Это связано с тем, что модели для рассмотрения водосборов являются относительно простыми и основаны на предположении, что водоем (озеро) в черте города гомогенно перемешан.

6.2. Критические концентрации. Оценка критических концентраций для выбранного рецептора является вторым шагом при расчетах критических нагрузок тяжелых металлов. Поскольку критические нагрузки соотносятся с концентрацией отдельных металлов в различных звеньях биогеохимических пищевых цепей, то правильный выбор критических концентраций является наиболее важным шагом при расчетах. Эти критические концентрации зависят от типа рассматриваемого воздействия металла и приемлемого уровня воздействия (риска).

6.2.1. Эффект-ориентированные величины критических концентраций для почв и грунтовых вод разрабатываются в различных странах для множественных целей (Radojevic and Bashkin, 1999). Эти критерии могут быть использованы для оценки экологического качества определенного участка или всей территории с целью установления приоритетов, например, для проведения ремедиации или снижения выбросов. Большая часть этих величин устанавливается в виде критериев для охраны водоисточников, защиты растительных и животных популяций, сохранения надлежащего качества пищи и, в конечном итоге, для защиты здоровья человека.

6.2.2. Для практически всех рецепторов (см. табл. 1) критические концентрации устанавливаются в зависимости от оцениваемых экотоксикологических рисков, таких как:

- почва. Соотношение прямых и косвенных воздействий на почвенные микробы и фауну, растения, наземную фауну и человека. Типичные величины даются в мг/кг;

- грунтовые воды. Соотношение прямых и косвенных воздействий на здоровье животных и человека, если эти воды используются в качестве питьевых, mg/л;

- поверхностные воды. Критические концентрации или предельнодопустимые концентрации (ПДК) соотносятся с прямым воздействием на водные организмы или на здоровье человека и животных при использовании этих вод в качестве питьевых, mg/л;

- млекопитающие-птицы-рыбы. Величины ПДК в целевом органе соотносятся с токсическими воздействиями или устанавливаются критические концентрации для продуктов, потребляемых в отдельных звеньях биогеохимических пищевых цепей, мг/кг;

- растения-животные. Критические концентрации в определенных растительных органах соотносятся с прямыми токсическими воздействиями или с косвенными воздействиями для здоровья человека при прохождении через трофические цепи, мг/кг;

- человек. Эти величины соотносятся с допустимым дневным потреблением и выражаются в mg/кг веса тела в день.

6.2.3. Примеры критических концентраций, установленных для различных целей в Европе и Северной Америке (см. приложение А). Эти примеры включают в себя многофункциональное использование почв, вод и земель, а также биоконцентрирование в пищевых цепях.

Методы для установления эффект-ориентированных критических концентраций описаны нами ранее (Башкин и др., 2003).

6.3. Выбор метода расчета (модели). Выбор метода расчета или компьютерной модели представляет собой третий шаг схемы по определению критических нагрузок тяжелых металлов. Имеются различные модели, которые могут быть использованы для расчета критических нагрузок на наземные и водные экосистемы, основанные на свойствах рецептора и на определенных величинах критических концентраций. Выбор модели расчета обычно основан на учете следующих факторов:

(i) Выбор между равновесной и динамической моделями;

(ii) Выбор критических концентраций для защищаемого вида;

(iii) Требуемая сложность или упрощенность модели в отношении региональной применимости модели.

6.3.1. При выборе модели расчета необходимо четко различать равновесные и динамические модели. Например, равновесные модели, позволяющие предсказать концентрации металлов в почвенном растворе или твердой фазе почв, наиболее полезны для расчета критических нагрузок для длительного периода времени. Динамические модели, позволяющие предсказать химизм тяжелых металлов как в почве, так и почвенном растворе, полезны для определения временного периода, когда критические нагрузки будут превышены (если будут) при данном сценарии атмотехногенных выпадений. Динамические модели могут также быть полезными и для расчетов целевых нагрузок, которые, в отличие от критических, основаны на рассмотрении определенного периода времени (например, 50 или 100 лет), в течение которого они могут быть использованы для ограничения поступления поллютантов в экосистемы.

