Разработка методов оценки экосистемных рисков в зонах воздействия выбросов на объектах газовой промышленности

Примечание: жирным шрифтом выделены значения P(Ex(S+N)>0), соответствующие детерминистическим значениям площадей ареалов превышений КН (табл. 1).

Неопределенность выполненных оценок в первую очередь связана с пробелами в исходных данных. Основными факторами неопределенности являются: 1) отсутствие данных о пространственном распределении показа-телей выпадений химических элементов (по данным мониторинга или моделирования); 2) ограниченные данные о содержании азота и основных катионов в биомассе растительности и соотношении различных пулов биомассы в различных типах леса; 3) отсутствие данных о продуктивности травянистых экосистем. Это снижает корректность оценок величин выпадений и депонирования основных катионов и азота в древесной биомассе.

Моделирование величин КН и их превышений с помощью метода Монте-Карло позволило использовать все доступные данные по экосистемам территории исследования и экосистемам-аналогам и повысить, таким образом, достоверность расчетов (ошибка моделирования не превышает 3,4%). Результаты расчетов КН соединений азота и серы согласуются с данными исследований по определению чувствительности почв Южной Америки к кислотным осадкам и общими представлениями о биогеохимической устойчивости экосистем данной территории.

Управление риском

На основе величин КН соединений серы и азота был произведен расчет допустимых уровней поступления соединений серы и азота (Adep(acc), Ndep(acc)) в наземные экосистемы зоны атмотехногенного воздействия объектов ГП Венесуэлы согласно формулам (3) и (4).

(3)

(4)

Показатель Adep(acc) определяет допустимый совместный объем выпадений кислотообразующих соединений.

Моделирование по методу Монте-Карло показало, что для экосистем зоны атмотехногенного воздействия объектов ГП Венесуэлы с вероятностью 99% величина показателя Adep(acc) не превысит 4068 экв./га/год, показателя Ndep(acc) – 4598 экв./га/год. С помощью эмпирических функций распределения величин Adep(acc) и Ndep(acc) были рассчитаны вероятности их попадания в определенные интервалы значений. Результаты расчетов иллюстрируют диаграммы на рис. 3. Показано, что с наибольшей вероятностью величина Adep(acc) составит от 2500 до 3000 экв./га/год, величина Ndep(acc) – от 50 до 500 экв./га/год.

Рис. 3. Вероятностное распределение значений Adep(acc) (а) и Ndep(acc) (б) для наземных экосистем зоны атмотехногенного воздействия объектов ГП Венесуэлы

По нашему мнению, рассмотренные процедуры оценки риска целесообразно проводить для зон влияния отдельных производственных объектов (в первую очередь, КС) и использовать их для определения безопасных уровней эмиссии поллютантов с целью предотвращения развития ЧС техногенного характера, вызванных избыточным поступлением поллютантов в экосистемы.

В главе 4 изложены результаты апробации предлагаемых подходов к оценке экосистемных рисков на локальном уровне в рамках оценки воздействия на окружающую среду расширения Средне-Тиманского бокситового рудника (СТБР), расположенного в Княжпогостском районе Республики Коми.

Строительство рудника ведется с 1998 г. на запасах Вежаю-Ворыквинского месторождения бокситов. Поскольку до строительства рудника и сопутству-ющей инфраструктуры район месторождения не был освоен в хозяйственном отношении, большая часть территории исследования представлена ненару-шенными или слабонарушенными ландшафтами. Выбросы вредных веществ в атмосферу, в особенности пылевые выбросы, рассматриваются в качестве значимого экологического аспекта деятельности данного предприятия. Помимо этого, территория рудника входит в состав зоны потенциального воздействия выбросов магистрального газопровода «Ямал-Центр».

Идентификация опасности

К числу основных видов деятельности, определяющих выбросы СТБР и связанные с ними воздействия на качество атмосферного воздуха и биоту, относятся добычные работы в карьерах, транспортировка и дробление боксита. В составе выбросов рудника преобладают пыль неорганическая с различным содержанием SiO2, CO, NOx, SO2, сажа, летучие органические соединения.

