Системний аналіз якості навколишнього середовища: Навчальний посібник для студентів вищих навчальних закладів

В. П. ГАНДЗЮРА СИСТЕМНИЙ АНАЛІЗ ЯКОСТІ НАВКОЛИШНЬОГО СЕРЕДОВИЩА навчальний посібник для студентів вищих навчальних закладів КИЇВ 2020 2 УДК 574 ББК 20.1 Г 64 Г 64 Гандзюра В.П. Системний аналіз якості навколишнього середовища: Навчальний посібник для студентів вищих навчальних закладів. – К.:, 2020. – 180 с. ISBN Рекомендовано до друку Вченою радою ННЦ «Інститут біології та медицини» Київського національного університету імені Тараса Шевченка 11 березня 2019 р (протокол №9) У посібнику з екосистемних позицій при послідовному застосуванні системного підходу і загальної теорії систем розглянуто основні поняття і теорії розділу сучасної екології, що вивчає підходи до оцінки стану екосистем та якості середовища існування, речовинно-енергетичні й інформаційні процеси та механізми їх регуляції. Проаналізовані кількісні підходи до оцінки стану екосистем, рівня їх забруднення та інтегральні критерії оцінки якості середовища для біосистем різного рівня організації. Чільне місце посідають сучасні екологічні проблеми та можливі шляхи їхнього вирішення в умовах розвитку міжнародного співробітництва. Наведена інформація про систему охорони навколишнього природного середовища та основні закони і нормативні акти щодо регулювання природокористування і екобезпеки. РЕЦЕНЗЕНТИ: Бондар О.І., доктор біологічних наук, професор, член-кор. УААН, ректор Державної екологічної академії післядипломної освіти та управління Міністерства екології та природних ресурсів України; Волошина Н.О., доктор біологічних наук, професор, завідувачка кафедри екології Національного педагогічного університету імені М.П. Драгоманова ISBN 966-95774-3-Х © В.П. Гандзюра, 2020 3 ЗМІСТ ПЕРЕДМОВА………………………………………………………………….5 Розділ 1. Формування загальної теорії систем……………………...………6 1.1. Загальна теорія систем……………………………….………….………7 1.2. Виникнення міждисциплінарної теорії………………………..………..7 1.3. Поняття відкритої системи……………………………………………..12 1.4. Завдання системного аналізу…………………………………………...20 Контрольні питання до розділу……………………………………………..21 Розділ 2. Методологія системних досліджень якості середовища….……22 2.1. Система та її властивості……………………………………….……..22 2.1.1. Принцип емерджентності………………………………………....….22 2.1.2. Склад, структура і зовнішнє середовище системи…………………23 2.1.3. Закон функціювання системи…………………………………….....24 2.2. Холістичний і мерологічний підходи в екології………………..……25 2.2.1. Спостереження…………………………………………………....….26 2.2.2. Експеримент……………………………………………………..……29 2.2.2.1. Однофакторний експеримент…………………………………..….30 2.2.2.2. Багатофакторний експеримент……………………………...……..31 2.2.3. Моделювання…………………………………………………..….…32 2.3. Загальна схема і етапи системного дослідження в екології……..….38 Контрольні питання до розділу ……………..………………………………..……40 Розділ 3. Поняття «стан екосистеми» та «якість середовища»………...…41 3.1.Якість середовища ……………….………………………………..……41 3.2.Кількісні критерії оцінки стану екосистем і якості середовища…..…47 3.3.Якість середовища для біосистем різного рівня організації……...…..52 3.4.Гомеостаз та енантіостаз………………………………….……….……53 3.5.Концепція стійкого розвитку………………………………………...….55 Контрольні питання до розділу…………………………………….……….57 Розділ 4. Поняття «здоров'я екосистем»…………………………………….58 4.1. Здоровя організму………………………………………………………..58 4.2. Складові здоров’я…………………...……….…………………………..60 4.3. Суть і значення концепції «здоров’я» екосистем…………….………..61 4.4. Гомеостаз організму як критерій оцінки стану екосистем……………68 Контрольні питання до розділу……………………………………………...69 Розділ 5. Норма і патологія екосистем. Контроль і оцінка їхнього стану та якості середовища………………………………………….……….71 5.1. Екологічне нормування. Токсикологічний контроль………...……….71 5.2. Біоіндикація……………………………………………………..……….73 5.3. Біотестування……………………………………………………………76 5.4. Кількісна оцінка якості середовища за продукційно-енергетичними 4 показниками біосистем………………………………………………………80 5.5. Оцінка стану екосистем за змінами їх ентропії………………………..82 5.6. Поняття «шкодочинності» та її кількісна оцінка…………..…………102 5.7. Державна система моніторингу довкілля України, шляхи її вдосконалення з урахуванням європейських стандартів і нормативів……….……106 5.8. Екологічні ризики…………………………………………………...….112 5.9. Співвідношення щільності популяцій різних життєвих стратегій в системі оцінки стану екосистем……………...……..…………113 5.9.1. K– і r– стратеги…………………………………………...….….….…114 5.9.2. Система життєвих стратегій Раменського-Грайма…………………114 Контрольні питання до розділу……………………………………..…..…..117 Розділ 6. Механізми регуляції екосистемних процесів…………………...119 6.1. Принцип Ле Шательє–Брауна………………………………….……...120 6.2. Механізми регуляції на екосистемному рівні…………………...….…123 6.3. Стабільність і стійкість екосистем……………………………………123 6.3.1. Пружна стійкість……………………………………………….…….124 6.3.2. Резистентна стійкість…………………………………………….…...124 6.4. Принцип нерівноважної динаміки Пригожина–Онсагера…………...126 6.5. Трансформації екосистем………………………………………….…..128 6.6. Можливості впливу на екосистеми у бажаному людині напрямку. Основи екотехнології……………………………………129 6.7. Теорія катастроф………………………………………………………..131 Контрольні запитання до розділу…………………………………………..132 Розділ 7. Забруднення екосистем…………………………………………..133 7.1. Основні терміни………………………………………………………..134 7.2. Забруднення біосфери…………………………………………………135 7.2.1. Нафта і нафтопродукти……………………………………………...136 7.2.2. Радіоактивне забруднення………………………………….……….136 7.2.3. Пестициди……………………………………………………………137 7.2.4. Важкі метали………………………………………………………...139 7.3. Можливості адаптації організмів до токсикантів…………………..144 7.4. Вплив військови дій на довкілля Донбасу…………………….…..…145 7.5. Кіотський протокол і його роль в збереженні нашої планети….…..150 7.6. Чорнобильська катастрофа та її вплив на довкілля……….……..…155 7.7. Екологічний менеджмент……………………………………………..164 7.8. Екологічний аудит……………………………………………………..165 Контрольні питання до розділу……………………………………………166 Узагальнення……………………………………………………………….168 Рекомендована література…………………………………………………172 5 ПЕРЕДМОВА Проблема якості середовища – безперечно центральна в сучасній екології. Широкий загал часто ототожнює саму екологію з наукою про довкілля, стан якого вже давно викликає стурбованість вчених різних галузей та широких верств свідомої громадськості. Майже на кожному кроці всі говорять про „погану екологію”, хоч само це поняття є безглуздим, адже ще не додумались говорити про „погану ботаніку”, „погану зоологію”, „погану філологію”. Проте ясно, що мова йде про незадовільний стан довкілля, оточуючого нас середовища. І хоч з кожним роком ця проблема привертає дедалі більше уваги, проте її понятійний апарат лишається недостатньо розробленим. Навіть фахівці з екологічного моніторингу, з біоіндикації та суміжних галузей часто ототожнюють досить різні поняття. Найчастіше плутають поняття «стан середовища», «стан екосистеми» та «якість середовища». Причому ця термінологічна плутанина, на жаль, притаманна навіть екологам, які займаються проблемами діагностики стану довкілля і екосистем в цілому. Саме тому в посібнику на засадах системного підходу і загальної теорії систем розглянуті такі поняття, як «стан екосистеми», «якість навколишнього середовища», «здоров҆я екосистеми» та інші найважливіші поняття для адекватної оцінки якості середовища існування та стану екосистем в цілому. Розглянуті такі проблеми, як вплив воєних дій на сході України на довкілля, проблеми радіоактивного зараження територій, породжені Чорнобильською катастрофою. Не оминули увагою і Кіотський протокол та проблему кліматичних змін і викидів парникових газів. Чільне місце в посібнику посідає проблема «здоров҆я екосистем» та його діагностика. Проаналізовані сучасні підходи до його оцінки та запропонований оригінальний підхід, який уперше уможливлює його кількісну оцінку. З іншого боку, не менш важливим питанням є кількісна оцінка негативних впливів на довкілля – як окремо взятих чинників, їхніх груп, так і оцінка загального негативнго впливу на екосистему. Вирішення цих проблем можливе лише на засадах системного підходу і загальної теорії систем. Висвітленню цих проблем і присвячена ця книга 6 РОЗДІЛ І ФОРМУВАННЯ ЗАГАЛЬНОЇ ТЕОРІЇ СИСТЕМ Досліджуючи біологічні об'єкти як організовані динамічні системи, проаналізувавши протиріччя механіцизму та віталізму, ідеї щодо цілісності організму та формування системних концепцій в біології, Л. Берталанфі, застосовувавши організмічний підхід при дослідженні тканинного дихання, співвідношення метаболізму і росту у тварин, запропонував методи аналізу відкритих систем, що дозволило застосовувати в біології ідеї термодинаміки, кібернетики, фізичної хімії. Він заснував першу в сучасній науці узагальнену системну концепцію, покликану розробляти математичний апарат опису систем різних типів і виявляти засоби інтеграції науки. Внесок Берталанфі у науку виходить за межі біології, і охоплює собою сфери кібернетики, освіти, історії, філософії, психіатрії, соціології. Багато послідовників Берталанфі вважають, що його Загальна теорія систем (ЗТС) може забезпечувати концептуальну основу для цих всіх галузей знання. Його вважають засновником міждисциплінарної школи знань, відомої як ЗТС. Основні праці, які вийшли англійською мовою: “Modern Theories of Development” (1933),“Problems of Life” (1952), “Robots, Men and Minds” (1967),“Organismic Psychology and System Theory” (1968),“General System Theory” (1968). Жодна з цих робіт не була перекладена російською або ж українською. Людвіг фон Берталанфі (Von Bertalanffy Ludwig (1901-1972) – австрійський біолог, що з 1948 року постійно проживав у Канаді та США. Народився в 1901 році у Відні. В 1926 році отримав ступінь доктора філософії у Віденському університеті. 1934-1948 – займав посади доцента і професора Віденського університету. 1948-1969 – був професором в Університеті Оттави (Канада), Університеті Південної Каліфорнії (США) і Університеті Альберти (Едмонтон, Канада). 1969-1972 – працював професором в Університеті штату Нью-Йорк (Буффало, США). 7 1.1. Загальна теорія систем Поняття системи в даний час не обмежується теоретичною сферою, а стає центральним в певних галузях прикладної науки. Спочатку це поняття виступало переважно як абстрактна і зухвала теоретична ідея. Тепер же системотехніка, системне дослідження, системний аналіз і їм подібні категорії стали робочими термінами. Багато промислових підприємств і державні агенції мають відповідні департаменти, комітети або принаймні особливих фахівців з цих проблем, а багато університетів пропонують програми і курси для вивчення системних ідей. Таким чином, автора цієї статті, одним з перших передбачив, що поняття «система» стане поворотним пунктом в сучасній науковій думки, можна вважати реабілітованим. Наведемо слова Р. Акофа, фахівця прикладної науки: «В останні два десятиліття ми є свідками швидкого раз¬вітія поняття« система », що став ключовим в науковому дослідженні. Звичайно, системи вивчалися протягом багатьох століть, але тепер в таке дослідження добавлено щось нове ... Тенденція досліджувати системи як щось ціле, а не як конгломерат частин відповідає тенденції сучасної науки не ізолювати досліджувані явища в вузько обмеженому контексті, а вивчати перш за все взаємодії і досліджувати все більше і більше різних аспектів природи. У передмові до VI тому «General Systems», напісаному Р. Мейером, висуваються дві проблеми, що п ідлягають обговоренню. Перш за все це питання, підняте багатьма дослідниками, про «специфічні положення, що характеризують метод і значення ідеї загальної теорії систем». Інше центральне питання – «організмічна точка зору». 1.2. Виникнення міждисциплінарної теорії Мотиви, що ведуть до висування ідеї загальної теорії систем, можна підсумувати в наступних декількох положеннях. 1. До останнього часу галузь науки як номотетичної діяльності, тобто діяльності, спрямованої на встановлення пояснень і предикативної системи законів, практично ототожнювалася з теоретичної фізикою. Лише кілька спроб створення систем законів в нефізичних областях отримали загальне визнання, біолог в зв'язку з цим перш за все згадає генетику. Проте останнім часом біологічні, біхевіоральние і соціальні науки знайшли свою власну базу, і тому стала актуальною проблема, чи можливо поширення наукових концептуальних схем на ті області і проблеми, де додаток фізики є недостатнім або взагалі неможливим. 2. У біологічних, біхевіоральних і соціологічних галузях є кардинальні проблеми, які ігнорувалися в класичній науці або, скоріше, просто не стали предметом її розгляду. Якщо ми подивимося на живий організм, то зможемо спостерігати дивовижний порядок, організацію, сталість в безперевній зміні, регулювання та явну телеологію. Подібно до цього в людській 8 поведінці, якщо навіть ми будемо дотримуватися строго біхевиористичної точки зору, ми не зможемо не помітити цілеспрямованості. Проте такі поняття, як організація, спрямованість, телеологія і т. д., не використовувалися в класичній системі науки. У так званому механістичному світогляді, що спирається на класичну фізику, вони розглядалися фактично як ілюзорні або метафізичні. Для біолога це означало, що як раз специфічні проблеми живої природи залишалися поза увагою. 3. Охарактеризований стан був тісно повязано зі структурою класичної науки. Остання займалася головним чином проблемами з двома змінними (лінійними причинними рядами, однією причиною і одним наслідком) або в кращому випадку проблемами з декількома змінними. Класичним прикладом цього є механіка. Вона дає точне рішення проблеми тяжіння двох небесних тіл – Сонця і планети і завдяки цьому відкриває можливість для точного передбачення майбутніх розташувань зірок і навіть існування досі не відкритих планет. Проте вже проблема трьох тіл в механіці принципово нерозв'язна і може аналізуватися тільки методом наближень. Подібне ж положення має місце і в більш сучасної галузі фізики – атомної фізики. Тут також проблема двох тіл, наприклад протона і електрона, цілком можна вирішити, але, як тільки ми торкаємося проблеми багатьох тіл, знову виникають труднощі. Односпрямована причинність, відносини між причиною і наслідком, двома або невеликим числом змінних – всі ці механізми діють в широкій області наукового пізнання та інформації, висловив цю думку в часто цитованому положенні. Класична наука, стверджував він, мала справу або з лінійними причинними рядами, тобто з проблемами двох змінних, або з проблемами, що належать до неорганізованої складності. Останні можуть бути дозволені статистичними методами і в кінцевому рахунку випливають з другого початку термодинаміки. У сучасній же фізики та біології повсюду виникають проблеми організованої складності, тобто взаємодії великого, але не нескінченного числа змінних, і вони вимагають нових понятійних засобів для свого вирішення. 4. Сказане вище не є метафізичним, або філософським твердженням. Ми не споруджуємо бар'єр між неорганічної та живою природою, що, очевидно, було б нерозумно, якщо мати на увазі різні проміжні форми, такі, як віруси, нуклеопротеїни і самовідтворювані елементи взагалі, які певним чином пов'язують ці два світи. Точно так само ми не декларуємо, що біологія в принципі «не зводиться до фізики», що було б нерозумно з огляду на колосальні досягнень в галузі фізичного і хімічного пояснення життєвих процесів. Подібним же чином у нас немає наміру встановити бар'єр між біологією і біхевиоральними і соціальними науками. І все ж це не усуває того факту, що в зазначених областях ми не маємо відповідних понятійних засобів для пояснення і передбачення, подібних до тих, які є в фізиці і в її різних додатках. 