6.3.2. Как уже отмечалось ранее, величины критических концентраций зависят от того вида, который необходимо защитить. В наземных экосистемах это может быть почвенная фауна, растительность или человек, использующий грунтовые воды в качестве питьевых или потребляющий в пищу культуры, выращиваемые на данной почве. В водных экосистемах величины критических концентраций связаны с содержанием растворенных в воде поллютантов.

Выбор модели для расчета критических нагрузок зависит не только от вопроса «В течение какого времени?» (равновесные или динамические модели) или вопроса «Кого защищать?» (какие критические концентрации), но также и от требуемой детальности расчета. В зависимости от поставленной цели можно выбрать модель с необходимым уровнем детальности в описании биогеохимических процессов, протекающих в наземных и водных экосистемах.

6.3.3. При применении детальных механистических моделей в региональном масштабе обычно недостаточно данных для детального рассмотрения всех возможных процессов и входные параметры могут быть охарактеризованы лишь приблизительно. Даже при наличии корректной модели (по крайней мере, на современном уровне знаний) неопределенность выходных данных будет слишком велика, поскольку она определяется большой неопределенностью входных данных. Простые эмпирические модели требуют значительно менее детальных входных данных, но зачастую степень их упрощения слишком велика даже для приблизительного описания биогеохимических процессов и получаемые результаты могут быть недостоверными. Необходимо, следовательно, сделать четкий выбор между желаемой детальностью описания и наличием необходимого количества региональной информации. Если поставленная для модели цель связана с расчетом критических нагрузок в экосистеме с различными рецепторами, то более правильно использовать относительно простые модели с обобщенным описанием процессов для всей почвы или других компонентов экосистемы. При выборе модели необходимо понимать последствия вводимых упрощений, таких как игнорирование определенных процессов (комплексация, круговорот металла и др.) или применения определенных допущений (нединамичность, равновесность, гомогенное перемешивание).

Иногда полезно применить модели с различными критическими концентрациями и рецепторами и сравнить полученные результаты. При этом необходимо помнить о сравнимости вводимых параметров и рассматриваемых рецепторов.

В качестве примера рассмотрим применение не динамических уравнений масс-баланса для расчета критических нагрузок ТМ для городских наземных и водных экосистем. 6.3.6.1. Наземные экосистемы. В качестве оцениваемого параметра в наземных экосистемах выберем почву. Используя отмеченные ранее допущения, полное уравнение масс-баланса определенного металла М в почвенном слое можно записать в следующем виде:

fM_tl = fM_fu – fM_lf + fM_ru - fM_we +fM_le, (1)

где все слагаемые соответствуют биогеохимическим потокам металла М (г/га/год или мг/м²/год):

fM_tl - общее поступление с выпадениями и за счет других источников (например, удобрения или отходы),

fM_fu - поглощение или удержание листьями,

fM_lf - опад,

fM_ru - поглощение корнями,

fM_we - выветривание,

fM_le - вымывание.

В почвах наземных экосистем необходимо рассматривать поглощение металла листьями и внутрисистемный круговорот металла, поскольку гумусовый горизонт почв играет важную роль биогеохимического барьера, что серьезно ограничивает миграционную способность металлов в городских экосистемах. Следовательно, расчет критических нагрузок для большинства металлов можно производить лишь для гумусного слоя. Логично также предположить, что система находится в равновесии и минерализация М_mi уравновешивается опадом М_lf Критическое вымывание металла зависит от критической концентрации его растворенной формы, которая может быть определена, например, как критическая концентрация металла в почвенном растворе (см. выше).

