6.1.1. Международные и российские требования1

У инспекторов природоохранных агентств есть несбыточная мечта о разработке некоего единого интегрального критерия со- стояния окружающей среды. Однако он, как вечный двигатель, невозможен в принципе в силу многофакторности изменения ком- понентов окружающей среды. Поэтому используются либо много- стадийная система оценки, либо несколько параллельных направ- лений, например по отдельным видам объектов природы или наи- более опасным видам загрязняющих веществ. В современных условиях показатели комфортности проживания, к которым в значительной мере относятся экологические данные, существенно влияют на стоимость объектов. Нерациональное ис- пользование территорий, непродуманное хозяйствование стано- вятся причиной снижения ценности объекта, поэтому весьма важно иметь универсальную регулирующую систему управления и штрафов, базирующуюся на разработанных методиках оценки экологических нагрузок.

Подход к проблеме оценки состояния природной среды в раз- ных странах различен и определяется их особенностями (геогра- фическими, экономическими, культурными и др.). Более того, даже внутри одной страны существуют различия в этих вопросах (раз- ные штаты США, провинции Канады, земли Германии). Важнейшими считаются показатели контроля, отражающие проведение тех веществ, которые представляют наибольшую опас- ность для населения и природы данной местности в силу больших объемов выделения или применения, токсических свойств, осо-

¹ Использованы обобщающие материалы, подготовленные В. В. Кулибабой

(1999).

бенностей транспорта, способности накапливаться в природных объектах, устойчивости к разрушению.

Все эти данные рассматриваются в динамике, и положение счи- тается удовлетворительным, если негативные показатели со вре- менем уменьшаются (так как устойчивое развитие предполагает монотонное улучшение показателей).

Выделяются следующие параметры, пригодные для учета:

загрязненность среды обитания населенных мест (города, по- селки);

загрязненность воды;

рассеивание токсичных химикатов в природных объектах;

сбор, хранение, транспортировка и переработка опасных от- ходов.

Обращает на себя внимание разброс в количественных харак- теристиках загрязненности объектов природы, в частности поч- вы. Так, для почв сельскохозяйственного использования в про- винциях Канады (Альберта, Квебек) допустимым считается кон- центрация свинца 50 — 60 мг/кг, тогда как для Германии уровень 100 мг/кг является удовлетворительным, а в Великобритании до- пустимы концентрации 500 мг/кг.

В последние годы в России стали использоваться оценки фито- токсичности, представляющие собой допустимую концентрацию в поверхностном слое почв, при которой содержание тяжелых металлов в пище не превышает легко переносимый уровень, уста- новленный Всемирной организацией здравоохранения (ВОЗ).

Среднее содержание свинца в почвах мира колеблется от 12 до 35 мг/кг, в почвах России — от 10 до 25 мг/кг, например, среднее содержание в почвах северо-запада России и Финляндии — 18 мг/кг.

Применение норматива ПДК 1991 г. (32 мг/кг) во многих рай- онах России создает сложную ситуацию при оценке экологическо- го состояния почв, особенно сейчас, когда предпринимаются по- пытки придания загрязненным территориям статуса зон «чрезвы- чайной экологической ситуации» и «экологического бедствия», так как такой статус по веществам 1-го класса опасности может быть определен при 2 — 3 ПДК почв. Во многих странах мира после от- каза от этилированного автомобильного топлива ПДК свинца в почвах повышена.

В России ПДК свинца для почв установлена как превышение над фоном на 20 мг/кг. Таким образом, ПДК для почв, рассмат- риваемая на примере северо-запада, должна составлять 38 мг/кг, что является избыточно строгой нормой. В то же время, по дан- ным разных авторов, уровень фитотоксичности РЬ оценивается в 100 — 400 мг/кг, чаще всего 100 — 200 мг/кг. При такой концент- рации свинца в почве его содержание в пищевой части огород- ных растений может превысить допустимые нормы. Особое зна- чение придается тому, что рост концентрации свинца в почвах

тормозит микробиологические процессы. Содержание свинца бо- лее 400 мг/кг рассматривается как признак повышения его ПДК

в воздухе.