Демонстрационное исследование охватывало фрагмент зоны атмотехногенного воздействия СТБР площадью 8623 га. В качестве реципиентов воздействия выступили наземные экосистемы. Почвенный покров территории исследования формируют в основном низкогорные глееподзолистые почвы в сочетании с низкогорными торфянисто-подзолисто-глееватыми и низкогорными торфяно-подзолисто-глеевыми почвами. Основными типами растительности являются еловые зеленомошные и долгомошные леса, а также верховые болота, чередующиеся с вторичными елово-березовыми лесами.

Ландшафтную структуру территории исследования слагают 12 типов урочищ. В ее границах имеются участки водоохранных зон (ВОЗ) двух водотоков (р. Ворыквы, руч. Черного) и санитарно-защитной зоны (СЗЗ) СТБР, которые составляют, соответственно, 25% и 22% от рассматриваемой площади. Экосистемы в пределах ВОЗ были отнесены нами к особо ценным реципиентам воздействия.

В рамках данного демонстрационного исследования оценка экосистемных рисков проводилась для двух сценариев воздействия. Сценарий 1 соответствует уровню аэрогенного поступления ЗВ до начала разработки месторождения. Сценарий 2 характеризует современный (по состоянию на конец 2003 г.) уровень атмотехногенной нагрузки на экосистемы.

В силу низкой буферной емкости и низкого содержания основных катионов в почвах, а также низкой биологической продуктивности биоценозов, наземные экосистемы территории исследования чувствительны к нагрузке кислотообразующих и эвтрофирующих соединений серы и азота (NOx, SO2). Другими значимыми химическими факторами опасности для экосистем являются микроэлементы, отличающиеся высоким фоновым содержанием в почвах рассматриваемой территории и накапливающиеся в почвах, раститель-ности и снежном покрове зоны аэрогенного загрязнения рудника. По данным многолетнего мониторинга геологической среды, такими элементами являются Mn, Ni, Cu, Al, Fe, Ti, V, Zn, Co, Cr, Pb.

В качестве приоритетных ЗВ были выбраны соединения серы и азота, а также три приоритетных ТМ: Pb, Cu и Zn. Детальная оценка экосистемного риска проводилась для следующих групп рецепторных участков: а) каждого из 12 типов урочищ, б) фрагмента СЗЗ СТБР, в) территории ВОЗ.

Оценка экспозиции

Расчет величин аэрогенного поступления химических элементов и соединений в экосистемы-реципиенты осуществлялся на основе данных об их накоплении в снежном покрове за 2000-2003 гг. Для сценария 2 на основе расчетных величин выпадений в каждой точке опробования были получены поля выпадений. Расчет проводится на основе данных о климатических параметрах, определяющих рассеивание примесей в атмосфере, и источниках выбросов с помощью УПРЗА «Гарант-Универсал», версия 3.0. Данные таблицы 4 иллюстрируют расчетные величины BCdep, Cldep, Sdep, Ndep, Pbdep, Cudep, Zndep.

Таблица 4

Величины выпадений основных катионов (BCdep), анионов хлора (Cldep), серы (Sdep), азота (Ndep) и приоритетных тяжелых металлов для района СТБР

	BCdep	Cldep	Sdep	Ndep	Pbdep	Cudep	Zndep
	экв. /га/год				г/га/год
Сцена-рий 1	506 n = 7	172 n = 7	128 n = 7	206 n = 7	2,3 n = 7	4,1 n = 7	45,1 n = 7
Сцена-рий 2	280-560 n = 13	65-320 n = 13	100-220 n = 13	40-340 n = 13	0,5-18,5 n = 28	0,5-56,5 n = 28	5,0-185,0 n = 28

Примечание: для сценария 1 приведены средние значения параметров, которые использовались для детерминистического расчета величин КН и их превышений; для сценария 2 – максимальные и минимальные значения каждого параметра; n – число пунктов опробования.

Для сценария 2 величины Sdep превысили фоновые значения на 99% территории исследования, Ndep – на 84% территории. Фоновые значения выпадений превышены на 62% территории исследования по Pb, 80% территории – по Cu, и 17% территории – по Zn.

Оценка эффектов

Расчет максимальной критической нагрузки серы (CLmax(S)) и максимальной критической нагрузки азота (CLmax(N)) проводился для двух рассматриваемых сценариев воздействия, поскольку эти величины зависят от уровня аэрогенного поступления анионов хлора (Cldep) и основных катионов (BCdep). Величины критической нагрузки «питательного» азота (CLnut(N)) и критических нагрузок ТМ (CL(Pb), CL(Cu), CL(Zn)) не зависят от величин выпадений.