5. Мабуть, існує нагальна потреба в поширенні засобів науки на ті сфери, які виходять за рамки фізики і мають специфічні риси біологічних, 9 біхевіоральних і соціальних явищ. Це означає, що повинні бути побудовані нові понятійні моделі. Кожна наука є в широкому сенсі слова моделлю, тобто понятійною структурою, що має на меті відобразити певні аспекти реальності. Однією з таких вельми успішно діючих моделей є система фізики. Але фізика – це тільки одна модель, що має справу з визнанними аспектами реальності. Вона не може бути монопольною і не збігається з самою дійсністю, як це припускали механістична методологія і метафізика. Оскільки теорія систем в широкому сенсі є за своїм характером фундаментальню наукою, вона має свій корелят в прикладній науці, іноді виступає під загальною назвою науки про системи, або системної науки (Systems Science). Це наукове рух тісно пов'язане із сучасною автоматикою. У загальному плані слід розрізнити в науці про системи наступні області. Системотехніка (Systems Engineering), тобто наукове планування, проектування, оцінку і конструювання систем людина-машина. Дослідження операцій (Operations research), тобто наукове управління існуючими системами людей, машин, матеріалів, грошей і т. д. Інженерну психологію (Human Engineering), тобто аналіз пристосування систем і перш за все машинних систем, для досягнення максимуму еффективності при мінімумі грошових та інших витрат. Дуже простий приклад, який свідчить про недостатність вивчення систем людина - машина, – це політ на літаку. Всякий, хто перетинав континенти на реактивному літаку, який летить з величезною швидкістю, і хто змушений був проводити серед натовпу в аеропорту непотрібні години в очікуванні, може легко зрозуміти, що сучасна техніка, яка використовується в повітряних подорожах, чудова, в той час як «організаційна» техніка все ще знаходиться на примітивному рівні. Хоч у названих наукових дисциплінах є багато спільного, в них, однак, використовуються різні понятійні засоби. У системотехніці, наприклад, застосовуються кібернетика і теорія інформації, а також загальна теорія систем. У дослідженні операцій використовуються методи лінійного програмування і теорії ігор. Інженерна психологія, що займається аналізом здібностей, психологічних обмежень і варіабільності людських істот, широко використовує засоби біомеханіки, промислової психології, аналіз людських чинників і т. д. Всі перераховані теорії мають певні загальні риси. По-перше, вони сходяться в тому, що необхідно якось вирішувати проблеми, характерні для біхевіоральних і біологічних наук і не мають відношення до звичайної фізичної теорії. По-друге, ці теорії вводять нові в порівнянні з фізикою поняття і моделі, наприклад узагальнене поняття системи, поняття інформації, порівнянне по значенню з поняттям енергії у фізиці. По-третє, ці теорії, як зазначалося вище, мають справу переважно з проблемами з багатьма змінними. По-четверте, що вводяться цими теоріями моделі є міждисциплінарними за своїм характером, і вони далеко виходять за межі сформованого 16 терпретація порядку як результату випадкових процесів. Перша ідея схематизувати Декартом в (тварина-машина) і розширена Ламетрі до (людина-машина). Друга ідея знайшла своє вираження в концепції природного відбору Дарвіна. Обидві ідеї виявилися надзвичайно плідними. Інтерпретація живого організму як машини в її численних варіантах, починаючи від механічних машин або годин в перших пояснення фізиків XVI в. і до теплової, хіміко-динамічної, клітинної і кібернетичної машин дозволяла переводити пояснення з макроскопічного рівня фізіології організмів на рівень субмикроскопических структур і ензиматичних процесів в клітці ... Точно так само інтерпретація порядку (організації) організму як результату випадкових подій уможливила концептуальне об'єднання величезного фактичного матеріалу, охопленого «синтетичної теорією еволюції», що включає молекулярну генетику і біологію. Таким чином, саме «боротьба за концепцію організму в перші десятиліття двадцятого століття» (так визначив цей рух Вуджер) виявила всі зростаючі сумніви в можливості пояснити складні явища в поняттях складових їх елементів. З'явилася проблема «організації», яку можна виявити в будь-який живий системі, а по суті справи, спроба обговорення питання, «чи можуть концепції випадкової мутації і природного добору відповісти на всі питання, пов'язані з явищами еволюції» ... тобто на питання про організацію живого. Сюди ж відноситься і питання про цілеспрямованості, який можна заперечувати і «знімати», але який так чи інакше кожен раз, подібно міфічній гідрі, піднімає свою потворну голову. В кінці 20-х років я писав: «Оскільки фундаментальний ознака живого – організація, традиційні способи дослідження окремих частин і процесів не можуть дати повного опису живих явищ. Такі дослідження не містять інформації про координацію частин і процесів. Тому головною задачою біології має стати відкриття законів, що діють в біологічних системах (на всіх рівнях організації). Можна вірити, що самі спроби виявити підстави теоретичної біології вказують на фундаментальні зміни в картині світу. Подібний підхід, коли він служить методологічною базою дослідження, може бути названий «органічної біологією», а коли він використовується при концептуальному поясненні життєвих явищ – «системної теорією організму» ... Домігшись визнання подібної точки зору як нової в біологічній літературі, організмічна програма стала зародком того, що згодом отримало популярність як «загальна теорія систем». Якщо термін «організм» в наведеному твердженні замінити на «організовані суті», розуміючи під останніми соціальні групи, особистість, технічні пристрої тощо. То цю думку можна розглядати як програму теорії систем. Постулат Арістотеля про те, що ціле більше суми своїх частин, яким, з одного боку, нехтували механіцісти і який, з іншого боку, призвів до демонології віталізму, отримує простий і навіть тривіальний відповідь (тривіальний, зрозуміло, в принципі, але вимагає водночас вирішення незліченних проблем при своїй розробці і конкуренції): «Властивості предметів і 17 способи дії на вищих рівнях не можуть бути виражені за допомогою сумації властивостей і дій їх компонентів, узятих ізольовано. Якщо, проте, відомий ансамбль компонентів і існуючі між ними відносини, то вищі рівні можуть бути виведені з компонентів ». Положення Загальної теорії системи були вперше сформульовані нами усно в 30-х роках, а післе Війни були викладені у різнтих публікаціях. «Існують моделі, принципи та закони, Які застосовні до узагальненіх систем або до підкласів систем безвідносно до їх конкретного виду, природи складових елементів і відносин між ними. Ми пропонуємо нову дисципліну, яка називається загальною теорією систем. Загальна теорія систем представляє собою логіко-математичну область досліджень, завдання якої є формулювання и виведення загальних принципів, які можна застосуваті до «систем» взагалі. Здійснюване в рамках цієї Теорії формулювання дозволяє зрозуміти такі поняття, як цілісність і сума, диференціація, прогресивна механізація, централізація, ієрархічна будова, фінальній и еквіфінальніх и т. п., дозволити зробити ці поняття застосовними у всіх дисциплінах, что мають справу з системами, і встановити їх логічну гомологію». Займаючись біологічної проблематикою, системотехніки були зацікавлені насамперед у розробці теорії «відкритих систем», тобто систем, які обмінюються з середовищем речовиною, як це має місце в будь-якій «живій» системі. Можна стверджувати, що, поряд з теорією управління і моделями зворотного зв'язку, теорія Fliebgleichgewicht (динамічного «текучої» рівноваги) і відкритих систем є частиною загальної теорії систем, широко застосовується в фізичної хімії, біофізичної моделюванні біологічних процесів, фізіології, фармакодинаміці тощо. Видається обгрунтованим також прогноз про те, що базисні галузі фізіології, такі, як фізіологія метаболізму, збудження і морфогенезу, «увіллються в загальну теоретичну область, засновану на концепції відкритої системи». Інтуітивний вибір відкритої системи в якості загальної моделі системи виявився вірним. «Відкрита система» видається більш загальним випадком не тільки у фізичному сенсі (оскільки закриту систему завжди можна вивести з відкритою, прирівнявши до нуля транспортні змінні), вона є більш загальним випадком і в математичному відношенні, оскільки система одно¬временних диференціальних рівнянь (рівняння руху), яка використовується в динамічної теорії систем, є більш загальний випадок, з якого введенням додаткових обмежень виходить опис закритих систем (наприклад, опис збереження мас). При цьому виявилося, що «системні закони» проявляються у вигляді аналогій, або «логічних гомології», законів, що є формально ідентичними, але належа до зовсім різних явищ або навіть дисциплін. Наприклад, чудовим фактом є сувора аналогія між такими різними біологічними системами, як центральна нервова система і мережу біохімічних клітинних регуляторів. Ще більш примітно те, що подібна приватна аналогія між різними системами і рівнями організації – лише один з членів великого класу подібних 18 аналогій ... До схожих висновків незалежно дійшли багато дослідників у різних галузях науки. Розвиток системних досліджень пішов у цей час кількома шляхами. Дедалі більший вплив набував кібернетичний рух, що почався з розробки систем самонаведення для снарядів, автоматизації, обчислювальної техніки тощо і зобов'язана своїм теоретичним розмахом діяльності Норберта Вінера. При розходженні вихідних областей (техніка, а не фундаментальние науки, зокрема, біологія) і базисних моделей (контур зворотного зв'язку замість динамічної системи взаємодій) у кібернетики і загальної теорії систем загальним виявився інтерес до проблем організації та телеологического поведінки. Кібернетика також виступала проти «механістичної» доктрини, яка концептуально ґрунтувалася на уявленні про «випадковий поведінці анонімних частинок» і також прагнула до «пошуку нових підходів, нових, більш універсальних концепцій і методів, що дозволяють вивчати великі сукупності організмів і особистостей». Системна філософія. У цій сфері досліджується зміна світоглядної орієнтації, яка відбувається в результаті перетворення «системи» в нову парадигму науки (на відміну від аналітичної, механістичної, лінійно-причинного парадигм класичної науки). Як і будь-яка загальнонаукова теорія, загальна теорія систем має свої «метанаукові», або філософські аспекти. Концепція «системи», що представляє нову парадигму науки, за термінологією Т. Куна, або, як я її назвав ... «нова філософія природи», полягає в організмічному погляді на світ «як на велику організацію» і різко відрізняється від механістичного погляду на світ як на царство «сліпих законів природи». Перш за все слід з'ясувати, «що за звір система». Це завдання системної онтології – пошук відповіді на питання, що розуміти під «системою» і як системи реалізуються на різних рівнях спостережуваного світу. Що слід визначати і описувати як систему – питання не з тих, на які можна дати очевидну або тривіальниу відповідь. Неважко погодитися, що галактика, собака, клітина і атом суть системи. Але в якому сенсі і в якому зв'язку можна говорити про співтовариство людей або тварин, про особистості, мовою, математики і т. п. як про «системи»? Першим кроком може бути виділення реальних систем, тобто систем, які сприймаються або виведені зі спостереження і існують незалежно від спостерігача. З іншого боку, є концептуальні системи – логіка, математика, які по суті є символічними конструкціями (сюди ж можна віднести і музику); підкласом останніх є абстрактні системи (наука), т. е. концептуальні системи, що мають еквіваленти в реальності. Однак подібне розмежування аж ніяк не так чітко, як може здатися на перший погляд. У зв'язку з цим об'єкт, зокрема система, може бути охарактеризованим тільки через свої зв'язки в широкому сенсі слова, тобто через взаємодію складових елементів. У цьому сенсі екосистема або соціальна система в тій же мірі реальні, як окрема рослина, тварина або людина. Справді, забруднення біосфери як проблема порушення екосистеми або як соціальна 19 проблема досить чітко демонструє «реальність» обох (екологічної та соціальної) систем. На відміну від редукціонізму і теорій, які оголошують, що реальність є «нічим іншим, як ...» (масою фізичних частинок, генів, рефлексів, руху і чого завгодно ще), ми розглядаємо науку як одну з «перспектив» людини з її біологічними, культурними та лінгвістичними даруваннями і обмеженнями, створену для взаємодії зі світом, в який він«включений», вірніше, до якого він пристосувався в ході еволюціі і історії (L. von Bertalanffy, 1962). Виникнення теорії систем слід віднести до періоду появи військового мистецтва, виробництва, торгівлі. У міру розвитку суспільства виникає необхідність всебічного вирішення практичних завдань, потреба в спеціалістах “широкого профілю”, які мають знання не тільки в своїй галузі, але і в суміжних, які можуть узагальнити проблему, вирішити її з урахуванням різних аспектів. Становлення дисципліни теорії систем слід віднести до кінця ХІХ – початку ХХ ст., коли були встановлені загальні закономірності, що виявляються у великих системах, з’явились роботи з теорії керування, теорії прийняття рішень. У даний час дисципліна “Теорія систем і системний аналіз” має синтетичний характер, об’єднує широке коло питань від теоретичних аспектів функціонування і керування складними системами до практичних методів аналізу систем, їх моделювання і прийняття рішення в конкретних умовах. У даний час існують три системних поняття: “теорія систем”, “системний аналіз”, “системний підхід”. “Теорія систем” досліджує загальні властивості, які мають будь-які складні системи незалежно від їх природи (фізичної, біологічної, соціальної тощо). Початок теорії систем покладено у працях О.О. Богданова, російського вченого, медика і філософа, і Людвіга фон Берталанфі, австрійського біолога-теоретика. Подальший розвиток теорія систем одержала в працях М. Месаровича, І. Такахарі, Р. Директора, Р. Рорера та ін. “Системний аналіз” – це в основному прикладна наукова дисципліна, яка розробляє методи вирішення проблем, що виникають у складних системах. Це методологічна дисципліна, основними результатами якої є розробка і класифікація методів аналізу систем та вирішення проблеми. “Системний підхід” – це поняття , яке полягає у тому, що для вирішення будь-якої проблеми треба підходити системно, тобто розглядати в цілому систему, в якій виникла дана проблема з урахуванням цілей та функцій системи, її структури, усіх зовнішніх та внутрішніх зв’язків. 1.4. Завданнями системного аналізу займається Міжнародний інститут прикладного системного аналізу (International Institute for Applied Systems Analysis –IIASA), створений в 1972 р. Ціллю досліджень, які виконуються в цьому інституті, є розробка методів прогнозування і оцінки соціальних та інших аспектів науково-технічного прогресу. В ньому вивчають проблеми методології системного аналізу, проблеми економіки, екології, сільського господарства, енергетики, глобального моделювання, ін- 20 форматики, дослідження міст, водних та лісових ресурсів, транспорту, регіонального розвитку та ін. Методи системного аналізу широко використовують в управлінні й зв’язку, організації виробництва, управліні нгнімправліатеріальними потоками, резервами та в інших напрямках діяльності. Проблеми системного аналізу прийнято поділяти на глобальні й універсальні. Глобальні проблеми мають загальнопланетний, загальнолюдський характер. Універсальні проблеми – це проблеми локальних систем чи мікросистем, таких як проблеми розвитку міст, великих підприємств, окремих галузей промисловості тощо. Зростання населення у світі, збільшення кількості великих міст і їх розмірів, прискорення темпів розвитку науки й техніки ведуть не тільки до розширення дії людини на середовище, в якому вона проживає, але і до змін у характері втручання людини в природні процеси. Дія людини на природу сьогодні досягнула рівня, який за масштабами може бути порівняний з дією найбільш могутніх сил самої природи. Існує загроза в незворотних змінах у земній атмосфері, порушень в головному механізмі підтримання та забезпечення життя на планеті, повного вичерпання мінеральних ресурсів, невідновних втрат природних умов життя майбутніх поколінь. Системний аналіз засновується на системному підході, а також на ряді математичних дисциплін та сучасних методах керування. Системний підхід – це напрямок дослідження, вивчення світу, в основі якого лежить розгляд об’єктів як системи, орієнтація на розкриття цілісності об’єкта, виявлення різноманітності зв’язків у ньому і приведення їх до єдиної теоретичної картини. Основними принципами системного підходу є: 1. Принцип взаємозв’язку - система вивчається як частина певної макросистеми. Вона зв’язана безліччю зв’язків з іншими системами, взаємодіє та існує в єдності з ними. 2. Принцип багатоплановості – система як деяка самостійна одиниця вивчається з різних боків зі своїми особливостями. 