Материалы, оценивающие качество экосистемы Рейна, дают представление о критериальных подходах по оценке состояния окружающей среды авторов, составивших отчет «Руководство по расчету критических нагрузок тяжелых металлов на почвы и по- верхностные воды» под ред. У. де Врие и Д.Баккера (1996). Они описывают подходы к оценке состояния загрязнения окружающей среды в Нидерландах. Как и в ранее описанных источниках, име- ются в виду критерии, характеризующие отдельные виды за- грязнения окружающей среды (поверхностных вод и загрязнение почвы), оценивающие концентрации загрязняющих веществ. Большинство оценивающих показателей используются для со- поставления начальных условий в разных объектах или для оцен- ки изменений концентрации загрязняющих веществ во времени в каждом объекте (т.е. динамики загрязнений). Расчет параметров (или критериев) носит целевой характер и направлен на опреде- ление качества поверхностных вод для водопотребления и каче- ства донных осадков по степени концентрации загрязняющих веществ. По голландской системе оценок используются рисковые показатели концентраций. Рассматриваются показатели МРС (Maximum Permissible Concentrations) — максимально допустимые концентрации (т.е. концентрации на уровне риска экосистемы), а также NС (Negligible Concentration) — незначительные концентра-

ции.

Международная программа «Охрана вод Рейна» — Pritection оf the Rhine (IRSR) — так же как и программа Экономического раз- вития — Organisation for Есопоmiс Соореrаtioп апd Develортепt (OECD) — относится к числу наиболее крупных европейских ра- мочных соглашений, стремящихся получить оценку качества среды при помощи единой системы показателей. В ней поднимается воп- рос о необходимости учета трансграничных переносов загрязнений и разработки новых показателей качества среды, учитывающих совместное воздействие различных загрязнителей. Помимо общепринятых определений и состава признаков в программе ОЕСD в Европейском Союзе (ЕС) пока не принят еди- ный нормативно-методический стандарт на эти показатели. Наци- ональные определения хотя и близки, но различаются по ряду положений, в основном по набору информационных признаков критерия (индикатора).

Так, Директива ЕС 96.61 от 24.09.96, определяющая порядок оценок воздействия на среду, ясно разделяет два понятия: етission limit values (практически соответствует нормативам ПДВ и ПДС российских норм и рассчитывается так же, исходя из определений ПДК) и еnvirоптепtа1 qиаlitу standart (установленные требования,

которые обязаны выполняться в данное время и данной окружаю- щей среде, или части этого, как-то установлено законодательством ЕС).

При представлении общих классификационных принципов це- лесообразно остановиться на наиболее широко используемых кри- териальных подходах. Одной из основных на сегодняшний день с этой точки зрения является концепция, предложенная ЮНЕП в рамках реализации положений Конференции по окружающей среде и развитию ООН (Рио, 1992).

Отличительной особенностью концептуальных положений о типах и формах оценки состояния качества окружающей среды. на которые мало обращается внимание, является ясное определе- ние различий между собственно прямыми измерениями (расчета- ми) параметров среды и так называемой «экологической статис- тикой» (епvirоптепtаl statistic).

Под последней понимаются данные национальных статисти- ческих служб, государственных агентств (организаций) в области охраны окружающей среды, фондовые материалы уполномочен- ных научных центров и международных организаций. При этом ин- формационные массивы и результат их обработки (параметры, кри- терии, индикаторы, индексы оценки качества среды) в первую очередь должны описывать не столько точные количественные оп- ределения, сколько тренды процессов, определенных как значи- мые для окружающей среды.

Применение трендов как основы критериальной оценки по- зволяет значительно упростить (не во всех, разумеется, случаях) требования к точности данных и расширить возможную террито- рию (функциональную среду) их сопоставления. В то же время отсутствие исходной информационной экостатистической базы является серьезной помехой для принятия единых списков инди- каторов. Так, в Европейском союзе Советом министров окружа- ющей среды в 1994 г. принята четырехлетняя программа развития экологических компонентов статистики, вступившая в силу как единая координирующая система только в 1999 г. При этом сле- дует заметить, что ЕС уже имеет мощную унифицированную си- стему сбора и обработки информации о состоянии окружающей среды, включающую в том числе и параметрическое разделения всей территории ЕС по статистическим округам (Программа СОRINE — Сооrdination оf 1пfоrтаtоп оп thе Еvroптепtаl оf the Еиrореап Unioп).