Проведенные расчеты показали некоторое снижение величин CLmax(S) и CLmax(N) при современном уровне атмотехногенной нагрузки (сценарий 2), что обусловлено ростом величин Cldep, который недостаточно компенсируется поступлением основных катионов из атмосферы.

Рис. 4 иллюстрирует пространственное распределение величин максимальной КН серы для наземных экосистем, рассчитанных для сценария 2. Значения CLmax(S) возрастают от пойменных травянистых и болотных экосистем (менее 400 экв./га/год) к экосистемам еловых лесов, занимающим возвышенные хорошо дренированные участки (более 1500 экв./га/год). Минимальные значения CLmax(S) (менее 250 экв./га/год) получены для пойменных экосистем с преобладанием древесной растительности (ивняки), где значительный пул основных катионов «расходуется» на создание биомассы, что снижает потенциал этих экосистем в отношении нейтрализации кислотных выпадений.

Пространственная динамика величин критической нагрузки питательного азота (CLnut(N)) в значительной степени зависит от типа растительности. Устойчивость рассматриваемых экосистем к эвтрофирующей составляющей выпадений азота возрастает от экосистем хвойных лесов на почвах легкого механического состава (менее 450 экв./га/год) к заболоченным лесам (500-550 экв./га/год) и болотам (более 550 экв./га/год). Ареал максимальных значений (более 750 экв./га/год) приурочен к участкам заболоченных ивняков.

Наименее чувствительны к суммарной нагрузке азота леса на переувлажненных торфяно-подзолисто-глеевых почвах (CLmax(N) свыше 4500 экв./га/год) благодаря сочетанию высоких показателей денитрификации и депонирования азота в древесной биомассе. Участки с наименьшими значениями CLmax(N) (менее 1000 экв./га/год) совпадают с ареалами максимальной чувствительности к кислотным выпадениям (см. выше).

Рис. 4. Величины максимальной критической нагрузки серы (CLmax(S)) для наземных экосистем района СТБР (сценарий 2)

Величины КН ТМ определяются в основном почвенными характерис-тиками (рН, содержанием органического вещества и др.). Наиболее заметна зависимость величин КН от содержания органического вещества для свинца: прослеживается четкое подразделение территории исследования на участки с торфяно-подзолисто-глеевыми и болотными почвами (CL(Pb) свыше 30 г/га/год) и другими разновидностями почв (9-20 г/га/год). Вторым важным фактором степени защищенности экосистем от поступления ТМ является интенсивность выноса последних с внутрипочвенным стоком. С этим связаны высокие значения КН меди и цинка для лесных экосистем дренированных местообитаний (CL(Cu) – от 40 до 60 г/га/год, CL(Zn) – от 400 до 450 г/га/год). Отмечено снижение величин КН с увеличением рН почвенного раствора до 5 и выше в ряду болотных почв, наиболее выраженное для меди. Это обусловлено уменьшением концентрации растворенного органического вещества, от которой зависит концентрация свободных ионов ТМ в почвенном растворе, оказывающих токсичное действие на биоту.

Характеристика риска

Для наземных экосистем района СТБР были выбраны следующие критерии приемлемости воздействия:

• для территории ВОЗ – 100%-ая защищенность экосистем (M(Ex(X)>0) = 0%);
• для каждого из 12 типов урочищ – 95%-ая защищенность экосистем (M(Ex(X)>0) 5%);
• для территории СЗЗ – 50%-ая защищенность экосистем (M(Ex(X)>0) 50%).

В качестве вариабельных параметров выступали величины Bcupt, Nupt, Pbupt, Cuupt, Znupt, которые моделировались как независимые величины на основе данных о составе древостоя лесов территории исследования, а также геохимические параметры: pH и содержание органического вещества в почве ([OM]S). Массивы значений вариабельных параметров сформированы на основе данных полевых геоботанических и геоэкологических исследований.

Детерминистический расчет превышений КН не выявил участков с превышениями КН при фоновых величинах атмотехногенной нагрузки (сценарий 1).