6.3.6.2. Водные экосистемы. Полное уравнение нединамического масс-баланса тяжелого металла на водосборе может быть записано следующим образом:

fM_tl = fM_up – fM_we + (fM_sed - fM_res + fM_ex) ´ A_t / A_c + fM_lo, (2)

где все слагаемые отражают биогеохимические потоки тяжелого металла М (г/га/год или мг/м²/год) и площадь (га или м²):

fM_tl - общее поступление с выпадениями и за счет других источников (например, удобрения или отходы),

fM_up - чистое поглощение металла биомассой на водосборе и в озере,

fM_we - выветривание металла на водосборе,

fМ_1о - вынос металла с латеральным стоком воды,

fM_sed - удаление металла из воды за счет седиментации,

fM_res - переход металла из донных отложений в воду за счет ресуспензирования,

fМ_ех - переход металла из донных отложений в воду и обратно за счет обменных процессов на границе «вода - донные отложения»,

А_с - площадь поверхности водосбора,

A_t - площадь поверхности озера (или другого водоема) в низшей точке водосборной территории.

Аналогично наземным экосистемам, в данном уравнении не делается различий между степенями окисленности металла. Это упрощение существенно ограничивает применимость данного уравнения для расчета критических нагрузок ртути. Чистое поглощение тяжелого металла происходит вследствие удаления металла с биомассой культур или вывозом древесины на водосборной территории и/или при удалении водной растительности и вылове рыб в озере. Выветривание приводит к высвобождению металлов в почвах водосбора. Седиментация происходит в результате осаждения суспензированных частиц в озере, что сопровождается переходом металла из водной толщи в донные отложения. Ресус-пензирование донных частиц происходит в результате турбулентности на границе «вода - донные отложения», что приводит к обратному переходу металла в воду. Обменные процессы на поверхности раздела воды и донных отложений включают в себя адвекцию, или инфильтрацию, молекулярную диффузию и биотурбацию. Биотурбация в данном случае обозначает миграцию ТМ в донных отложениям по ходам, проделанным донными организмами. Для перенесения этих процессов на водосбор скорости процессов седиментации и ресуспензирования перемножаются на отношение площади озера к площади водосбора.

7. ВХОДНЫЕ ДАННЫЕ

7.1. Осуществляется сбор и оценка гидрологических, растительных и почвенных данных, обуславливающих биогеохимические потоки тяжелых металлов в рассматриваемых экосистемах. Для перевода этих данных в растровый (площадной) формат широко применяются ГИС-технологии.

7.2. Входные данные для наиболее детальной почвенной модели включают параметры, описывающие атмосферные выпадения, осадки, эвапотранспирации, опад, поглощение листьями растений, выветривание, адсорбция и комплексообразование для Pb, Cd, Cu, Zn, Ni, Cr и Hg. Эти входные данные зависят от пространственного расположения рецептора, его площади и типа использования земель, как показано в таблице 2.

7.3. Рассматриваемыми рецепторами являются почвы различных городских экосистем. Для условно-природных лесных и парковых экосистем необходимо делать различие между хвойными и лиственными насаждениями. При наличии детальной информации о пространственном распределении лесных пород (например, сосна, лиственница, ель, дуб, береза, осина и др.) возможна оценка удержания выпадающих тяжелых металлов в кроне этих деревьев. На уровне региона почвенные типы могут быть оценены с помощью почвенных карт (см. выше), данные по климату и типам экосистем могут быть получены из городских и федеральных баз данных (например, Москомгидромет).

7.4. Для того чтобы получить необходимые данные для всех рассматриваемых экосистем, можно использовать описанный выше подход, который включает получение максимально возможных данных для ключевых участков и их экстраполяцию на сходные экосистемы с использованием экспертно-моделирующих геоинформационных систем, ЭМ ГИС. Суммарное представление о возможности сбора данных показано в таблице 3.