Идеологическое обоснование таких подходов заключается в ре- ально существующем социально-экономическом заказе на ясное и сознательно упрощенное представление оценок среды для обще- ственности и политических систем управления (decision таkers)- Последнее декларировано в гл. 40 Аgепdа 21 следующим образом- «...Индикаторы устойчивого развития необходимы для того, что-

бы обеспечить прочную базу для лиц, принимающих решения на всех уровнях, и способствовать саморегулирующейся интеграции систем окружающей среды и развития».

При этом остается требование научной достоверности самих экостатистических показателей (критериев) и возможности при- нятия на их основе управленческих решений.

Внутреннее противоречие таких подходов очевидно. Оно ослож- няется активным процессом принятия процедур и регламентации систем критериев и индексов различными группами потенциальных пользователей и организаций (например, ЮНЕП, Всемирный банк, ЕЭК ООН, ОЕСD и т.д.). Надо отметить, что для ряда природных процессов или типов воздействий в качестве индикаторов применяются значительно более сложные, чем экостатистические, прямые параметры и интегральные показатели, требующие специальных наблюдений. Это, как правило, связано с желанием обеспечить идентификацию какого-либо природно-антропогенного процесса, важного с точки зрения программы или схемы экологического индикатора. Так, программа Всемирного банка уделяет большое внимание индикаторам состояния почвенного покрова как элемента экономики развивающихся стран. Причем выбору индикаторов предшествует разработка глобальной классификации почв и земельного фонда и создание на ее основе цифровых почвенных карт.

Очень кратко основные группы критериев (индикаторов) на уровне оценки глобальных процессов можно представить следующим образом:

критерии качества окружающей среды (тип SOE—State оf the Environment);

критерии воздействия, отражающие эффект влияния (stress indicators);

критерии устойчивого развития (sustainable indicators);

критерии качества среды для проживания и воздействия на че- века (еnvirоптепtаl health indicators).

При этом для усиления точности представления оценок пред- ложена дополнительная группа индекс-показателей, включающая интегрированные значения отдельных (две и более) переменных (широко используется, например, Агентством окружающей среды США - ЕРА).

Предельные опорные критерии устанавливают лимиты па- раметра, индицирующего границы приемлемого экологического риска. Целевые критерии предназначены для отслеживания эффек- тивности решения природоресурсных и эколого-экономических задач.

При определении индексов экологической ситуации в качестве основных выделяются: стандарты качества питания;

стандарты качества медико-социальной среды;

структура заболеваемости;

экотоксикологические параметры;

биоиндикаторные тесты;

параметры биогенного круговорота;

предельно допустимые уровни дезинтеграции природно-терри- ториальных комплексов;

индексы ресурсовоспроизводящего потенциала;

параметры определения удельных нормативов: на единицу тер- ритории; на единицу продукции и т.д.;

индексы оценки риска.

Сама система оценок ЮНЕП в связи с тем, что оперирует с глобальными процессами и данными, во многих случаях не обес- печенными репрезентативными рядами, не имеет четкой, логи- чески выдержанной классификационной структуры. В сущности; ее идеология сводится к попыткам подобрать возможные инте- гральные индексы или экологические индикаторы, исходя из прин- ципа наибольшей обеспеченности национальными данными. Если в случае ресурсных оценок воздействия этот поход реализуется удачно, то в собственно оценках состояния среды (кроме, вероят- но, глобальных процессов) — явно нет.

Наличие тех или иных специфических экологических проблем (или чаще национальных аспектов их понимания) приводит к по- явлению узколокальных показателей. Практически всегда они от- носятся к иерархически-территориальному уровню малого регио- на или территорий самоуправления. Так, в Дании, помимо общих тренд-показателей, для локального уровня предусмотрены так на- зываемые статичные показатели, например число скважин для водозабора, расположенных более чем в 500 м от зеленых зон.