3. Принцип багатомірності, який полягає в тому, що вивчаються різні характеристики систем, які об’єднують в групи (кластери): об’єкт описується як сукупність деяких характеристик та взаємозв’язків між ними. 4. Принцип ієрархічності – система розглядається як складна структура з різними рівнями, між якими встановлюються певні зв’язки. 5. Принцип різнопорядковості - полягає у тому, що різні ієрархічні рівні системи породжують закономірності різного порядку. Одні закономірності властиві тільки всім елементам або деякій групі елементів, а інші тільки окремим елементам. 6. Принцип динамічності – система розглядається в рухові й розвитку. Відповідно до системного підходу всякий об’єкт виникає та існує в рамках деякої великої системи. Зв’язки між об’єктами і системою є суттєвими основами виникнення, існування та розвитку об’єкта і системи в цілому. 21 Практичне значення системного аналізу полягає в тому, що він є методологією і практикою цілеспрямованого перетворення як самої людини, так і навколишнього світу. Класифікацію виконують за класифікаційними ознаками. Класифікаційними ознаками є ті ознаки, які, на думку того, хто виконує класифікацію, є визначальними для даного класу об’єктів. Поняття “система” охоплює всі об’єкти навколишнього світу. Тому існує велика різноманітність класифікацій систем за різними ознаками. Кожна класифікація виконується спеціалістами, які займаються певним колом проблем, і відображає підхід до проблеми класифікації з точки зору саме цих спеціалістів. Тому єдиної класифікації систем в даний час немає і навряд чи вона можлива. Контрольні питання до розділу 1. З чим пов’язано виникнення теорії систем? 2. Хто є автором цієї теорії? 3. Які причини спонукали до формування загально теорії систем в біології та екології? 4. Які Ви знаєте основні положення загальної теорії систем? 5. Які об’єкти охоплює загальна теорія систем? 6. Яке значення теорії систем у розвитку екології? 7. Що дає теорія систем для визначення стану екосистем та якості середовища існування? 22 РОЗДІЛ 2 МЕТОДОЛОГІЯ СИСТЕМНИХ ДОСЛІДЖЕНЬ ЯКОСТІ СЕРЕДОВИЩА Визнання екосистеми центральним об’єктом екології вимагає послідовного застосування системного підходу і загальної теорії систем при дослідженні екологічних процесів і явищ. Спочатку розглянемо основні поняття системного підходу. 2.1. Система та її властивості Система – будь-який об’єкт, цілісні властивості якого є результатом взаємодії його складових. У цьому визначенні у неявній формі є платонівське положення, що ціле є чимось більшим, аніж сума його частин. Причому якісно нові особливості цілого у порівнянні з його складовими є результатом взаємодії елементів системи між собою. Водночас система є якісно новим, своєрідним утвором у порівнянні з її елементами. В цьому знаходить свій прояв принцип емерджентності. 2.1.1. Принцип емерджентності При дослідженні ієрархічної організації систем у процесі об’єднання компонентів, чи підмножин, у більші одиниці з’ясовується, що у них з’являються нові властивості, які не притаманні попередньому рівню організації. Такі якісно нові, емерджентні властивості неможливо передбачити, виходячи з властивостей компонентів, що складають цей рівень організації. Так, властивості молекул безпосередньо не випливають з властивостей атомів, що входять до їхнього складу. Щодо екологічних систем, то їхні властивості також неможливо передбачити, виходячи з нижчих рівнів організації. Фейблмен вважає, що при кожному об’єднанні підмножин у нову множину виникає принаймні одна нова властивість (Feibleman J.K., 1954). Солт пропонує розрізняти емерджентні та сукупні властивості, які є сумою властивостей компонентів (Salt G.W., 1979). Обидві – властивості цілого, проте сукупні властивості не мають нових чи унікальних особливостей. Так, біомаса популяції дорівнює сумі мас усіх особин, які входять до її складу. Емерджентні властивості саме й обумовлені взаємодією компонентів при формуванні системи певного рівня організації. На рівні популяції емерджентними будуть: її структура (статева, генетична, розмірно-вікова тощо), тип розподілу організмів у просторі, народжуваність, смертність, біотичний потенціал, тип динаміки чисельності (щільності) тощо. На рівні угруповання – типи міжпопуляційних взаємин, трофічні ланцюги і мережі, видове різноманіття тощо. На екосистемному – характер біогеохімічних колообігів, особливості трансформації речовини і енергії, енергетичний 23 баланс екосистеми, екологічні сукцесії, флуктуації, трансформації, спряженість речовинно-енергетичних та інформаційних процесів тощо. 2.1.2. Склад, структура і зовнішнє середовище системи Розглянемо деяку систему S0. Вона характеризується певним складом X = (X1, X2, X3), структурою  = (δ1, δ2, δ3, δ4) і функціонує у зовнішньому середовищі V = (Х2, Х5) (рис. 2.1) Рис. 2.1. Склад, структура і зовнішнє середовище системи Елементи, що входять до складу системи, позначаються символами Х1, Х2 ,..., Хn, де n – кількість елементів. Множина Х = { X1, X2, ..., Xn }, що складається з усіх внутрішніх елементів, називається складом системи S. Елементи Х1, Х2, ..., Хn пов’язані між собою різноманітними зв’язками, які звуться системоутворюючими, оскільки саме вони перетворюють набір елементів у цілісну систему. Сукупність усіх зв’язків між елементами системи називається її структурою ():  = {1, 2, ..., r}. Кожна система існує у зовнішньому (для неї) середовищі V: V = {S1, S2,…, Sk}. δ 1 δ2 δ4 δ3 X2 X1 X3 S3 S4 S1 S2 S5 S0 24 Сукупність усіх систем, що знаходяться в безпосередніх зв’язках з даною системою, є зовнішнім середовищем системи S: V = S1, S2, ..., Sk; де k – кількість систем, що безпосередньо пов’язані з даною системою. Склад, структура і зовнішнє середовище можуть змінюватися з плином часу, що можна записати таким чином: V = V(t) = {S1(t),…, Sk (t)}, X = X(t) = {X1(t),…, Xn(t)}, Σ = Σ(t) = {σ1 (t),…, σr (t)}. Функцією системи S називається закон (сукупність правил) F, згідно якого в залежності від зовнішніх факторів V (t) відбуваються зміни у часі складу X (t) та структури Σ (t) системи S. Таким чином, системою S(t), що функціює у зовнішньому середовищі V (t), зветься об’єкт S (t) = S (X (t), Σ (t), V (t), F) утворений елементами множини X(t) = {X1(t), …, Xn(t)}, які пов’язані між собою певними зв’язками, що утворюють структуру Σ (t) системи S. Склад і структура системи, у залежності від змін у зовнішньому середовищі V (t), змінюються з плином часу згідно закону F . 2.1.3. Закон функціювання системи Як склад X(t), так і структура Σ(t) системи S(t) змінюються з часом згідно функції F, яка і називається законом функціювання системи. Таким чином, закон функціювання системи – це сукупність залежностей, згідно яких, у залежності від змін у зовнішньому середовищі V(t) відбуваються зміни складу X(t) та структури Σ(t) системи. Саме у такому вигляді має бути представлений об’єкт, який вивчається на засадах системного підходу. Це уможливлює вивчення структурно-функційних особливостей складних систем, а також прогнозування їхнього стану в часі і просторі. Власне екологічне прогнозування, по суті, зводиться до знаходження функції F у залежності від змін зовнішнього середовища, в тому числі, обумовлених діяльністю людини. Слід відразу зазначити, що екологічні системи змінюються не лише під впливом змін у зовнішньому середовищі, а й мають свою внутрішню логіку власного розвитку, що також необхідно враховувати як при оцінках стану екосистем, так і при прогнозуванні подальших змін у них. У першу чергу, це стосується розвитку екосистем (екологічних сукцесій) та їх циклічних змін (флуктуацій) (річних, сезонних, добових тощо). 25 Щодо методології дослідження процесів та явищ в екології, то, як і в кожній науці, можна виокремити два основні підходи – холістичний і мерологічний. Дискусії, який з підходів є більш адекватним в екології не вщухають, проте відразу слід зауважити, що кожен із них має свої особливості, проте лише органічне їх поєднання дозволяє отримати найбільш повну і необхідну екологічну інформацію. 2.2. Холістичний і мерологічний підходи в екології Мерологічний підхід (від грецького meros – частина, міра) істотно домінує в науці ще з часів Ісаака Ньютона (він відомий також як “редукціонізм”). Ще й зараз багато хто з учених вважає, що для того, щоб пізнати складний об’єкт, його необхідно “розібрати” на складові і дослідити їхні особливості. Так, до останнього часу великі надії на пізнання життя покладали на молекулярну біологію і молекулярну генетику. Редукціонізм, що приніс безліч відкриттів у фізиці, хімії та деяких інших природничих науках, виявився практично неспроможним пояснити найбільш фундаментальні особливості живої матерії, її специфіку. Це сповна стосується і екологічних проблем. Холістичний підхід (від грецького holos – цілий, цілісний) відомий також як принцип “чорної скриньки”. Остання назва пояснює суть підходу: вивчається реакція-відповідь об’єкта (системи) на певний вплив (тобто функція відгуку) без з’ясування внутрішньосистемних механізмів формування цієї реакції. Особливе місце холістичного підходу обумовлене традиційним домінуванням редукціонізму. Водночас необхідність цілісного дослідження екосистем неодноразово порушувалося багатьма вченими, зокрема, один з фундаторів екології, професор Московського університету К.Ф. Рульє в роботі "Жизнь животных по отношению ко внешним условиям" (1852) писав: "Приляг к лужице, изучи подробно существа – растения и животных, ее населяющих, в постепенном развитии и взаимно непрестанно перекрещивающихся отношениях организации и образа жизни, и ты для науки сделаешь несравненно более, нежели многие путешественники... Полагаем, задачей, достойной первого из первых ученых обществ, назначить следующую тему для ученого труда первейших ученых: «Исследовать три вершка ближайшего к исследователю болота относительно растений и животных в их постепенном взаимном развитии организации и образа жизни посреди определенных условий». Пока ни одно общество не решилось предложить такой задачи, и не решилось по весьма достойной причине - оно знает, что не нашло бы даже сколько-нибудь удовлетворительного ответа". Какие же группы организмов мы увидим в этих "трех вершках"»? В екології вельми вдалими прикладами застосування холістичного підходу може слугувати дослідження енергетичного балансу екосистем. Зокрема метод світлих і темних склянок, за допомогою якого встановлю- 32 значення функції відгуку системи (у порядку зростання), а кожна точка осі X буде мати відповідні значення n факторів. Комп’ютерна графіка дозволяє, навівши курсор на будь-яку точку кривої функції відгуку, отримати значення n факторів, за яких функція відгуку має відповідне значення. Таким чином, можна отримати повну картину n-факторного впливу на ту чи іншу функцію системи чи на її стан в цілому (за інтегральними показниками). Для ефективного планування багатофакторного експерименту запропоновано низку підходів (Федоров, 1967; Максимов, Федоров, 1967, 1969; та ін.). З розвитком комп’ютерних технологій багатофакторний експеримент має посісти провідне місце в експериментальній екології. 2.2.3. Моделювання Моделювання передбачає створення моделі. Подальше вивчення системи проводять не на реальному об’єкті, а на його моделі. Модель можна визначити як будь-яке спрощене відображення об’єкта (реального чи уявного). Особливо цінним моделювання є у випадках, коли досліди над реальною системою проводити неможливо з огляду на її масштаби – скажімо, біосфери в цілому, океану, моря тощо або ж небезпечно – вплив радіації на екосистеми. Тому для вивчення цих проблем створюється модель і подальші дослідження проводяться на ній. Суть моделювання полягає в тому, що поряд зі системою-оригіналом, яку позначимо через S0(V0, X0, Σ0, F0) розглядається її модель, роль якої виконує деяка інша система: S = (V, X, Σ, F), що являє собою образ (подібність) оригіналу S0 при моделюючому відображенні (відповідності подібності) f, що позначається так: f : (S0) → S, де дужки означають, що f – частково визначене відображення, тобто не всі властивості складу та структури оригіналу відображені моделлю. Стратегія моделювання полягає у спробі шляхом спрощення отримати модель, властивості й поведінку якої можна було б ефективно досліджувати, проте яка б водночас залишалася б подібною оригіналу, щоб результати досліджень можна було б застосовувати до нього. Таким чином, мистецтво моделювати полягає у максимальному спрощенні об’єкту моделювання при збереженні якомога більшої кількості істотних властивостей оригінала. Зворотній перехід від моделі до оригіналу зветься інтерпретацією моделі. За формою реалізації (під реалізацією розуміють характеристику того, “з чого і як модель зроблена”, – Полетаев, 1966) моделі розрізняють реальні та ідеальні (знакові). Реальні моделі реалізуються у тій же формі, що і об’єкт відображення – акваріум, як модель водойми, акватрони, фітотрони тощо. Реальні моделі 33 дозволяють шляхом істотного спрощення системи досліджувати певні процеси, що в ній відбуваються та отримувати кількісні характеристики цих процесів. Невеликі автономні «світи», або мікрокосми, в невеликих посудинах (пляшках тощо) часто використовують для імітування в мініатюрі природних екосистем. Ці моделі реальних екосистем можна розглядати як мікроекосистеми. У вдало змодельованих мікрокосмах можна спостерігати основні функції природної екосистеми. Переваги мікроекосистем для досліджень полягають у тому, що вони мають чіткі межі, легко відтворювані та зручні для експериментів. Одним із перших досліджень мезоекосистем, включаючи замкнені системи життєзабезпечення людини (СЖЗ), проводилися у м. Красноярську (Росія) в Інституті біофізики РАН (Сибірське відділення) у 1973–1985 рр. Вони показали можливість моніторингу, моделювання і прогнозування стану штучних і природних екосистем з метою їх раціонального використання. Дослідження проводились на СЖЗ людини «Біос-3». Всі розробки та матеріали дослідження були перекладені англійською мовою і тому існує припущення, що вони були використані при створенні «Біосфери-2» у США. Загальна характеристика «Біос-3»: Рік створення – 1973. Вартість – 6 млн доларів. Герметизований об’єм – 300 м3. Екіпаж – 3 людини. Результативність – життя екіпажу протягом 6 місяців за рахунок біологічного колообігу. На початку дев’яностих років XX ст. унікальні систему побудували в американському штаті Арізона, поряд з містом Оракл і назвали її «Біосфера-2». При цьому автори проекту виходили з того, що «Біосфера-1» – це наша Земля. «Біосфера-2» – це грандіозна конструкція зі скла та армованої сталі, яка займала площу 1,27 га і мала об’єм повітря 203760 м3. «Біосфера2» містила понад 3000 видів рослин і тварин, сім біомів – дощовий тропічний ліс, савану, пустелю, болото, маленький океан з кораловим рифом, інтенсивне сільське господарство і апартаменти для людей. Автором проекту був Дж. Аллен, екотехнік, фахівець в галузі системного управління. Метою проету, як пише Дж. Аллен, було прагнення допомогти нашій біосфері розпочати освоєння придатних для життя місць спочатку в межах Сонячної системи, потім – нашої Галактики і, нарешті, в усьому Всесвіті. Будівництво тривало близько 7 років і обійшлося Едварду Баасу (мільярдеру, який фінансував цей проект) у понад 150 мільйонів доларів. Спроектував споруду американець П. Солері. Цікаво, що «Біосфера-2» була розроблена спеціально для того, щоб у ній могли жити люди, причому абсолютно ізольовано від решти світу: ні їжа, ні повітря, ні вода, ні будь-яка інша речовина не проникала всередину і ніщо не виходило назовні, крім сонячного світла, електрики та інформації по дротах. Навіть «дно» конструкції було ізольоване від землі, на якій вона 34 стояла, спеціальними герметично звареними залізними листами. Для підтримання постійного тиску повітря, коливання якого відбувалися через зміну температури усередині «Біосфери-2» були передбачені гігантські мембрани. Витік повітря з усієї конструкції складав не більше 10% за рік. «Біосфера-2» була оснащена великою кількістю датчиків, які постійно визначали температуру, вміст тих чи інших елементів у ґрунті, воді й повітрі, фіксуючи ці параметри для подальших досліджень. 