Таблица 2

Влияние различных факторов на сбор входных параметров (+влияют; - не влияют)

		Использования
Входные данные	Локализация	земель	Тип почвы
Осадки	+	-	-
Выпадения	+	+	-
Эвапотранспирация	+	+	+
Опад	+	+	+
Поглощение листьями	+	+	-
Поглощение корнями	+	+	+
Выветривание	-	-	+
Адсорбция	-	-	+
Комплексообразование	-	-	+

Таблица 3

Подходы для сбора данных при расчетах критических нагрузок тяжелых металлов

Входные данные	Метод сбора
Выпадения	Оценка для единицы площади на основании матриц по эмиссиям/выпадениям, с возможным учетом поглощения кронами растений
Осадки	Оценка на единицу площади на основании метеоданных
Поглощение кроной растений	Оценка на основании взаимосвязи между количеством осадков и типом использования земель
Транспирация	Расчет на основании климатических данных, типа использования земель и типа почв
Опад/листовое поглощение	Оценка на основании взаимосвязи между величиной выпадений и типом использования земель
Корневое поглощение	Оценка на основании взаимосвязи между величиной выпадений и типом использования земель
Адсорбция	Оценка на основании взаимосвязи между почвенными характеристиками (рН, содержание органической массы, глины и ёмкость катионного обмена)
Комплексообразование	Литературные данные, взаимосвязь с величиной рН

8. ПРИМЕРЫ РАСЧЕТА КРИТИЧЕСКИХ НАГРУЗОК ТЯЖЕЛЫХ МЕТАЛЛОВ ДЛЯ ГОРОДСКИХ ЭКОСИСТЕМ

8.1. Алгоритм расчета величин критических нагрузок тяжелых металлов на лесные экосистемы. Расчеты критических нагрузок РЬ и Cd были выполнены для наземных экосистем Европейской части России, включая городские экосистемы.

8.2. В соответствии с доступной информацией было использовано упрощенное уравнение масс-баланса:

М_tl, = М_up +М_leach, (3)

где М_tl - общее поступление металла,

М_up - накопление металла в ежегодном приросте древесной растительности,

М_leach - вымывание металла с поверхностным стоком.

8.2.1. Накопление тяжелого металла в древесной биомассе (чистое поглощение) было рассчитано как

M_up = G_an× C_{back M} (4)

где G_an - годовая продукция древесной биомассы,

C_backM - максимально допустимая (критическая) концентрация металла в древесине.

8.2.1.1. Данные по годовому приросту древесной биомассы для основных типов лесных экосистем были взяты из литературы (Базилевич, 1993). Критические величины содержания свинца в древесине были приняты равными 5 мг/кг в соответствии с российскими стандартами. Для установления величины критической концентрации кадмия в биомассе были использованы фоновые величины содержания этого элемента, равные 0,25 мг/кг для хвойных, 0,5 мг/кг для мелколиственных и 0,6 мг/кг для широколиственных пород. На территориях с отсутствием лесов, например в тундре и степи, аккумуляция тяжелых металлов в древесине не учитывалась при расчетах критических нагрузок. Это основывалось на предположении, что закрепление в биомассе нелесных видов данных экосистем является только временным с последующей минерализацией отмершей биомассы и включением в биогеохимический цикл.

8.2.1.2. При оценке вымывания металлов из экосистем критические концентрации были введены для охраны грунтовых и поверхностных вод, используемых в качестве питьевых. Величины критических концентраций в этом случае равны установленным в России стандартам для максимально допустимого содержания этих поллютантов в питьевых водах. Следовательно, вымывание металлов из экосистем было рассчитано, как:

M_leach = Q_runoff C_waterMPL, (5)

где Q_runoff - годовой сток,

C_waterMPL - максимально допустимая концентрация металла в воде.

Общий сток был взят из имеющихся гидрогеологических баз данных (Global Data Sets... 1988). Величины ПДК в питьевых водах равны 0,03 мг/л для свинца и 0,005 мг/л для кадмия (Величины предельно допустимых концентраций, Приказ № 2932-83, 1986).

8.3. Расчет и картографирование критических нагрузок РЬ и Cd. В соответствии с предложенным алгоритмом были рассмотрены только два биогеохимических потока металлов (аккумуляция в древесине и вымывание) из тех, что имеют место в экосистемах. Оба эти потока вносят свой вклад в удаление тяжелых металлов из почвенного раствора, что сопровождается снижением их концентрации в почве.