Списки региональных индикаторов имеют существенный раз- брос в разных странах (табл. 6.1 и рис. 6.1).

Экологический индикатор — это признак, свойственный систе- ме или процессу, на основании которого производится качествен- ная или количественная оценка тенденций изменений, определе- ние или оценочная классификация состояния экологических си- стем, процессов и явлений. Значение индикатора описывает про- цесс или явление, выходящее за рамки его собственных свойств.

Экологический индикатор (критерий) может быть:

природоохранным — сохранение целостности экосистем, био- разнообразия, его местопребывания и т.п.;

антропоэкологическим — воздействие на человека, его популя- ции;

ресурсно-хозяйственным — воздействие на всю систему «обще- ство — природа»;

социоэкономическим — результирующая оценка благополучия экономической системы и качества жизни.

Таблица 6.1

Используемые критерии и индикаторы оценки состояния среды в международных и национальных программах

Анализ использования различных групп индикаторов из числа наиболее употребляемых в региональных целях представлен на рис. 6.2.

Характерно очень высокое удельное значение индикаторов — показателей состояния природных и природно-антропогенных си- стем. Здесь внешняя аналогия спектров отражает принципиально различные задачи управления с помощью индикаторов.

В Голландии это следствие необходимости тщательного контро- ля практически искусственно управляемых и крайне быстро реа-

гирующих на воздействие при- родно-антропогенных систем и их природных компонентов как основы экономико-хозяйствен- ной системы (польдерное¹ зем- леделие, регулируемый гидроге- охимический режим, неустойчи- вые почвофитомелиоративные компоненты и т.д.). В Канаде высокая доля этой группы отражает необходимость сохранения ресурсного потен- циала природных геосистем и восстановления их естественной устойчивости (например, План управления и действий по вос- становлению качества вод Вели- ких озер, включающий широкий спектр таких индикаторов). Обе схемы используют экотерриториальные классификации разделе- ния зон применения индикаторов в отличие от преобладающего административно-территориального принципа деления. В Канаде это экозоны и экорегионы (есozопе), в Голландии — экоокруга (eсо-district), также с совершенно разным ландшафтным содержа- нием.

В России преобладает бассейновый принцип на региональном уровне и административно-территориальный — на локальном. Среди экологических индикаторов в нашей стране абсолютно доминиру- ют индикаторы воздействия на окружающую среду.

Здесь уместно отметить, что одной из практически совсем не решенных проблем всех региональных и локальных схем является репрезентативное выделение территориальных носителей инфор- мации, в пределах которых применяется индикатор.

За исключением индикаторов глобальных процессов экодина- мики (потепление, проблема разрушения озонового слоя и т.п.) и отдельных биологических параметров (например, диапазон про- дуктивности популяций форели в Великих озерах) остальные ин- дикаторы не имеют ясно определенной территориальной привяз- ки. Это связано с противоречием между свойством таких индика- торов, как элемент управления, требующий применения в преде- лах обеспеченных статистическими данными административных границ, и многовариантностью индицируемых природных систем и процессов.

В рекомендациях ВОЗ предложено оценивать качество атмо- сферных осадков по трехстадийной схеме: определение содержа- ния групп токсичных элементов, определение характера воздей- ствия на биоту, определение зоны, затронутой негативным воз- действием. Там же предлагается интегральный критерий оценки качества поверхностных вод с использованием шести групп крите- риев.

1. Кислородный режим.

2. Степень эвтрофикации (концентрация азотистых и фосфори- стых соединений).

3. Кислотность.

4. Содержание соединений тяжелых металлов.

5. Содержание токсичных для биоты веществ.

6. Микробиологическое загрязнение.

Качество вод устанавливается по наихудшему показателю в любой из групп, однако при оценке приводятся все показатели. Методика апробирована на национальных данных по Дунаю в 1992 г. Аналогично оценивается качество воды в Рейне. Оценивать качество питьевой воды ВОЗ предлагает с учетом более чем 50 параметров (из которых ГУП «Водоканал» учитывает лишь неко- торую часть).