26 вересня 1991 року вісім добровольців (чотири жінки і чотири чоловіки) увійшли до «Біосфери-2» з метою перебування в ізоляції протягом двох років. Вода циркулювала й очищувалася завдяки роботі жалюзей, що регулювали сонячне освітлення, яке приводило в дію конвекційні потоки теплого повітря, що викликали випаровування з поверхні «океану». Конденсуючись, волога випадала у вигляді сильних дощів над «тропічним лісом». Звідси вода просочувалася в «болота» і знову потрапляла в «океан» через ґрунтові фільтри. В процесі фотосинтезу поглинався вуглекислий газ, що виділявся при диханні, і підтримувався необхідний вміст кисню в повітрі. Люди контролювали роботу цих систем. У них була можливість передавати і одержувати будь-яку інформацію, проте це був єдиний зв’язок із зовнішнім світом. На спеціальній ділянці інтенсивного сільського господарства за допомогою особливих методів оброблялись агрокультури, які слугували їжею для людей – адже іншої їжі їм не було звідки взяти. Крім землеробства, жителі «Біосфери-2» займалися скотарством. У них були кози, кури і поросята. Всю енергію для приготування їжі, освітлення і роботи устаткування давали сонячні батареї. Для очищення води вирощували водні гіацинти. Проте в ході цього експерименту з’ясувалися і певні проблеми: 1. «Біосфера-2» виявилася перенаселеною. Через деякий час людям стало не вистачати їжі, і тут виявилося, що проблеми усередині «Біосфери2» дуже нагадують земні. 2. Не всі природні явища були враховані: над «пустелею» на скляному даху «Біосфери-2» вранці конденсувалася вода і випадав дощ. У результаті пустеля стала не такою пустою, як планувалося спочатку – на ній почали з’являтися рослини. 3. Чомусь розвелося багато мурашок, хоч ніхто не планував привносити їх у систему. 4. Запланувавши течії в «океані-2», творці «Біосфери-2» не передбачили вітер. А він, як виявилося, дуже важливий для рослин. Під його дією дерева гойдаються, що призводить до зміцнення коренів та стовбурів. У результаті це призвело до обламування крон багатьох дерев під власною вагою. 5. За два роки вміст кисню зменшився в «атмосфері» з 21% до 14%, що спричинювало постійний головний біль і втрату працездатності учасників експерименту. 35 Проте в цілому перший експеримент на «Біосфері-2» завершився успішно. Вся команда вчених і переважна більшість рослин і тварин пережили два роки ізоляції. Точно в призначений термін, 26 вересня 1993 року, біосферяни залишили свій ковчег. І відразу ж після завершення цієї епопеї дві пари її учасників одружилися. Американці не були б американцями, якби вони не намагалися не лише дати цінні відомості науці, але і витягти зі своїх незвичайних пригод ще і комерційну вигоду. Практично всі учасники випустили мемуари, а один з них опублікував книгу рецептів біосферянської їжі. Адже вона допомагала знижувати вміст холестерину в крові, сприяла схудненню. До речі, самі колишні еконавти довго не могли звикнути до звичайної земної їжі. Адже вона здавалася їм якоюсь штучною, несмачною! Двоє з біосферян, Джейн Пойнтер і Табер Маккаллум, вже в 1993 році заснували компанію ParagonSpaceDevelopmentCorporation, яка налагодила масове виробництво кишенькових «біосфер». Були розроблені мініатюрні – розміром від 10 до 30 сантиметрів у діаметрі – біологічні аквасистеми. У них абсолютно без всяких відходів могли жити різноманітні морські і прісноводні тварини. На ці «іграшки» в Америці був великий попит. У березні 1994 року в «Біосфері-2» почала працювати друга зміна біосферян, уже із шести чоловік. Змінилася і сама парадигма досліджень. Перша вахта була зайнята в основному власним виживанням, прагненням забезпечити себе всім необхідним для більш-менш повноцінного життя. Тепер же в «Біосферу-2» стали ухожі фахівці-дослідники. Вони проводили експерименти, і термін їх перебування міг варіюватися від кількох діб до кількох місяців. Це вже були фактично не еконавти, а представники різних наук. І проводити повну ізоляцію їх від зовнішнього середовища вже не збиралися. Тим часом екологічна ситуація в «Біосфері-2» все більше погіршувалася, і восени 1994 року і друга зміна фахівців була спішно евакуйована, а споруда – наглухо зачинена. У березні 1995 року було прийнято нове рішення – відкоркувати «Біосферу-2», ґрунтовно провітрити її та провести «генеральне прибирання». У 1997 році проект «Біосфера-2» був закритий. Тоді з'ясувалося, що температура і хімічний склад повітря усередині приміщень у цьому рукотворному ковчегу починають виходити за межі безпеки. Американці витратили 150 мільйонів доларів і спробували відповісти на запитання, чи можна створити абсолютно автономну модель земної біосфери. На жаль, у цей раз досвід закінчився невдачею, «мала Земля», відтворена стараннями вчених і конструкторів, стала непридатною для життя. Однак вже в січні 2001 року в цього довгого експерименту відкрилося друге дихання. Міністр енергетики США підписав з Колумбійським університетом угоду про використання будівель «Біосфери-2» для потреб його відомства. Було вирішено протягом двох років виділити 700 тисяч доларів на те, щоб пристосувати споруду для вивчення реакцій екологічної системи на глобальні і регіональні кліматичні зміни. Так почалося друге життя цього чудового проекту. Далекі приціли? Коли цей проект був лише у задумі, Національна комісія США з космосу вважала можливим створити в 36 2017 році поселення на Місяці, а до 2027 року – на Марсі. Тоді підрахували, що буде потрібно не менш трьох років життя в умовах, подібних тим, що були організовані в «Біосфері-2», щоб подолати шлях до червоної планети і повернутися назад. Сьогодні «Біосфера-2» є підрозділом Колумбійського університету. У ній проводяться наукові дослідження і навчання студентів. Деякі частини наукового комплексу тепер відкриті для екскурсій. Детальнішу інформацію щодо модельних екосистем можна знайти в посібнику «Штучні системи в екології» (Руденко С.С., Костишин С.С., Ситнікова І.О., 2006). «Біосфера-2» – один з найграндіозніших проектів, в основі якого лежало дослідження реальної моделі. Проте витрати на такі моделі значно перевищують реальні можливості переважної більшості наукових програм. Тому значно доступнішим є створення ідеальних моделей, які до того ж практично нічим не обмежені (навіть масштабністю об’єктів моделювання – аж до біосфери в цілому). Ідеальні моделі – формальне відображення дійсності за допомогою даного алфавіту символів і операцій над ними. Як відзначає І.А. Полєтаєв (1966), знакові моделі незрівнянно багатші за можливостями, ніж реальні, адже вони практично не обмежені можливостями фізичної реалізації. Ідеальні моделі поділяють на дві групи – концептуальні та математичні (рис. 2.4). Рис. 2.4. Класифікація моделей Концептуальна модель являє собою дещо більш формалізований і систематизований варіант традиційного опису досліджуваної екосистеми, що 37 складається з наукового тексту, який супроводжується блок-схемою системи, графіками, таблицями тощо. Сам термін “концептуальна” підкреслює, що призначення цієї моделі – бути ясним, узагальненим і водночас досить повним виразом знань і уявлень про систему в рамках і засобами певної наукової концепції. Перші концептуальні моделі в екології з’явилися лише у XX столітті (Shelford, 1913; Haviland, 1926; Summerhayes, Elton, 1923, 1928). Поряд з такими перевагами, як універсальність, гнучкість, багатство засобів вираження тощо, завдяки яким цей метод застосовується до найрізноманітніших систем, йому притаманні і певні недоліки, зокрема значна неоднозначність інтерпретації та статичність, що ускладнює опис динамічних систем і процесів. Кількісне вивчення динамічних процесів ефективно досягається шляхом математичного моделювання. Математичною моделлю системи-оригінала називається її модель, у якої елементами множин V і X виступають математичні змінні (скалярні функції часу t) в інтервалі, що розглядається (рис. 2.5). Рис. 2.5. Перехід від системи-оригіналу до її моделі При цьому мистецтво моделювання полягає, з одного боку – у максимальному спрощенні, з іншого – у якомога більш повному збереженню основних властивостей системи-оригінала. У залежності від рівня визначеності передбачення моделі поділяються на детерміновані та стохастичні (ймовірнісні). Якщо в детермінованій моделі значення змінних стану визначаються однозначно (з точністю до похибок обчислення), то стохастична модель для кожної змінної дає розподіл можливих значень, що характеризуються такими імовірнісними показниками, як математичне очікування. 38 2.3. Загальна схема і етапи системного дослідження в екології Системний підхід до вивчення екологічних систем вимагає дотримання єдиної методології, якій підпорядковані зусилля всіх фахівців, залучених до вивчення певної екосистеми. Причому ефективність дослідження суттєво залежить від правильного планування і проведення цих досліджень. Системне дослідження екосистеми складається з кількох етапів, що послідовно змінюють один одного у часі чи здійснюються паралельно: 1. Визначення задачі. 2. Концептуалізація. 3. Специфікація. 4. Спостереження. 5. Ідентифікація. 6. Експерименти. 7. Реалізація моделі. 8. Перевірка моделі. 9. Аналіз моделі. 10. Оптимізація. 11. Заключний синтез. 1. Визначення задачі – основна мета етапу – обмежити і конкретизувати кількість можливих напрямків і аспектів вивчення екосистеми, зосередивши головну увагу на тих властивостях і процесах, які заслуговують найбільшої уваги. Адже будь-яка природна екосистема – вкрай складний утвір, детальне вивчення якого вимагає колосальних людських і матеріальних ресурсів, а також величезних витрат часу. Тому цей етап є доленосним для успішного вирішення проблеми. 2. Концептуалізація – полягає в узагальненні відомостей про систему, що вивчається, і представленні відомостей в логічно цілісній і достатньо повній концептуальній моделі. Перш за все на цьому етапі з’ясовуються зовнішні потоки (вхідні і вихідні) речовини, енергії та інформації, зв’язок з іншими екосистемами, а також з атмосферою, геологічними шарами та гідрологічними процесами. Вивчається вплив діяльності людини на ці процеси. Потім встановлюється склад, структура і певні закономірності функціювання даної екосистеми. 3. Специфікація. Полягає у визначені складу множин вхідних змінних (зовнішнього середовища) і змінних складу майбутньої математичної моделі. 4. Спостереження. За результатами специфікації плануються і проводяться спостереження за динамікою властивостей системи і середовища, перш за все за параметрами зовнішнього середовища і елементами системи. Результати спостережень використовуються на наступних етапах (ідентифікація, перевірка і дослідження моделі). З іншого боку, вони можуть бути основою для певного перегляду концептуальної моделі. 39 5. Ідентифікація. Полягає у встановлені (ідентифікації) математичних відношень між змінними, що утворюють структуру системи, які б з певною точністю відображали кількісні відношення між властивостями екосистеми і її середовища. 6. Експерименти. Ідентифікація вимагає проведення польових та лабораторних експериментів з метою перевірки різноманітних гіпотез про характер взаємозв’язків між змінними моделі. 7. Реалізація моделі. Після ідентифікації моделі постає проблема побудови її дозвільного оператора. Це дає можливість розраховувати за допомогою моделі динаміку змінних стану на даному відрізку часу, що відповідає даним входам і початковому стану. 8. Перевірка моделі. На даному етапі дослідження встановлюють, наскільки модель здатна відтворювати властивості системи-оригінала, які цікавлять дослідника. Для цього досить ефективним способом перевірки моделі є моделювання ситуації, що імітує різні експериментальні впливи (зміни концентрацій біогенних елементів, температури, щільності окремих видів тощо) і порівняння результатів імітації з показниками реальних експериментів. У разі значної розбіжності між результатами імітаційного моделювання і реальних експериментів є необхідність повернення до попередніх етапів дослідження екосистеми і перегляд як складу структури, так і функції моделі. Після кількох циклів перевірки і корекції зазвичай вдається досягти задовільного рівня моделі, придатної для подальшого використання. 9. Дослідження моделі. Вивчається залежність між змінними моделі. Важливим також є аналіз чутливості моделі, який полягає у з’ясуванні того, які зв’язки між змінними та їхні параметри, а також які із зовнішніх факторів спричинюють найзначніші (або найнезначніші) впливи на поведінку моделі. Після з’ясування відповіді на це питання вирішують, які параметри мусять визначатися з великою точністю при спостереженнях, і на етапі ідентифікації, а які можуть задаватися відносно наближено. Результати теоретичного дослідження моделі додатково використовують при оцінках адекватності моделі і можуть бути основою для повернення до попередніх етапів з метою вдосконалення моделі. 10. Оптимізація. На цьому етапі методичною основою виступає теорія оптимального управління. В практичній роботі по збереженню (заповідників, заказників тощо) чи раціональному використанню (сільськогосподарських, водних, лісових тощо) екосистем часто виявляється, що серед екзогенних чинників, які впливають на них, є й такі, котрі людина може регулювати з метою оптимізації тих чи інших характеристик екосистем. Особливістю таких проблем (оптимізаційних, оскільки вони вирішують задачі оптимізації по заданим дослідником параметрам) є їхня багатоплановість, викликана необхідністю одночасного досягнення кількох цілей. Скажімо, одержання оптимального врожаю передбачає досягнення двох задач – великої кількості та високої якості. 40 11. Заключний синтез. У результаті виконаної роботи остаточно оцінюються її результати – перш за все – побудована модель та визначаються перспективи для подальших досліджень. Водночас, у випадку виявлення істотних недоліків моделі, повертаються на відповідний попередній етап дослідження для з’ясування питань, що істотно знижують цінність розробленої моделі та усунення її суттєвих недоліків. Органічне поєднання холістичного і мерологічного підходів, використання різних адекватних методів дозволяє всебічно дослідити екосистему і отримати необхідну інформацію. При цьому вкрай важливо ретельно спланувати всі етапи того чи іншого дослідження і знайти його оптимальний варіант, який полягає в мінімізації витрат на його проведення при забезпеченні належного наукового рівня. Контрольні запитання до розділу 1. Чим принципово відрізняється спостереження від експерименту? 2. Яку інформацію про якісь середовища дозволяє отримати спостереження? 3. У чому суть системного підходу в оцінці стану екосистем та якості середовища та які його можливості? 4. Яку інформацію дозволяє отримати застосування холістичного, а яку – застосування мерологічного підходу? 5. Що являє собою екологічний моніторинг, які його складові? 6. Проілюструйте на прикладі будь-якої екосистеми її склад, структуру та закон функціювання. 7. Які типи структур можна виділити в екосистемі? 8. Які типи моделей найчастіше використовуються в екології та яку інформацію вони дозволяють отримати? 9. З якими основними проблемами зіткнулися експериментатори «Біосфери-2»? 10. Охарактеризуйте основні етапи системного дослідження на прикладі будь-якої екосистеми. 