8.3.1. Данные расчетов показаны на рисунке 2 для РЬ и рисунке 3 для Cd. Величины критических нагрузок свинца изменялись в пределах от величин, меньших 50 г/га/год, до больших 250 г/га/год, а кадмия - в пределах от величин, меньших 5, до больших 25 г/га/год. Для большинства клеток 50 х 50 км сети ЕМЕР, для которых были интегрированы данные по отдельным экосистемам, величины вымывания металлов, рассчитанные в соответствии в предложенным выше уравнением, являются более высокими, чем соответствующие величины аккумуляции металлов в древесной биомассе (Bashkin and Gregor, 1999). Эта ситуация особенно наглядно проявляется в северных и центральных регионах Европейской части России, где осадки преобладают над испарением, обуславливая высокие величины общего стока. Кроме того, почвенно-геохимические условия способствуют усилению миграции тяжелых металлов (Перельман, Касимов, 1999). Основываясь на теоретических подходах, можно ожидать самоочищения почв от тяжелых металлов вследствие их вымывания из почвенного профиля. Однако необходимо учитывать и адсорбцию металлов в гумусовом слое и в минеральных горизонтах (Глазовская, 1997). Сходные геохимические условия наблюдаются в большинстве ландшафтов Белоруссии и Украины. Кроме того, необходимо учитывать и специфические условия торфяников, широко распространенных в ряде регионов (север России, Мещера и др.).


Рис. 3. Критические нагрузки свинца на экосистемы Европейской части России	Рис. 4. Критические нагрузки кадмия на экосистемы Европейской части России

8.3.2.Миграция металлов в почвенном профиле существенно ниже в экосистемах южных регионов России с распространением серых лесных почв, черноземов и каштаноземов, что связано как с меньшим общим стоком, так и с большей адсорбцией свинца и кадмия в почвенном поглощающем комплексе. В то же время, годовой прирост биомассы в этих экосистемах выше (Базилевич, 1993). Соответственно, это сопровождается выравниванием величин рассматриваемых биогеохимических потоков свинца и кадмия. Однако удаление металлов с эрозионным стоком из элювиальных ландшафтов сопровождается их накоплением в аккумулятивных ландшафтах, что также должно учитываться при расчетах величин критических нагрузок для различных экосистем.

8.3.3.Приведенные примеры позволяют оценить приблизительные величины критических нагрузок обоих ТМ на городские экосистемы в различных регионах Европейской части России.

БИБЛИОГРАФИЧЕСКИЙ СПИСОК ДОПОЛНИТЕЛЬНОЙ ЛИТЕРАТУРЫ

Базилевич Н.И. Биологическая продуктивность экосистем Северной Евразии. - М.: Наука, 1993. - 293 с.

Башкин В.Н. Оценка риска при расчетах критических нагрузок на экосистемы. Тяжелые металлы в окружающей среде. - Пущино: ОНТИ НББИ, 1997. - С. 172-181.

Башкин В.Н., Казак А.С, Снакин В.В., Припутина И.В., Хрисанов Р.В. и Кочуров Б.И. Устойчивость экосистем к эмиссиям магистральных газопроводов. Москва-Смоленск: Универсум, 2002. - 231 с.

Башкин В.Н., Курбатова А.С. и Савин Д.С. Методологические основы оценки критических нагрузок поллютантов на городские экосистемы. М.: Изд-во НИиПИ ИЭГ, 2003.

Перелъман А.И. и Касимов Н.С. Геохимия ландшафта. - М.: Интеграция, 1999. - 763 с.

BashkinV.N. Modern Biogeochemistry (textbook). - Kluwer Academic Publishers, 2002. - 572 pp.

Bashkin V.N. and Gregor H.D. (Eds). Calculation of critical loads of air pollutants at ecosystems of East Europe. - Pushchino: ONTI Publishing House - Berlin: UBA, 1999. - 132 pp.