По состоянию на конец 2003 г., некоторые рецепторные участки наземных экосистем испытывали нагрузки соединений серы и азота, свинца и меди, превышающие расчетно-допустимые уровни. Пространственное распределение величин превышений КН соединений серы и азота (Ex(S+N)) иллюстрирует рис. 5.

Рис. 5. Величины совместных превышений КН соединений серы и азота (Ex(S+N)) для наземных экосистем района СТБР (сценарий 2)

Площадь ареалов превышений КН приоритетных ЗВ невелика, она составляет для соединений серы и азота – менее 2% от общей территории исследования, для свинца – 4%, для меди – около 1%. Вместе с тем, превышения КН выявлены для территории ВОЗ, для которой необходимо обеспечить 100%-ную защищенность экосистем. Установленные критерии приемлемости атмотехногенного воздействия превышены для следующих групп рецепторных участков:

• для типов урочищ 6 и 10, территории ВОЗ – по соединениям серы и азота (величины M(Ex(S+N)>0) равны 5,1%, 18,4% и 3,5% соответст-венно);
• для типов урочищ 2 и 9 – по свинцу (величины M(Ex(Pb)>0) равны 13,0 и 14,0% соответственно);
• для типа урочищ 1, территории ВОЗ – по меди (величины M(Ex(Cu)>0) равны 19,0 и 1,2% соответственно).

Вероятностный расчет совместных превышений КН соединений серы и азота для наземных экосистем показал, что для всех рецепторных участков с превышениями КН расчетные вероятности Ex(S+N)>0 (pi') были равны 1, т.е. результаты детерминистического и вероятностного расчетов данного показателя идентичны.

В случае свинца и меди вероятностные значения площадей ареалов превышений КН для всех групп рецепторных участков оказались выше значений, полученных в результате детерминистического расчета. Так, для типов урочищ 2 и 9 вероятностные величины M(Ex(Pb)>0) составили 13,5% и 22,8% соответственно. Вероятностные величины M(Ex(Cu)>0) достигли 38,6% для типа урочища 1 и 4,3% для территории ВОЗ.

Для большинства типов урочищ распределения величин M(Ex(Pb)>0) и M(Ex(Cu)>0) не подчиняются нормальному закону; для них были вычислены эмпирические функции экосистемного риска. Для крупных массивов рецепторных участков (например, типов урочищ 2 и 4, территории ВОЗ) показана корректность использования функций нормального распределения для расчета вероятностных показателей экосистемного риска.

По сравнению с результатами расчетов для зоны атмотехногенного воздействия объектов ГП Венесуэлы, разброс значений превышений КН, полученных в результате вероятностного расчета, гораздо выше: было выделено 9 классов значений M(Ex(Pb)>0) и M(Ex(Cu)>0). Расчетные вероятности превышения КН свинца (P(Ex(Pb)>0)) для некоторых групп рецепторных участков, представлены в табл. 5.

Для групп рецепторных участков, которые испытывают атмотехногенную нагрузку ТМ выше установленного критерия приемлемости по данным детерминистического расчета, вероятности достижения детерминистических значений превышений КН свинца и меди составили:

• P(Ex(Pb)>0): для типа урочища 2 – 22,7%, для типа урочища 9 – 35,2%;
• P(Ex(Cu)>0): для типа урочища 1 – 23,3%, для территории ВОЗ – 99,9%.

Вероятность того, что в пределах ВОЗ не будут отмечены превышения КН данных элементов, равна нулю.

Основными факторами неопределенности расчетов риска для экосистем района СТБР стали: 1) оценка нагрузки приоритетных ЗВ на основе косвенных данных (данных атмогеохимических исследований) и достаточно высокая погрешность (до 30%) расчетных величин выпадений химических элементов; 2) ограниченные данные о геохимических характеристиках некоторых типов почв (например, болотных остаточно-низинных); 3) оценка депонирования основных катионов, азота и ТМ в древесной биомассе на основе данных литературных источников. Это может быть причиной заниженных величин КН, в частности КН соединений серы и азота, для некоторых рецепторных участков.

Таблица 5

Вероятности превышений критических нагрузок свинца (P(Ex(Pb)>0), %) для наземных экосистем района СТБР (сценарий 2)