41 РОЗДІЛ 3 ПОНЯТТЯ «СТАН ЕКОСИСТЕМИ» ТА «ЯКІСТЬ СЕРЕДОВИЩА» Щоб покласти край термінологічному хаосу, ретельно розглянемо поняття „якості середовища”. Важливою проблемою, яка також недостатньо розроблена в сучасній екології, проте вкрай важлива для оцінки стану екосистем та прогнозування подальших змін у них, є діагностика «нормального» і «патологічного» стану екосистем, що необхідно для вжиття адекватних заходів з їх збереження та раціонального використання. Саме поняття “якість” має різні тлумачення у різних авторів, і тому часто буває просто неможливо розібратися, що це таке і про що конкретно йде мова, а відтак – і ця проблема найскладніша – дати кількісну оцінку якості. Перш за все слід звернути увагу на такі обставини. Поняття «якості середовища» коректно використовувати лише для конкретних його «користувачів», тобто мешканців. Адже якщо питання стоятиме так: яке середовище найкраще для цього каменя, цієї скелі, цього препарату головного мозку тощо? Вочевидь те, яке забезпечить максимальне збереження у часі цих об’єктів. І навпаки – середовище, яке призводить до руйнації цих об’єктів, втрати ними притаманних їм особливостей – буде неякісним (з точки зору цих об’єктів, якби вона у них була). Тобто проблему якості середовища доцільно розглядати лише під кутом зору його відповідності особливостям певних об’єктів. У всіх інших випадках коректно говорити лише про стан середовища, а не про його якість! Але, на жаль, майже завжди автори говорять саме про якість середовища (а не про його стан, про що насправді найчастіше і йде мова!). Таким чином, варто чітко відрізняти поняття «якість середовища», «стан середовища», «стан екосистеми». Отже, поняття «якість середовища» можна адекватно використовувати лише до конкретних об’єктів. А поняття «стан середовища» і «стан екосистеми» – це вся наявна інформація про дане середовище чи дану екосистему. Останнім часом в літературі все частіше з'являється поняття «здоров'я» екосистеми, хоч значна частина авторів і не сприймає цього терміну. З огляду на низку публікацій, в яких обговорюються проблеми «норми» і «патології» екосистем, поняття «здоров'я» екосистеми цілком слуше. В цьому випадку критеріями «здоров'я» екосистеми є інтегральні показники її складу, структури, гомеостазу та енантіостазу, стійкість до збурюючих чинників тощо. 3.1. Якість середовища Якість середовища можна оцінювати і для людини. Всім відомо, що між станом довкілля і здоров’ям населення існує безпосередній зв’язок. Проте кількісно оцінити ступінь адекватності середовища саме людському населенню не просто. У цьому аспекті вартий уваги досить змістовний показник якості середовища життя людини, запропонований британськими 48 – їх кількісну оцінку. Це і обумовило мету даної роботи – проаналізувати різноманітні кількісні підходи до оцінки негативного впливу токсичних чинників на екосистеми за функцією відгуку біосистем (організмів, популяцій та угруповань). Аналіз стану даної проблеми дозволив дійти певних узагальнень щодо ключових засад розуміння благополуччя біоі екосистем, можливості використання цієї інформації для кількісної оцінки стану екосистем за змінами параметрів біосистем різного рівня та подальшого удосконалення системи екологічного моніторингу. Щодо проблеми «норми» і «патології» екосистем, то її можна вивести на кількісний рівень. Для цього за основу кількісної оцінки слід брати ступінь відхилення показників системи від притаманного їй референційного стану і можливість повернення системи до вихідного стану після припинення впливу збурюючого чинника. Ця проблема розглядається в аспекті поняття стійкості екосистем: у випадку резистентної стійкості «норму» визначити дещо простіше – у цьому випадку вона близька поняттю «стійкості» системи. У випадку ж пружньої стійкості ситуація складніша, оскільки система істотно змінюється, водночас лишаючись «сама собою». В цьому випадку «патологічний» стан можна діагностувати за переходом системою межі, за якою унеможливлюється її повернення до вихідного стану. Проблему якості середовища можна розглядати лише з точки зору його відповідності особливостям певних об’єктів. Оскільки в екології центральним об’єктом є екосистема, в рамках якої забезпечується функціювання біосистем різного рівня, то найбільш логічно якість середовища розглядати як ступінь його адекватності потребам і особливостям живої матерії. Принагідно варто зауважити, що для будь-якої біосистеми є свої оптимальні значення параметрів зовнішнього (для неї) середовища. Тому говорити про якість, безвідносно до того, для кого вона визначається, принаймні, недоречно. Адже, наприклад, зрозуміло, що вода з полісапробної зони для людини як споживача має нижчу якість, ніж із олігосапробної. Проте для низки організмів (характерних мешканців полісапробної зони) саме ця вода є найбільш якісною, бо повністю відповідає їхнім потребам. Таким чином, якість оточуючого (навколишнього) середовища – це ступінь відповідності (адекватності) його потребам (особливостям) системи, що розглядається (екосистема, біоценоз, популяція тощо). При цьому найвища якість середовища – це такий його стан, за якого об’єкт, якість середовища для якого оцінюється, характеризується максимальним значенням стану благополуччя. Таке розуміння якості середовища уможливлює його кількісну характеристику за відповідними кожній системі інтегральними показниками стану благополуччя. у разі екологічної оцінки будь-якого несприятливого впливу, вкрай важливо оцінити кількісно його негативний вплив на інтегральні показники біоценозу чи екосистеми в цілому. Зміни стану якості середовища для будь-якої системи при цьому можна оцінювати за змінами функції благополуччя системи. 49 З іншого боку, всі чинники, які знижують стан благополуччя системи, можна назвати шкодочинними. Причому кількісна оцінка шкодочинності як окремо взятого чинника, певних їх груп, чи усього комплексу шкідливих чинників у цілому може здійснюватися за зниженням стану благополуччя відповідної системи. якість оточуючого (навколишнього) середовища – це ступінь його відповідності (адекватності) потребам (особливостям) системи, що розглядається (екосистема, біоценоз, популяція тощо). При цьому найвища якість середовища – це такий його стан, за якого об’єкт, якість середовища для якого оцінюється, характеризується максимальним значенням стану благополуччя. Таке розуміння якості середовища уможливлює його кількісну характеристику за відповідними кожній системі інтегральними показниками стану благополуччя. Зміни стану якості середовища для будь-якої системи при цьому можна оцінювати за змінами функції благополуччя системи. А кількісна оцінка якості середовища за такого підходу буде виражена у частках чи відсотках. Загалом, між якістю середовища, станом благополуччя системи і шкодочинністю існує нерозривний зв’язок (рисунок 3.1). Рис. 3.1. Зв’язок між якістю середовища, станом благополуччя системи та шкодочинністю Тут корисним буде використання поняття «шкодочинності» – негативного впливу певного чинника (чи групи чинників) на ту чи іншу систему, причому кількісна оцінка негативного впливу можлива, перш за все, шляхом кількісної оцінки зниження стану благополуччя даної системи за дії того чи іншого чинника (чи групи чинників), шкодочинність якого ми визначаємо. Таким чином, шкодочинність – здатність певного чинника знижувати стан благополуччя системи. Ранжуючи функцію благополуччя системи у відсотках до природного (референційного) стану системи (який приймається за 100%), можна кількісно оцінити шкодочинність за величиною зниження функції благополуччя системи до нульових значень, нижче яких система припиняє своє існування. Це дозволяє вийти на кількісний рівень 50 оцінки стану екосистем і якості середовища існування за найбільш інформативними показниками стану благополуччя біоі екосистем. Щодо з’ясування проблеми «норми» і «патології» екосистем, то і цю проблему вдалося вивести на кількісний рівень. При цьому за основу ми пропонуємо взяти як ступінь відхилення системи від притаманного їй природнього стану, так і можливість повернення стану до вихідного. Тобто ця проблема нерозривно пов’язана зі проблемою стійкості екосистем. Причому у випадку резистентної стійкості «норму» визначити дещо простіше, оскільки вона близька поняттю «стійкості» системи. У випадку пружньої стійкості ситуації дещо складніша, оскільки система істотно змінюється, проте лишаючись «сама собою». Але і в цьому випадку «патологічний» стан можна діагностувати при переході системою межі, за якою унеможливлюється її повернення до вихідного стану. Цінну для діагностики стану екосистем інформацію дає дослідження біородукційних процесів: негативні впливи різної природи викликають суттєві зрушення структури енергетичного балансу біосистем, які спрямовані на підтримання певного рівня їх функціональної активності: при цьому зазвичай значно зростають енерговитрати на підтримання життєдіяльності та, відповідно, знижується ефективність трансформації речовини і енергії. У популяції суттєво зменшується частка енергії, яка використовується на її самовідтворення, наслідком є зниження значень всіх біопродукційних показників організмів і популяцій; енергоємність компенсаційних механізмів, які розвиваються при токсифікації середовища важкими металами, перевищує величину стандартного обміну в 1,5–4,5 рази. При цьому енергоємність біологічних систем підтримується на певному рівні за рахунок зростання споживання ними енергії. Подальше підвищення рівня токсичності середовища призводить до зниження енергоємності біосистем та рівня споживання ними енергії внаслідок згасання їх функціональної активності; Індекс оптимальності середовища відрізнявся максимальною амплітудою відхилень його значень у токсичному середовищі порівняно з контролем в усіх експериментах. Рівень токсичних ефектів істотно залежить від величини енергії, що доступна біосистемі. Її обмеження істотно підсилює токсичні ефекти (особливо на першій стадії їх розвитку), що пов’язано з суттєвим зростанням енерговитрат у токсичному середовищі. Таким чином, практично вперше результати наших досліджень дозволили вийти на кількісний рівень характеристики енергетики середовища за найбільш інформативними показниками, в основу яких покладено прояв двох законів термодинаміки й принципи співвідношення ентропійнонегентропійних процесів в екологічних і біологічних системах різного рівня організації та інтеграції. Це відкриває широкі можливості енергетичної характеристики середовища найрізноманітніших екосистем і біосфери в цілому. Поява флуктуацій певної амплітуди з достньою вірогідністю свідчить про розвиток токсичного ефекту і може ефективно використовуватися в системі екотоксикологічного моніторингу. Біопродуктивність, яка лежить 51 в основі самовідтворення біологічних систем, значною мірою визначає характер зміни всіх вищезгаданих процесів. Оскільки зростання інформації системи викликає зростання енергетичних витрат на її підтримання (причому ця залежність має характер степеневої), то значне видове розмаїття можливе лише за достатньої продуктивності екосистеми. Продуктивність системи в цілому залежить, перш за все, від валової первинної продукції й співвідношення валової продукції до дихання на рівні продуцентів. Біомаса кожного наступного трофічного рівня залежить від ефективності трансформації енергії. Чим вища ефективність трансформації енергії, тим більша біомаса кожного наступного трофічного рівня. Окремі види за певного рівня забруднення випадуть зі складу угруповання, відбудуться істотні порушення спряженості речовинно-енергетичних й інформаційних процесів, що ще більше пришвидшить зменшення біомаси на одиницю доступного потоку енергії, зростуть витрати енергії на підтримання життєдіяльності, що призведе до істотного зростання ентропії в системі. Посиляться коливальні процеси, значно зросте амплітуда флуктуацій більшості біопродукційних показників, все частіше вони наближатимуться до критичних значень, що призведе до суттєвого зростання ризиків виходу системи за межі можливостей її регулівних механізмів і, як наслідок – до наростання хаосу в системі. Встановлені нами закономірності коливань значень біопродукційних показників дозволяють здійснювати ранню діагностику токсичних ефектів за концентрації ВМ у середовищі, які не викликають істотних змін цих показників за більш тривалий відрізок часу. Розбалансування біологічних і екологічних систем у цілому небезпечне непередбачуваними наслідками. Проте у загальних рисах наслідки цих процесів відомі: істотно зростатиме ентропія системи, деградаційні процеси у міру свого розвитку все більше унеможливлюватимуть ймовірність відновлення природного стану екосистем. Вирішення цих проблем покликане забезпечити екологічну безпеку та зведення до мінімуму екологічних ризиків, що є запорукою гармонійних взаємин суспільства з природою в умовах стійкого розвитку. З цього випливає кілька висновків. 1. Адекватні оцінки стану якості середовища можливі лише для конкретної системи, якість середовища для якої визначають. Для біосистем (організму, популяції та угруповання) найінформативнішою є оцінка якості середовища за станом благополуччя біосистем. Адекватну оцінку стану екосистеми коректно здійснювати за станом біоценозу. 2. Чільне місце в системі діагностики негативних чинників і ефектів має посісти оцінка коливальних процесів у біологічних і екологічних системах: за амплітудою і частотою змін значень відповідних параметрів можна отримати унікальну інформацію про розвиток токсичного (чи будьякого іншого несприятливого для біоі екосистем процесу), в той час як середні значення відповідних параметрів лишаються в межах норми. 52 3. При оцінці стану екосистем в умовах різного ступеня антропогенного навантаження необхідно порівнювати значення відповідних параметрів біоценозів і екосистем з референційними. 4. Оцінюючи зміни якості середовища чи стану екосистем у цілому необхідно переходити від оцінок змін конкретних показників до визначення відповідних екологічних ризиків. 3.3. Якість середовища для біосистем різного рівня організації Дещо різні поняття «якість середовища» має для біосистем різного рівня організації. Зокрема, для організму максимальна якість середовища відповідає тим значенням параметрів зовнішнього середовища, за яким стан благополуччя організму має максимальне значення. Ясна річ, що для представників різних видів поняття якості середовища істотно відрізняються. Для тубіфіцид, личинок мухи-криски тощо якісне середовище те, де значна концентрація органічної речовини. Для багатьох інших організмів це середовище не придатне для існування. Навіть для організмів одного й того ж виду чітко виявляються як групові (варто згадати геміпопуляції тощо), так і індивідуальні особливості (потреби) щодо різних значень як окремих параметрів середовища існування, так і їхнього комплексу в цілому. Для популяції якість середовища також можна оцінити лише за станом благополуччя популяції, а зміни стану якості – за змінами функції благополуччя. Оскільки для представників різних видів поняття якості середовища істотно відрізняється, особливо актуальне питання якості середовища для всього біотичного угруповання, чи біоценозу. Адже значення кожного окремо взятого параметра середовища для представників різних видів і навіть різних груп в рамках однієї популяції має істотні відмінності оптимальних значень. Але і в цьому випадку єдиним виходом є використання адекватних відповідному рівню організації показників стану благополуччя, зокрема, такої біосистеми, як біоценоз в цілому. На рівні біотичного угруповання максимальна якість середовища відповідає максимальним значенням стану благополуччя біоценозу. З іншого боку, всі чинники, які знижують стан благополуччя системи, можна назвати шкодочинними (Гандзюра, Грубінко, 2008). Причому кількісна оцінка шкодочинності як окремо взятого чинника, певних їх груп, чи усього комплексу шкідливих чинників у цілому може здійснюватися за зниженням стану благополуччя відповідної системи. 