De Vries W. and Bakker D.J. Manual for calculating critical loads of heavy metals for terrestrial ecosystems. DLO Winand Staring Centre, Report 166. – The Netherlands, 1998. - 144 pp.

De Vries W., Bakker D.J. and Scerdrup H. Manual for calculating critical loads of heavy metals for aquatic ecosystems. DLO Winand Staring Centre, Report 165. - The Netherlands, 1998. - 91 pp.

Radojevic M. and Bashkin V.N. Practical environmental analysis. - Cambridge, UK: RSC, 1999. - 466 pp.

ПРИЛОЖЕНИЕ А

КРИТИЧЕСКИЕ КОНЦЕНТРАЦИИ

А.1. Многофункциональное использование почв. Во многих странах критические концентрации для почв устанавливаются с учетом их множественного использования (табл. А1). Эти концентрации находятся в довольно узких интервалах, например, 25-100 для РЬ, 0,3-2 для Cd, 0,1-1,0 для Hg, 30-70 для Cu, 50-200 для Zn, 10-85 для Ni и 20-130 для Сr. Это указывает на сходные экотоксикологические подходы, используемые для установления критических концентраций в различных странах.

Таблица А1

Критические концентрации тяжелых металлов при многофункциональном использовании городских почв

Страна	Критические концентрации элементов, мг/кг
Страна	РЬ	Cd	Hg	Cu	Zn	Ni	Cr
Дания	40	0,3	0,1	30	100	10	50
Швеция	30	-	0,2	-	-	-	-
Финляндия	38	0,3	0,2	32	90	40	80
Голландия	85	0,8	0,3	36	140	35	100
Германия	40	0,4	0,1	20	60	15	30
Швейцария	50	0,9	0,8	50	200	50	75
Чехия	70	0,4	0,4	70	150	60	130
Россия	32	2	2,1	55	100	85	90
Ирландия	50	1	1	50	150	30	100
Канада	25	0,5	0,1	30	50	20	20

А.2. Многофункциональное использование вод. Гигиенические стандарты для содержания растворенных тяжелых металлов в поверхностных водах даны в таблице А2. В отличие от соответствующих данных для почв наблюдается большой разброс значений между странами, особенно для цинка и никеля.

А.3. Многофункциональное использование городских земель. В ряде стран критические концентрации тяжелых металлов устанавливаются в зависимости от вида использования земель. Пример, показанный для Германии, характеризует резкое возрастание величин критических концентраций при переходе от множественного использования земель к индустриальному (табл. A3).

Таблица А2

Критические концентрации тяжелых металлов при многофункциональном использовании поверхностных вод

Страна	Критические концентрации элементов, мкг/л
Страна	РЬ	Cd	Hg	Cu	Zn	Ni	Cr
Швеция	1,2	0,09	-	2,1	9	9	1
Дания	3,2	5	-	12	110	160	10
Норвегия	0,6	0,05	-	1,1	4,5	1,5	0,45
Англия	10	-	-	5	10	5	5
Голландия	11	0,34	0,23	1,1	6,6	1,8	8,5
Германия	5	1	0,1	-	-	-	-
Чехия	50	5	1	100	50	150	50
Россия	1,0	5	0,01	1	10	10	1
Канада	1,0	0,2	0,1	2	30	25	2
США	3,2	1,1	0,01	1,2	110	160	11
ВОЗ	10	3	1	-	-	20	50

Таблица A3

Критические концентрации тяжелых металлов как функция использования земель в Германии

Использование земель	Критические концентрации элементов, мг/кг
Использование земель	РЬ	Cd	Hg	Cu	Zn	Ni	Сг
Многофункциональное	100	1	0,5	50	150	40	50
Детские площадки	200	2	0,5	50	300	40	50
Дворовые сады	300	2	2	50	300	80	100
С.-х. земли	500	2	10	50	300	100	200
Рекреационные зоны	500	4	5	200	1000	100	150
Промышленные зоны	1000	10	10	300	1000	200	200