3.4. Гомеостаз та енантіостаз Таким чином, становлення терміну «здоров’я гідроекосистем» розширює теоретичну основу для появи нових методів і засобів діагностики (оцінки) стану водойм, а як напрямок розвитку світової концепції критичних 53 навантажень, вдосконалює процедуру нормування потоку забруднюючих речовин у водні об’єкти. Варто вказати, що в літературі зустрічається термін «стан благополуччя систем», який близький до вищезгаданого. Так, в якості ступеня благополуччя використовують речовинні-енергетичні й інформаційні процеси, а в якості комплексно оцінки негативного впливу нами запропоновано поняття «шкодочинності», розробляються кількісні підходи до оцінки якості середовища існування гідробіонтів. Зокрема, запропоновано визначати якість середовища існування за ступенем адаптації гідробіонтів до середовища. Є спроби оцінки екотоксикологічних ефектів за змінами ентропії системи. Сукупність таких дій, по суті, являє собою біомоніторинг, що зводиться до відстеження динаміки екологічного стану водойм, як високоорганізованих систем. З прикладів таких робіт, особливої уваги заслуговують практичні спроби оцінити лімітуючий рівень досліджуваного фактору забруднення гідроекосистем, тобто виконати так званий «аналіз біологічно значимих навантажень». Враховуючи важливість цього питання для забруднених поверхневих вод, як приклад організації комплексних гідроекологічних біоіндикаційних досліджень, в результаті яких були сформульовані науково обґрунтовані природоохоронні рішення, необхідно навести роботи з оцінки екологічного стану водойм різних регіонів. Одночасно, згадані роботи свідчать про те, що оцінка антропогенного впливу на біотичні компоненти гідроекосистем ускладнюється просторово-часовим фактором, оскільки реакції організмів на дію одного антропогенного чинника можуть суттєво відрізнятись в різних екологічних умовах. Беручи до уваги критичні зауваження, які адресовані концепції ГДК, необхідно згадати також і погляди, згідно котрих нормативи ГДК, попри всі недоліки лишаються важливими орієнтирами для планування діяльності, пов’язаної з управлінням якістю поверхневих вод та розрахунками водокористування. Ідея цього підходу полягає в тому, що потрібно не очікувати погіршення екологічного стану водойми на основі несприятливих прогнозів, а самим впливати на гідроекосистему шляхом зменшення шкідливих впливів до екологічно допустимих рівнів і, «виліковувати» біоценози. 54 Отже, говорячи про перспективи досліджень гідроекосистем, нам вважається за необхідне напрацьовувати та застосовувати методологію найбільш об’єктивної індикації для окремих фізико-географічних регіонів, коли за відгуком біоти на дію невідомих факторів середовища діагностується «здоров’я» гідроекосистеми, а також передбачаються зміни екологічного стану водойми у найближ Останнім часом було запропоновано низку інтегральних показників, які певною мірою віддзеркалюють (точніше – кількісно характеризують) стан благополуччя певних систем і, відповідно, якість середовища їхнього існування. Одним з таких є Індекс Живої Планети (англ. Living Planet Index) – показник, який використовують для відображення тенденції розвитку популяцій диких видів хребетних тварин у всьому світі. Розрахунки індексу здійснює Всесвітній фонд дикої природи (WWF) починаючи з 1998 року. Індекс базується на даних про тенденції розвитку близько 3000 популяцій більше ніж 1100 видів тварин. Його обчислюють як середнє значення трьох індексів: популяцій наземних видів, популяцій прісноводних видів та популяцій морських видів. Розрахунки індексу в динаміці показують, що чисельність хребетних тварин за період з 1970 по 2000 значно зменшилася – на 40%, зокрема для досліджених 555 наземних видів – на 30% (при цьому кількість популяцій диких видів тварин з помірного поясу скоротилася на 10%, в той час, як тропічних видів – на 60%). Для прісноводних видів зниження чисельності популяцій склало 50% (досліджено 323 види). Для морських видів індекс знизився на 30%. За цей же час людська популяція зросла на 65%, а «екологічний слід» – на 70% (Література: Living Planet Report 2004. Gland, Switzerland, 2004). План дій на 2020–2050 роки Деградація природи є однією з найбільших світових проблем, проте поточні цілі та відповідні дії дозволяють у кращому разі досягти керованого занепаду. Розділ 4 Звіту написаний під впливом наукової статті, ідея якої з’явилася в процесі колективного обговорення під час підготовки цього ювілейного видання Звіту “Жива планета”. Стаття була опублікована 14 вересня 2018 року у виданні Nature Sustainability. У статті “Прагнути більшого — зупинити втрату біорізноманіття”50 наведено аргументи на користь того, що світ потребує радикальних та чітко визначених цілей, а також переконливого плану дій для відновлення чисельності видів у природі до того рівня, який дозволить людству та природі процвітати. У зазначеній статті автори пропонують три невідкладних кроки для плану дій у період після 2020 року: 1) чітко визначити ціль для відновлення біорізноманіття; 2) розпрацювати ряд вимірюваних та релевантних показників прогресу; 3) погодити комплекс заходів, які сукупно дадуть змогу досягти цієї цілі у визначених часових рамках. Нижче піде мова про засоби такої діагностики. Підбиваючи підсумки короткому аналізу цієї проблеми, доходимо висновку: якість оточуючого 55 (навколишнього) середовища – це ступінь його відповідності (адекватності) потребам (особливостям) системи, що розглядається (екосистема, біоценоз, популяція, особина тощо). При цьому найвища якість середовища – це такий його стан, за якого об’єкт, якість середовища для якого оцінюється, характеризується максимальним значенням стану благополуччя. Таке розуміння якості середовища уможливлює його кількісну характеристику за відповідними кожній системі інтегральними показниками стану благополуччя. Зміни стану якості середовища для будь-якої системи при цьому можна оцінювати за змінами функції благополуччя системи. А кількісна оцінка якості середовища за такого підходу буде виражена у частках чи відсотках (рис. 3.1). Таким чином, становлення терміну «здоров’я гідроекосистем» розширює теоретичну основу для появи нових методів і засобів діагностики (оцінки) стану водойм, а як напрямок розвитку світової концепції критичних навантажень, вдосконалює процедуру нормування потоку забруднюючих речовин у водні об’єкти. Варто вказати, що в літературі зустрічається термін «стан благополуччя систем», який близький до вищезгаданого. Так, в якості ступеня благополуччя використовують речовинні-енергетичні й інформаційні процеси а в якості комплексно оцінки негативного впливу запропоновано поняття «шкодочинності» , розробляються кількісні підходи до оцінки якості середовища існування гідробіонтів. Зокрема, запропоновано визначати якість середовища існування за ступенем адаптації гідробіонтів до середовища. Є спроби оцінки екотоксикологічних ефектів за змінами ентропії системи. Сукупність таких дій, по суті, являє собою біомоніторинг, що зводиться до відстеження динаміки екологічного стану водойм, як високоорганізованих систем. З прикладів таких робіт, особливої уваги заслуговують практичні спроби оцінити лімітуючий рівень досліджуваного фактору забруднення гідроекосистем, тобто виконати так званий «аналіз біологічно значимих навантажень». Беручи до уваги критичні зауваження, які адресовані концепції ГДК, необхідно згадати також і погляди, згідно котрих нормативи ГДК, попри всі недоліки лишаються важливими орієнтирами для планування діяльності, пов’язаної з управлінням якістю поверхневих вод та розрахунками водокористування. 3.5. Концепція стійкого (збалансованого) розвитку Екологічні знання необхідні і для забезпечення стійкого (збалансованого) розвитку, про який все частіше говорять на кожному кроці. Стійкий розвиток – sustainable development – «розвиток, що відповідає потребам сучасності, не порушуючи здатності майбутніх поколінь задовольняти власні потреби» (Брундтланд). Концепція стійкого розвитку стала логічним наслідком екологізації наукових знань, переходу до нового уявлення про соціально-економічний розвиток, що сформувався в 1970-ті роки. В 1972 р. на Першій Всесвітній 56 конференції з навколишнього середовища у Стокгольмі її Генеральним секретарем М. Стронгом уперше сформульовано поняття «екологічний розвиток». У 1983 р. з ініціативи Генерального секретаря ООН була створена Міжнародна комісія з навколишнього середовища і розвитку (МКНСР), яку очолила прем’єр-міністр Норвегії Гру-Харлем Брундтланд (1987), відома як Комісія Брундтланд (The Brundtland Commission, formally the World Commission on Environment and Development (WCED). Уперше зв’язок між проблемами довкілля і розвитком сформульовано у 1980 р., коли Міжнародна Спілка Охорони Природи, (International Union for the Conservation of Nature) опублікувала Світову Стратегію Охорони Природи (the World Conservation Strategy) і вжила термін «стійкий розвиток» ("sustainable development"). Концепція стійкого розвитку увійшла до загального вжитку після публікації в 1987 р. доповіді Комісії Брантленд. Стійкий розвиток акцентує увагу не лише на проблемах довкілля, а значно ширше – економіці, довкіллі та соціальній сфері. Вперше наголошено, що зростання економіки має вписуватися в екологічні можливості планети. ООН визначила «стійкий розвиток» як «розвиток з урахуванням потреб сучасного покоління без загрози задоволення потреб прийдешніх поколінь». Екологічна складова є невід’ємною частиною всієї цієї концепції. Її успішне впровадження можливе лише на основі грунтовних знань особливостей різноманітних екосистем для оптимізації всіх форм діяльності людини та мінімізації шкідливого впливу на довкілля при забезпеченні її основних потреб. Це можливо лише на основі екологізації всіх форм людської діяльності та істотного підвищення екологічної культури і удосконалення чинного законодавства. Останнім часом часто використовують Індекс екологічної сталості (англ. Environmental Sustainability Index) – інтегральний показник стану впровадження концепції стійкого розвитку. Його розробили в 2000 році вчені Єльського і Колумбійського університетів США. Екологічну стійкість визначають за 5 основними складовими: екосистеми (якість повітря, біорізноманіття, грунти, кількість і якість води); екологічні стреси (забруднення повітря і води, забруднення твердими відходами і токсичними речовинами, деградація грунтів, демографічні проблеми); уразливість людини (безпека продуктів харчування, вплив стану довкілля на здоров’я, екологічні катастрофи); соціальні та інституційні можливості розв’язувати екологічні проблеми (екологічне управління, екоефективність, відповідальність приватного сектора, наука і технології); глобальне управління (емісія парникових газів, участь у міжнародних екологічних угодах, транскордонний вплив). Значення індексу обчислюють за допомогою 21 комплексного індикатора, що охоплює 76 параметрів. За цим індексом у 2005 році до п’ятірки світових лідерів увійшли Фінляндія, Норвегія, Уругвай, Швеція та Ісландія. Україна перебувала на 108-му місці (44,7 бала) серед 146 країн. По кожній із зазначених складових Україна посіла відповідно 74, 62, 57 29, 126 і 139-те місця (Література: Environmental Sustainability Index. New Haven, USA, 2005). Контрольні запитання до розділу 1. Яке місце екології в системі природничих наук? 2. Яка роль екології в переході до збалансованого природокористування? 3. В чому відмінність між поняттями «стан екосистеми», «здоров҆я екосистеми», «якість середовища»? 4. Як можна кількісно оцінити «якість» середовища існування? 5. Яким чином можна кількісно оцінити всі негативні впливи на дану біочи екосистему? 6. Проаналізуйте поняття «комплексний підхід» і «системний підхід». В чому між ними відмінності? 7. В чому полягає «патологія» екосистем? Де проходить межа між «нормальним» і «патологічним» станом? 8. Порівняйте екологію з науками про довкілля. 9. У чому відмінність між екологією та інвайроментологією? 10. Які головні задачі екології та її роль у забезпеченні стійкого розвитку? 64 Аналіз літературних даних, що висвітлюють подібні наукові підходи, дозволяє виділити елементи становлення терміну «здоров’я гідроекосистем», які, в повною мірою передають його зміст: 1) виявлення всіх несприятливих процесів у водному середовищі (як прямих так і опосередкованих) та обґрунтування хімічних критеріїв якості води (комплексна факторизація впливу з врахуванням сумарної, синергетичної або антагоністичної дії всіх компонентів); 2) діагностика стану екосистеми та обґрунтування найбільш інформативних біологічних критеріїв, які об’єктивно відображують стан екосистеми (числових значень, що розмежовують «норму і патологію» та визначають поріг незворотних змін); 3) визначення критичних рівнів багатофакторного забруднення вод на підставі доза-ефектних залежностей між якістю водного середовища (за хімічними критеріями) та станом організмів, популяцій та спільнот (за біологічними критеріями). Ключовим питанням тут є обґрунтування критеріїв оцінки наслідків антропогенних впливів, засноване на пізнанні закономірностей антропогенної мінливості біологічних систем, стійкості та механізмів адаптації; визначення «норми і патології» організмів або якісно нових станів суспільств. За визначенням науковців США (N. S. J. Schofield, P. E. Davies, 1996) термін «здоров’я гідроекосистем» означає ступінь подібності репрезентативної водойми з еталонною водоймою того ж типу, особливо в аспектах біологічного різноманіття та екологічного функціонування. Моисеенко Т. И. (2008), детально проаналізувавши вплив, що чинить кожний окремий фактор на функціонування водойм різних типів, приходить висновку, що «здоров’я гідроекосистеми» – це її збалансоване функціонування за умов пролонгованого впливу слабких доз забруднення та незадовільної якості води. Решетніков Ю.С. розглядає «здоров’я гідроекосистем» як узагальнюючий показник ступеня екологічної сприятливості водойм. Згідно концепції критичних навантажень, бачення згаданих вчених та нашого поняття терміну «ecosystem health», найбільш інформативну базу для розуміння наслідків забруднень водойм та обґрунтування критеріїв їх оцінки надає відстеження цілісної картини змін на всіх рівнях організації живих організмів гідроекосистем (рис. 4.1). 65 Рис. 4.1. Блок-схема змісту терміну “здоров’я гідроекосистем” Зазначені блоки свідчать про необхідність виконання достатньо масштабних у теоретичному та практичному плані досліджень. Саме тому, для відображення дози впливу на біологічні системи дії всіх факторів прямої та опосередкованої дії, необхідно оперувати стислим терміном передачі цієї різносторонньої інформації. В якості такого терміну, цілком логічним є запозичення поняття «ecosystem health» та вжиття його для означення інтегральної характеристики стійкості та стабільності гідроекосистем. З огляду на загальні принципи термінології, будь-який термін повинен засновуватись на логічному, інформаційному й систематизованому рівні, мати дефініцію, яка чітко окреслює його значення, мати еквіваленти з відповідних міжнародних еталонів та терміни-синоніми, а також описуватись формулою, або схемою (А. С. Д’яков, Т. Р. Кияк, З. Б. Куделько, 2000). На думку О. Бєдункової, (2018), всі розглянуті аргументи задовольняють наведеним принципам та дозволяють означити термін наступною дефініцією: здоров’я гідроекосистеми це інтегральна характеристика збалансованості структурно-функціональних зв’язків у водоймі на фоні присутності чи післядії дестабілізуючих змін, що встановлюється за відгуком біоти і дає можливість оцінити реакцію гідроекосистеми на дію стресових факторів. 66 Таким чином, становлення терміну «здоров’я гідроекосистеми» розширює теоретичну основу для появи нових методів і засобів діагностики (оцінки) стану водойм, а як напрямок розвитку світової концепції критичних навантажень, вдосконалює процедуру нормування потоку забруднюючих речовин у водні об’єкти (Клименко М. О., О. О. Бєдункова , 2016). Сукупність таких дій, по суті, являє собою біомоніторинг, що зводиться до відстеження динаміки екологічного стану водойм, як високоорганізованих систем (О. О. Бєдункова 2001). З прикладів таких робіт, особливої уваги заслуговують практичні спроби оцінити лімітуючий рівень досліджуваного фактору забруднення гідроекосистем, тобто виконати так званий «аналіз біологічно значимих навантажень» (Гандзюра В. П., 2001, 2002; Ю. В. Пилипенко, Н. А. Клименко, О. А. Бедункова, 2016; В. Д. Романенко, А. В. Ляшенко, С. А. Афанасьев, Е. Е. Зорина-Сахарова, 2010 Водночас згадані роботи свідчать про те, що оцінка антропогенного впливу на біотичні компоненти гідроекосистем ускладняється просторовочасовим фактором, оскільки реакції організмів на дію одного антропогенного чинника можуть суттєво відрізнятись в різних екологічних умовах (Т. Д. Зинченко, Л. А. Выхристюк, В. К. Шитиков , 2000). Беручи до уваги критичні зауваження, які адресовані концепції ГДК, необхідно згадати також і погляди, згідно котрих нормативи ГДК, попри всі недоліки лишаються важливими орієнтирами для планування діяльності, пов’язаної з управлінням якістю поверхневих вод та розрахунками водокористування. Ідея цього підходу полягає в тому, що потрібно не очікувати погіршення екологічного стану водойми на основі несприятливих прогнозів, а самим впливати на гідроекосистему шляхом зменшення шкідливих впливів до екологічно допустимих рівнів і, в такий спосіб, «виліковувати» біоценози (R. Costanza, F. Brendan, M. Kenneth, 2007). Отже, говорячи про перспективи досліджень гідроекосистем, нам вважається за необхідне напрацьовувати та застосовувати методологію найбільш об’єктивної індикації для окремих фізико-географічних регіонів, коли за відгуком біоти на дію невідомих факторів середовища діагностується «здоров’я» гідроекосистеми, а також передбачаються зміни екологічного стану водойми у найближчому та віддаленому майбутньому. Нижче піде мова про засоби такої діагностики. Зазначені блоки свідчать про необхідність виконання достатньо масштабних у теоретичному та практичному плані досліджень. Саме тому, для відображення дози впливу на біологічні системи дії всіх факторів прямої та опосередкованої дії, необхідно оперувати стислим терміном передачі цієї різносторонньої інформації. В якості такого терміну, цілком логічним є запозичення поняття «ecosystem health» та вжиття його для означення інтегральної характеристики стійкості та стабільності гідроекосистем. 