ПРИЛОЖЕНИЕ Б

МЕТОДЫ РАСЧЕТА КРИТИЧЕСКИХ КОНЦЕНТРАЦИЙ

Б.1. Методы для установления эффект-ориентированных критических концентраций включают в себя методы для определения критических концентраций для почв, основанные на оценке прямых экотоксикологических воздействий на растения и микроорганизмы, а также косвенные подходы (модели биогеохимических пищевых цепей) для определения критических концентраций ТМ в почве, основанные на тех критических концентрациях, что уже установлены для наземной фауны, таких как величины ПДК для целевых организмов.

Б.2. Прямое воздействие на почвенные организмы и растения. Как правило, величины ПДК различных поллютантов, включая тяжелые металлы, для почв устанавливаются с использованием методов экстраполяции полученной в экспериментах экотоксикологической информации. В связи с этим необходимо различать данные по острой токсичности, полученные в краткосрочных экотоксикологических экспериментах (менее 1 дня) и данные по хронической токсичности, основанные на долговременных экотоксикологических экспериментах (1 день-1 месяц). Острая токсичность определяется как величина ЛД₅₀, которая равна концентрации поллютанта в почве, при которой погибает 50% рассматриваемой популяции (ЛД₅₀ - летальная доза). Хроническая токсичность вызывается той концентрацией поллютантов, при которой не проявляются видимые эффекты (No Observed Effect Concentrations - безэффектная концентрация, NOEC's), иногда обозначаемая также как уровни без наблюдаемых эффектов (No Observed Effect Levels, NOEL's), для нескольких видов экосистемы. При выведении величин ЛД₅₀ или получении данных по NOEC используются различные микроорганизмы или активность вызываемых ими энзиматических процессов, земляные черви, артроподы и растения. Если известны данные по острой или хронической токсичности только для нескольких организмов, то необходимо использовать так называемые фиксированные факторы безопасности, на величину которых делятся известные единичные данные. Эти факторы основаны на экстраполяции лабораторных данных для единичных организмов для целой экосистемы и на экстраполяции данных по острой токсичности для выявления концентраций, вызывающих хронические эффекты. Величины фиксированных факторов безопасности изменяются от 10 до 1000. Сходные величины используются и для выведения критических концентраций для поверхностных вод.

Б.З. Косвенные воздействия на высшие организмы. Для оценки косвенных воздействий на высшие организмы используется понятие биомагнификации, определяемой как увеличение аккумуляции химических соединений при их прохождении по биогеохимическим пищевым цепям. Вследствие эффекта биомагнификации может происходить вторичное отравление млекопитающих и птиц, а на высших трофических уровнях - и человека. Рассмотрение этих косвенных воздействий также полезно для выведения величин критических концентраций с использованием простых моделей пищевых цепей.

Б.3.1. Для рассмотрения переноса поллютантов по биогеохимическим пищевым цепям используется как факторы биоаккумуляции (bioaccumulation factors, BAFs), так и факторы биоконцентрирования (bioconcentration factors, BCFs). Для этих факторов могут быть даны следующие определения (de Vries and Bakker, 1998).

Б.З.1.1. BAF: определяется как отношение концентрации испытуемого поллютанта в организме или отдельных органах птиц, млекопитающих или рыб к концентрации поллютанта в их пище (например, в лабораторном корме, растениях, беспозвоночных, птицах, млекопитающих) в состоянии равновесия. Величины BAFs в основном используются для оценки аккумуляции поллютантов птицами, млекопитающими и рыбами и пересчитываются на единицу веса.

Б.3.1.2. BCF: определяется как отношение концентрации поллютанта в организме к концентрации этого поллютанта в среде обитания организма (например, почва или вода) в состоянии равновесия.

Пища высших хищников в основном состоит из малых, птиц и/или млекопитающих. Биоаккумуляция поллютантов в биогеохимическом круговороте от почвы к малым птицам включает в себя, по крайней мере, два звена: биоконцентрация поллютанта при его поглощении растениями или беспозвоночными из почвы и биоаккумуляция у птиц и млекопитающих при поедании растений и/или беспозвоночных.