67 З огляду на загальні принципи термінології, будь-який термін повинен засновуватись на логічному, інформаційному й систематизованому рівні, мати дефініцію, яка чітко окреслює його значення, мати еквіваленти з відповідних міжнародних еталонів та терміни-синоніми, а також описуватись формулою, або схемою. На думку деяких авторів (Клименко, Бєдункова, 2016), всі розглянуті аргументи задовольняють наведеним принципам та дозволяють означити термін наступною дефініцією: здоров’я гідроекосистеми це інтегральна характеристика збалансованості структурно-функціональних зв’язків у водоймі на фоні присутності чи післядії дестабілізуючих змін, що встановлюється за відгуком біоти і дає можливість оцінити реакцію гідроекосистеми на дію стресових чинників. Всі розглянуті аргументи задовольняють наведеним принципам та дозволяють означити термін наступною дефініцією: здоров’я гідроекосистеми це інтегральна характеристика збалансованості структурно-функціональних зв’язків у водоймі на фоні присутності чи післядії дестабілізуючих змін, що встановлюється за відгуком біоти і дає можливість оцінити реакцію гідроекосистеми на дію стресових чинників. Таким чином, становлення терміну «здоров’я гідроекосистем» розширює теоретичну основу для появи нових методів і засобів діагностики (оцінки) стану водойм, а як напрямок розвитку світової концепції критичних навантажень, вдосконалює процедуру нормування потоку забруднюючих речовин у водні об’єкти. Але знову ріже око, що і тут мова йде про негативні чинники. Тоді напрошується питання: за відсутності негативних чинників у екосистеми не буде здоров'я?! Тому, підбиваючи підсумки обговорення цього поняття, доходимо висновку, що здоров҆я екосистеми – це стан її благополуччя та відсутність ознак процесів, що призводять до його зниження. Здорова екосистема за складом, речовинно-енергетичною та інформаційною структурою знаходиться в гармонії з зовнішнім середовищем і має належні механізми стійкості до збурюючих чинників; відсутні будь-які процеси, що призводять (зараз чи в майбутньому) до зниження стану її благополуччя. Варто вказати, що в літературі зустрічається термін «стан благополуччя систем», який близький до вищезгаданого. Так, в якості ступеня благополуччя використовують речовинні-енергетичні й інформаційні процеси, а в якості комплексно оцінки негативного впливу запропоновано поняття «шкодочинності» , розробляються кількісні підходи до оцінки якості середовища існування гідро біонтів. Зокрема, запропоновано визначати якість середовища існування за ступенем адаптації гідробіонтів до середовища. Є спроби оцінки екотоксикологічних ефектів за змінами ентропії системи. Одночасно, згадані роботи свідчать про те, що оцінка антропогенного впливу на біотичні компоненти гідроекосистем ускладнюється просторово- 68 часовим фактором, оскільки реакції організмів на дію одного антропогенного чинника можуть суттєво відрізнятись в різних екологічних умовах. Беручи до уваги критичні зауваження, які адресовані концепції ГДК, необхідно згадати також і погляди, згідно котрих нормативи ГДК, попри всі недоліки лишаються важливими орієнтирами для планування діяльності, пов’язаної з управлінням якістю поверхневих вод та розрахунками водокористування. Отже, говорячи про перспективи досліджень гідроекосистем, нам вважається за необхідне напрацьовувати та застосовувати методологію найбільш об’єктивної індикації для окремих фізико-географічних регіонів, коли за відгуком біоти на дію невідомих факторів середовища діагностується «здоров’я» гідроекосистеми, а також передбачаються зміни екологічного стану водойми у найближчому та віддаленому майбутньому. Нижче піде мова про засоби такої діагностики. 4.4. Гомеостаз організму як критерій оцінки стану екосистем На думку багатьох вчених, відобразити вразливість гідроекосистем від дії забруднень та їх комбінованих ефектів, передусім, дозволяє з’ясування токсикорезистентності водної флори і фауни. Не існує єдиного універсального критерію по відношенню до оцінок всіх антропогенних впливів. Наприклад, при оцінках евтрофування водойм найбільш чітку картину формують зміни фітопланктонних угрупувань [36, 50, 249], закислення вод – зоопланктонного населення, токсичного забруднення – зміни структури макробентоса, або ж порушення в організмі риб. Численні публікації свідчать про успішне використання риб як індикаторів порушень «здоров’я» гідроекосистеми. Як зазначає В.І. Лукьяненко, це обумовлене наступними причинами: 1) риби мають тривалий життєвий цикл і через це здатні накопичувати шкідливі речовини протягом значного періоду часу; 2) різні види риб мають неоднакову чутливість до різних антропогенних токсикантів і тому можуть використовуватись як біоіндикатори різного ступеню антропогенного забруднення водойм; 3) риби мають неоднакову чутливість на різних етапах онтогенезу, що розширює можливості їх використання для біоіндикації стану гідроекосистем. До того ж, риби займають верхній рівень у трофічній системі водойм. Розрізняють риби високочутливі – лососеві (форель, пелядь), голець, судак, плітка, піскар, верховодка; середньочутливі (вік 1+), гольян, лящ, окунь, краснопірка; слабко чутливі – голавль (вік 2+), короп, карась. В умовах інтенсивного забруднення стійкість організму риб визначається здатністю ефективно метаболізувати та виводити токсичні речовини, які надходять до організму. Патологічні зміни в їх тілі дозволяють визначити ступінь токсичності водного середовища, оцінити кумулятивні ефекти, а також сформувати уявлення про потенційну небезпеку групи речовин, що надходять до водойм і для людини. Перерозподіл токсичних речовин між 69 тканинами риб може бути використано для оцінки термінів які мали місце після забруднення водойми. Причинами летальних наслідків, таких як масова загибель риби, можуть бути незворотні ураження якоїсь конкретної функціональної системи організму, яка виявляється більш піддатливою до порушення при хронічному токсичному впливі (у відповідних умовах за певний проміжок часу). Нині в Україні відмічається зацікавленість дослідників у вивченні різноманітних підходів до використання риб як індикаторів стану гідроекосистем. Разом з тим, дехто з авторів відмічає тут певні складності. Висвітлені основні недоліки використання іхтіологічних індикаторів на популяційному рівні, які зводяться до проблеми вибору “еталона” для порівняння результатів оцінки та проблеми визначення оптимального рівня антропогенного перетворення гідроекосистем. Аналізуючи існуючі підходи та методи, автор пропонує 5 показників популяційного та ценотичного рівнів іхтіофауни, що дозволять судити про різні зміни у водоймі: 1) розмірне різноманіття особин популяції; 2) розмірно-масова структура популяції; 3) співвідношення статей; 4) індивідуальна морфологічна мінливість особин та число фенодевіацій; 5) видова й таксономічна різноманітність. Відомо, що зв’язок показників різноманіття та сталості (стабільності) екосистем має не завжди відповідний, а інколи й суперечливий характер. Сталість біосистем збільшується зі збільшенням різноманіття, але разом з тим відмічається, що не завжди різноманітність формується за рахунок стабільності екосистеми. Низкою крупних Міжнародних проектів (MOLAR, LIMPACs, AMAP, ICP-Water та ін.) в рамках екосистемного інтегрованого підходу, при оцінках екологічних наслідків забруднення вод перевага надається дослідженню риб на рівні організму. В результаті багаторічних експериментальних досліджень було запропоновано дворівневий методичний підхід, який поєднує можливість отримання масового іхтіологічного матеріалу та встановлення точного діагнозу. Автором відокремлений перший макрорівень обстеження індивідумів - за яким захворювання виявляються на основі масового візуального обстеження організмів, а попередній діагноз встановлюється за клінічними та патологоанатомічними симптомами отруєнь. Другий макрорівень діагностики включає в себе гематологічні, гістологічні, біохімічні, інструментальні фізіологічні та інші методи. Тобто, зміни фізіологічних показників риб реєструються численними значеннями, які пропонується використовувати для діагностики «здоров’я» гідроекосистем. Однак, більшість з цих методів, особливо біохімічні та фізіологічні, є вузько спеціалізованими та достатньо складними, тому не можуть широко використовуватись при дослідженнях природних водойм. Контрольні питання до розділу: 1. Що таке «здоров҆я екосистеми»? 2. Як його можна визначити? 3. Які Ви знаєте підходи до оцінки «здоров҆я екосистеми»? 70 4. Чи доцільно, на Вашу думку, використовувати це поняття 5. Які Ви знаєте кількісні підходи до оцінки «здоров҆я екосистеми»? 6. Наскільки адекватно оцінювати «здоров҆я екосистеми» за станом біоЯкі екосистем різного рівня організації? 7. Які показники гомеостазу та енантіостазу біосистем різного рівня доцільно використовувати для діагностики стану здоров҆я екосистеми? 8. Які екосистемні характеристики дають інформацію про стан її благополуччя? 9. Назвіть головні речовинні, інформаційні та енергетичні критерії здорової та «хворої» екосистеми. 71 РОЗДІЛ 5 НОРМА І ПАТОЛОГІЯ ЕКОСИСТЕМ. КОНТРОЛЬ І ОЦІНКА ЇХНЬОГО СТАНУ ТА ЯКОСТІ СЕРЕДОВИЩА 5.1. Екологічне нормування. Токсикологічний контроль Реальним важелем впливу контролюючих органів на роботу підприємств і установ, що забруднюють довкілля, є екологічне нормування – встановлення допустимих меж зміни природного стану навколишнього середовища без порушення умов його саморегулювання, самоочищення та самовідновлення. Спрямоване на забезпечення якості довкілля (ступеня відповідності природних і створених людиною умов потребам суспільства і живих організмів біосфери). Інструментом нормування екологічного є екологічні нормативи – науково обґрунтовані обов’язкові межі збереження структури і функцій екосистеми будь-якого ієрархічного рівня, а також усіх екологічних компонентів, які необхідно враховувати у господарській діяльності. Екологічне нормування полягає у встановленні ступеня максимально можливого втручання людини в екосистеми, коли забезпечується збереження цих екосистем, розробленні заходів, пов’язаних з визначенням у юридиничному порядку обсягів будь-якого антропогенного впливу на екосистеми, які не загрожують нормальному функціонуванню останніх. Базою для екологічного нормування є екологічні стандарти і нормативні документи Міністерства охорони навколишнього природного середовища України – «Система стандартів з охорони навколишнього середовища. Основні положення» (1996) та низка методичних вказівок щодо визначення забруднення атмосфери, води, грунтів. При нормуванні шкідливі речовини (забруднювачі довкілля) поділяють на 4 класи небезпечності: I – надзвичайно небезпечні (свинець, бензапірен, діоксин), II – високо небезпечні (феноли, диоксид нітрогену), III – помірно небезпечні (сірчаний газ, пил), IV – малонебезпечні (оксид вуглецю, аміак). Традиційно для забезпечення належної якості довкілля використовують гранично допустимі концентрації (ГДК) різних забруднювачів, гранично допустимі скиди (ГДС), та гранично допустимі викиди (ГДВ), а також гранично допустимі навантаження (ГДН) на екосистему, територію чи ландшафт. Гранично допустима концентрація (ГДК) певного забруднювача – це законодавчо регламентована верхня межа його концентрації. В Агенції з охорони довкілля США використовується термін Water pollution permissional level – дозволений рівень забруднення води. Аналогічні дозволені рівні забруднення розроблені також для повітряного басейну. За станом на 2006 р. визначено близько 1100 ГДК забруднювачів води, бл. 600 ГДК забруднювачів повітря, близько 30 ГДК забруднювачів грунтів 72 і бллизько 50 ГДК для токсикантів комплексної негативної дії. Варто відзначити, що для об’єктивної оцінки стану довкілля необхідно знати принаймні 20 тис. ГДК різних забруднювачів, які виробляє людина [15]. Частина авторів вважає, що ГДК є санітарно-гігієнічними нормами, які стосуються лише здоров’я людини, а не екосистем та їхніх біотичних компонентів (тобто вони тлумачать ГДК як норматив, орієнтований на таку кількість токсиканта, яка за тривалої дії не призводить до негативних змін в організмі людини). Проте це точка зору, головним чином, санітарів-гігієністів і токсикологів, які працюють в галузі охорони доров’я людини. В екології, особливо у гідроекології, виділяють такі ГДК: Санітарно-гігієнічні ГДК (ГДКсг) мають на меті охорону здоров’я людини при використанні води в питному водопостачанні. Їх встановлюють на підставі фізіолого-біохімічних, генетичних та інших медико-біологічних досліджень (для розробки кожної ГДКсг застосовують не менше 50 різних методик). Вони мають силу закону передусім для лабораторій водогінних станцій. При перевищенні ГДК за нормованими інгредієнтами воду заборонено допускати до вживання. ГДКсг регулюють також рекреаційне використання водойм; Рибогосподарські ГДК (ГДКр) ґрунтуються на експериментальних дослідженнях впливу токсикантів на гідробіонтів різних систематичних та екологічних груп з використанням численних біологічних показників, проте стосуються лише води і не регулюють токсичність донних відкладів, які мають важливе екологічне значення для риб-бентофагів; Іригаційні ГДК (ГДКі) регламентують придатність води для зрошення. На жаль, більшість ГДКі в країнах колишньої РЕВ (Ради Економічної Взаємоопомоги) – Угорщині, Чехословаччині, НДР – розроблялися стосовно до грунтових і температурних умов центральної Європи, в той час як в Україні умови інші. Основою для розробки ГДК кожного токсиканта є верхня межа концентрації токсиканта, яка не викликає жодних вірогідних істотних змін у живих організмах. Для різних галузей природокористування ГДК істотно відрізняються і встановлюються на підставі самостійних методологічних і методичних підходів. Лімітуючий показник шкідливості (ЛПШ) дає змогу синтезувати інформацію про наявність і шкідливість окремих речовин. Як для ГДКсг, так і для ГДКр ЛПШ визначається за формулою: ЛПШ = С1/ГДК1 + С2/ГДК2 + … Сi/ГДКi ≤ 1; де: Сі – концентрація і–го токсиканта; ГДКi – його ГДК. Тобто сума відношень концентрацій токсикантів, що визначаються у воді даної водойми до їхніх ГДК, повинна бути меншою або не перевищувати одиниці. 73 Чим менший ЛПШ, тим вищою визначається якість води за токсикологічним показником. Протягом багатьох років ЛПШ вважали однією з найпоказовіших характеристик рівня забруднення водного середовища. Водночас слід мати на увазі, що ЛПШ зовсім не враховує взаємодії між токсикантами, явища антагонізму і синергізму при впливі на живі організми. Враховуючи величезну кількість чинників, що впливають на якість середовища (лише кількість речовин, занесених до класу полютантів, складає близько 150 тисяч, із яких до водойм потрапляє до 40 тисяч), найперспективнішою (а точніше – єдино можливою) має стати оцінка його якості за станом самих біосистем, що найповніше віддзеркалюватиме ступінь адекватності середовища особливостям живої матерії, а зміни у стані середовища мають оцінюватися за функцією відгуку біосистем різного рівня. В цьому аспекті пріоритет, безперечно, належить продукційно-енергетичним параметрам живих систем, які можуть однаково успішно застосовуватися як до будь-яких живих організмів (незалежно від їхнього систематичного положення), так і до їхніх популяцій і угруповань. “Водна політика і водогосподарська діяльність повинні базуватися на екосистемному підході” – така рекомендація урядам країн Європейської економічної комісії (ЄЕК) ООН була прийнята старшими радниками урядів ЄЕК з проблем довкілля і водних ресурсів ще в березні 1992 р. і підтверджена в грудні 1996 р. у проекті “Основної (рамкової) Директиви ЄС по воді (4.12.96)”. Поступово саме екосистемний підхід займає належне йому місце, уможливлюючи комплексне вирішення проблем довкілля. Забруднення екосистем негативно впливає і на метаболічні процеси організмів всіх таксономічних і екологічних груп, що призводить до значного зниження їх продуктивності, викликає низку небажаних, часто незворотніх змін, порушення складу, структури та функціонування екосистем, що призводить до їх деградації. 