Б.3.2. Аналогично происходит перераспределение поллютантов в организмы рыб в водных экосистемах.

Б.4. Наземные экосистемы. Простейшая модель для наземных экосистем основана на упрощенной пищевой цепи:

Почва почвенные беспозвоночные млекопитающие/птицы.

Предполагая, что млекопитающие или птицы поедают почвенных беспозвоночных (например, червей), простейшую модель для расчета ПДК, основанную на биогеохимической пищевой цепи, можно выразить, как:

ПДК_почва = NOEC_хищник /BCF_жертва

где ПДК_почва - предельно допустимая концентрация поллютанта в почве, мг/кг,

NOEC_хищник - безэффектная концентрация поллютанта жертвы (беспозвоночного), потребляемой в пищу хищником, скорректированная для рассматриваемого вида (млекопитающего или птицы), мг/кг,

BCF_жертва - фактор биоконцентрации, представляющий отношение концентрации в беспозвоночном (жертве) и концентрации в почве, мг/кг.

Б.5. Водные экосистемы. Простейшая модель для водной экосистемы основана на упрощенной пищевой цепи:

вода ® рыбы или моллюски ® млекопитающие/птицы.

Предполагая, что млекопитающие или птицы поедают рыб или моллюсков, простейшую модель для расчета ПДК, основанную на биогеохимической пищевой цепи, можно выразить как:

ПДК_вода = NOEC_хищник /BCF_жертва

где ПДК_вода - предельно допустимая концентрация поллютанта в воде, мг/кг,

BCF_жертва - фактор биоконцентрации, представляющий отношение концентрации в беспозвоночном (жертве) и концентрации в воде, мг/кг.

Б.6. Имеется 4 основных возможных пищевых цепи от почвы до птиц или хищников (почва – растение - птица, почва – беспозвоночное - птица, почва – растение - млекопитающее и почва – беспозвоночное - млекопитающее). Это количество возрастает экспоненциально при раздельном учете различных органов и групп беспозвоночных, особенно тех, кто является пищей для различных малых птиц и млекопитающих. Для растений бывает необходимым учитывать раздельно листья, семена, плоды и корнеплоды. Группы беспозвоночных могут включать в себя земляных червей, гастропод, личинок насекомых, землероев, самих насекомых, изопод и пауков. Дополнительные различия могут быть сделаны между листьями и семенами в отношении растений и между червями и насекомыми в отношении беспозвоночных, представляя, таким образом, 16 путей, ведущих от почвы как к хищникам, так и к их жертвам.

Б.7. Используя эти пути, можно оценить величины ПДК для кадмия в почве (табл. Б1)

Таблица Б1

Величины ПДК для Cd в почве, основанные на 16 различных путях воздействия

Пищевая цепь	Критическая концентрация Cd в почве, мг/кг
Пищевая цепь	хищники	жертвы
Почва ® лист ® птица	37	2,3
Почва ® семя ® птица	7,2	0,44
почва ® червь ® птица	1,5	0,08
почва ® насекомое ® птица	6,4	0,40
почва ® лист ® млекопитающее	48	3,6
почва ® семя ® млекопитающее	9,4	0,68
почва ® червь ® млекопитающее	1,9	0,12
почва ® насекомое ® млекопитающее	8,3	0,61

Б.8. Результаты показывают, что по отношению к Cd (i) хищники всегда более чувствительны, чем их жертвы, и (ii) биоаккумуляция минимальна в пищевой цепи: «почва®червь®птица/млекопитающее». Последняя пищевая цепь с птицей-хищником представляет наиболее низкую величину критической концентрации для воздействия Cd, что дает очень низкую величину критической концентрации этого металла для почв (около 0,1 мг/кг, сравните с табл. 4). Если надо защитить наиболее чувствительные виды, то данная величина выглядит наиболее приемлемой.