5.2. Біоіндикація Із кожним роком у системі оцінки стану середовища і екосистем в цілому все частіше використовують методи біологічної індикації. Хоч витоки спостережень за індикаторними властивостями біологічних об’єктів можна знайти у працях природодослідників самої глибокої давнини, до цих пір відсутня струнка теорія і адекватні методи біоіндикації. Відносно благополучно тут з описовим поясненням термінів. Наприклад, згідно визначення Н.Ф. Реймерса (1990): «Біоіндикатор – група особин одного виду або угруповання, за наявністю, станом і поведінкою яких судять про зміни в середовищі, зокрема про присутність і концентрацію забруднень… Угруповання індикаторне – угруповання, за швидкістю розвитку, структурою і благополуччям окремих популяцій мікроорганізмів, грибів, рослин і тварин якого можна зробити висновок про загальний стан середовища, включаючи його природні і штучні зміни». 80 Інформаційні – це показники, що відображають інформаційні процеси в системі. Найчастіше використовують індекси видового різноманіття угруповання, асамблеї тощо. Кожному рівню організації притаманні свої своєрідні особливості. Зокрема, ми можемо спостерігати процвітання певної популяції на тлі пригніченого стану більшості членів біотичного угруповання. Так, забруднення води органічними речовинами призводить до значного зростання біомаси деяких тубіфіцид, зокрема трубочника Tibifex tubifex. Тому найбільш адекватну характеристику стану якості середовища можна отримати лише на засадах цілісного екосистемного підходу, використовуючи як інтегральні параметри стану якості функцію благополуччя біотичного угруповання в цілому. Відповідно, ми можемо оцінювати якість середовища за: інформацією угруповання, наявною біомасою на одиницю доступного потоку енергії, ефективністю трансформації енергії кожним трофічним рівнем, потужністю енергетичного потоку через біотичне угруповання, спряженістю і збалансованістю біогеохімічних колообігів тощо. Важливою характеристикою є також спряженість речовинно-енергетичних та інформаційних процесів в системі. Адже певний тип метаболізму угруповання чи біогеохімічних циклів забезпечується зовнішнім джерелом енергії, від ефективності трансформації якої залежить і величина наявної біомаси, і енергія, фіксована в хімічних зв’язках органічних сполук. Ефективність же трансформації енергії нерозривно пов’язана з видовим різноманіттям і структурою популяцій, тобто з певною інформаційною структурою як біотичного угруповання, так і екосистеми в цілому. Фізичною і фізико-хімічною основою реагування екосистем на шкідливі впливи є закони термодинаміки і принцип Ле Шательє–Брауна. 5.4. Кількісна оцінка якості середовища за продукційно-енергетичними показниками біосистем Серед кількісних підходів до оцінки стану екосистем і якості середовища особливе місце посідає продукційно-енергетичний підхід, оскільки він дозволяє кількісно оцінити стан якості середовища для будь-яких живих організмів, їх популяцій і угруповань за інтенсивністю та ефективністю трансформації речовини і енергії біосистемами різного рівня. Водночас продукційно-енергетичні параметри біосистем достатньо повно характеризують співвідношення ентропійного та негентропійного начал у біосистемах, а відтак щонайповніше віддзеркалюють умови існування як ступінь адекватності середовища особливостям енергетики живої матерії. За цих обставин як функцію благополуччя біосистем можна розглядати інтенсивність енергетичного потоку через них, швидкість накопичення енергії та ефективність функціювання біосистем як трансформаторів енергії. Підхід, що ґрунтується на енергетичних принципах організації та функціювання біосистем водночас дозволяє враховувати будь-яке відхилення продукційно-енергетичних параметрів біосистем від значень, характерних 81 за оптимальних умов середовища. А за ступенем відхилення параметрів від їх оптимальних значень уможливлюється об’єктивна кількісна характеристика стану якості середовища за його відповідністю енергетичним особливостям біосистем, а, отже інтегральна енергетична оцінка стану середовища. Цим самим натомість розмов про “енергетику середовища” розпочинається її кількісна оцінка за ступенем адекватності середовища існування енергетиці живої матерії. Зміни стану середовища безпосередньо впливають на продукційноенергетичні параметри біосистем, проте цей вплив може знаходити свій прояв як у зміні величини потоку енергії через біосистему, так і у змінах ефективності трансформації нею енергії. Тому часто буває неможливо оцінити ефект впливу на біосистеми лише за інтенсивністю енергетичного потоку чи ефективністю трансформації енергії: нерідко істотне зростання енергопотоку через біосистему є одним з проявів токсичного ефекту і супроводжується зниженням ефективності її трансформації. З іншого боку, нерідко біосистеми характеризуються високою ефективністю трансформації енергії, проте інтенсивність енергетичного потоку вкрай обмежена. Саме тому нами було запропоновано поряд з використанням вищевказаних показників для інтегральної енергетичної оцінки стану середовища використовувати індекс оптимальності середовища для біопродукційного процесу – ІОС (Гандзюра, 1991, 1993): ІОС = (Кi×gi)/(Ke×ge), де: g – питома швидкість росту, чи накопичення системою енергії; К – валова ефективність трансформації енергії; i – в і -тому середовищі; е – в еталонному (чи у контролі). Використання енергетичних еквівалентів біопродукційних показників уможливлює застосування їх як для гетеротрофних, так і для автотрофних організмів. У рослин доцільно визначати величину поглинутої ФАР (що відповідає енергії спожитого раціону гетеротрофів). Таким чином ІОС характеризує як інтенсивність накопичення системою енергії, так і ефективність функціювання біосистем як трансформаторів енергії. В енергетичних еквівалентах у найбільш загальному вигляді це має вигляд: ІОС = (∆Ei/Іеі × ln(Еі(t)/Ei(t-1))/∆t) / (∆Ec/Іес × ln(Еc(t)/Ec(t-1))/∆t), де: ∆Ei – приріст енергії в системі за час ∆t в i-тому середовищі; Іеі – величина вхідного потоку енергії в і-тому середовищі (енергія раціону в гетеротрофних організмів чи енергія поглинутої ФАР – у фотоавтотрофів); Еі(t)/Ei(t-1) – відношення запасу накопиченої системою енергії в момент часу (t) до запасу енергії в системі за попередній відрізок часу(t-1); в знаменнику – ті ж показники для аналогічної системи у контролі (с) чи еталонному середовищі. Застосування ІОС практично вперше дозволяє давати кількісну характеристику якості середовища одночасно як за інтенсивністю енергетичного 82 потоку і швидкістю накопичення системою енергії, так і за ефективністю її трансформації. Однією з найважливіших проблем сучасної екології є діагностика стану екосистем, з’ясування напрямків і темпів їх змін в умовах антропогенного навантаження, що можливо лише на засадах кількісної оцінки стану біологічних і екологічних систем. Важливим етапом вирішення цієї проблеми є діагностика „нормального” і „патологічного” стану екосистем, і в цьому аспекті першочерговим завданням є розробка кількісних критеріїв, спроможних давати о’єктивну оцінку стану середовища мешкання живих організмів і екосистем в цілому. 5.5. Оцінка стану екосистем за змінами їх ентропії Вирішення цієї проблеми багатьма вченими вбачається в комплексній оцінці стану екосистем шляхом визначення змін ентропії як міри невпорядкованості стану системи. Джерелом деградуючого впливу на природні екосистеми можуть бути різноманітні фактори як хімічної, так і фізичної природи. Оцінка їх в ентропійних одиницях дозволяє порівняти рівні екологічного впливу: dSе = dS0 + dSа; де: dSа – внесок оточуючого середовища; dS0 – приріст ентропії, викликаний нерівноважними процесами усередині системи. Крім того, врахування термодинамічних характеристик середовища в ентропійних одиницях дозволяє також кількісно оцінити вплив як хімічних, так і фізичних компонентів: dSа = dSх + dSф; де: Sx, Sф – значення антропогенного навантаження відповідно хімічної та фізичної природи. Безперервний обмін речовиною і енерією між біоценозом і середовищем складає фундаментальну основу його існування – метаболізм біоценозу, в процесі котрого йому „вдається вивільняти себе від усієї тієї ентропії, яку він вимушений виробляти”. Без аналізу продукційно-енергетичних характеристик, очевидно, принципово неможливо визначати кількісно різні стани екосистеми. Тому не випадково, що жоден з методів оцінки якості середовища за біологічними показниками не дозволяє контролювати перехід екологічної системи під впливом антропогенного навантаження з одного якісного стану до іншого. Саме як зрушення в ентропійно-негентропійних процесах під впливом антропогенного навантаження розглядається вплив забруднення на екосистеми низкою авторів. Ентропію можна оцінювати в інформаційних або в термодинамічних величинах. За умов забруднення навколишнього середовища може відбуватися як зростання інтенсивності метаболізму біоценозу – метаболічний прогрес, так і зниження його інтенсивності – метаболічний регрес. Важливою умовою метаболічного прогресу є антропогенне збагачення екосистем біогенними 83 елементами. Низка фактів свідчить про те, що здатність до живлення і його ефективність у гідробіонтів зростає при низьких концентраціях деяких речовин, що вважаються отруйними. Показниками токсичного впливу є зниження інтенсивності чи повне припинення фотосинтезу, зміни співвідношення між первинною продукцією і деструкцією тощо. Одним з найбільш адекватних підходів до оцінки якості середовища може бути його характеристика за змінами ентропії системи, проте про які саме системи йде мова – біологічні чи екологічні – не зовсім зрозуміло з відповідних публікацій, присвячених цій проблемі. До того ж, окрім загальних концепцій і положень, ці роботи практично позбавлені фактичного матеріалу щодо змін ентропії системи за умов токсичного навантаження. Для з’ясування цієї проблеми нами проведено низку експериментальних досліджень змін продукційно-енергетичних показників і ентропії в біологічних і екологічних системах за умов різного ступеня токсичного забруднення водного середовища різноманітними токсикантами, зокрема, сполуками важких металів. У експериментах з автотрофними організмами нами встановлена залежність між значеннями біопродукційних показників та концентрацією токсиканта за різної інтенсивності освітленості. Характер цих змін не лінійний: за відносно низької концентрації (0,01 мг/л свинцю і нікелю) спостерігається стимулюючий вплив, потім спостерігається пригнічення процесів, причому важливо відзначити, що рівень прояву токсичних ефектів значною мірою залежить від величини доступної біосистемі енергії, а обмеження енергетичного потоку істотно посилює ефект впливу токсикантів (рис. 5.1-5.2). Рис. 5.1. Питома швидкість росту у Lemna trisulca за різних концентрацій Pb2+ у воді та інтенсивностей освітлення (лк) 0 20 40 60 80 100 120 140 160 0,01 0,1 1 10 100 Питома швидкість росту, % від контролю Концентрація свинцю, мг Pb/л 3000 лк 2000 лк 1000 лк 84 Рис. 5.2. Питома швидкість росту Lemna trisulca за різних концентрацій Ni2+ та інтенсивностей освітлення (лк) Проте в усіх експериментах за певного рівня токсикантів (10-100 мг/л для свинцю та 10 мг/л для нікелю) у середовищі життєдіяльність пригнічувалася настільки істотно, що вже практично не мало ніякого значення, якої величини енергетичний потік був доступним для біосистеми: вона припиняла своє існування. Результати експериментів по з’ясуванню рівня темнового дихання (R), чистої продукцї (за виділенням кисню) (Pч) та відношення чиста продукція/дихання свідчать, що йони хрому за концентрації від 1 до 10 мкг Cr6+/л призводять до зростання як чистої продукції, так і величини дихання (при цьому співвідношення цих величин мало змінюється у порівнянні з контролем). За концентрації 100 мкг Cr6+/л на тлі активації дихання різко знижується величина чистої продукції та відношення Pч/R, а при 1000 мкг Cr6+/л істотно пригнічується як дихання, так і продукція. Відношення Pч/R знижується ще різкіше, причому цей показник змінюється найбільш пропорційно зростанню концентрації токсиканта (рис. 5.3). Рис. 5.3. Значення біопродукційних показників у Elodea canadensis на 14 добу експерименту за різних концентрацій Cr6+ у воді 0 20 40 60 80 100 120 0,01 0,05 0,1 1 10 g, % від контролю Концентрація йонів нікелю, мг Ni/л 3000 лк 2000 лк 1000 лк 0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 1 мкг Cr/л 10 мкг Cr/л 100 мкг Cr/л 1000 мкг Cr/л Значення показника, % від контролю Концентрація йонів хрому RРч Рч/R 85 Таким чином, прояв токсичних ефектів істотно залежить від концентрації токсиканта, причому, як і в більшості випадків, при зростанні вмісту токсиканта в середовищі спочатку спостерігається певна стимуляція досліджених біопродукційних показників, а при подальшому зростанні концентрації – їх закономірне зниження аж до припинення існування біосистеми. Принципово схожі результати отримані нами в експериментах з гетеротрофними організмами. Зокрема, у експериментах з пуголовками озерної жаби встановлено, що за концентрації хрому від 0,001 до 1,000 мг Cr6+/л темп росту дещо зростає (у порівнянні з контролем), сягаючи максимальних значень при 0,100 мг Cr6+/л, і знижується при більш високих його концентраціях. (табл. 5.1). Ефективність трансформації енергії при цьому знижується у всьому діапазоні досліджених концентрацій хрому. Дослідження складових енергетичного балансу показало, що в усіх випадках зростання концентрації йонів хрому призводить до істотних змін структури енергетичного балансу організмів. Найістотніше при цьому значне зростання частки стандартного обміну, в той час як інші складові змінюються не так суттєво. Таблиця 5.1 Енергетичні витрати у пуголовків Rana ridibunda при різних величинах добового раціону за різних концентрацій йонів хрому в воді (T = 250C) Раціон, частки від максимального Енергетичні витрати (Дж/г маси тіла на добу) за різних концентрацій хрому в воді Контроль 0,001 мг Cr6+/л 0,010 мг Сr6+/л 0,100 мг Cr6+/л 1,000 мг Cr6+/л 10,000 мг Cr6+/л 0 (R0) 295,4 933,8 1048,6 1352,4 995,4 877,8 0,5 (R0,5) 945,0 1134,0 1323,0 1814,4 1577,8 963,2 1 (R max) 1310,4 1481,2 1533,0 12695,0 2083,2 1323,0 (Rmax)/ (R0) 4,4 1,6 1,5 2,0 2,1 1,5 (R0,5)/(R0) 3,2 1,2 1,3 1,3 1,6 1,1 Ri0/R0contr 3,2 3,5 4,6 3,4 3,00 Відомо, що інтенсивність дихання гідробіонтів у токсичному середовищі спочатку зростає, потім істотно знижується. Проте слід мати на увазі, що досліджувались, головним чином, рівні стандартного обміну. При цьому травний обмін, загальний, а тим паче структура енергетичного балансу залишалась мало дослідженою. Саме тому нам довелося з’ясувати і це коло питань. Аналіз структури енергетичного балансу показав, що за умов підвищеного вмісту хрому значно зменшується різниця між рівнями травного і стандартного метаболізму, що свідчить про суттєве зниження ефективності трансформації енергії у зв’язку з істотним зростанням частки стандартного обміну, яка йде на підтримання гомеостазу і енантіостазу в умовах токсичного середовища. Водночас варто відзначити, що різниця між рівнем травного обміну в контролі та експерименті виявляється незначною. 86 Таким чином, за умов живлення досхочу рівень загального обміну досягає значень, близьких до максимально можливих для данного організму. В токсичному середовищі при цьому відбуваються істотні зрушення структури енергетичного балансу – різке зростання частки стандартного обміну. Це дозволяє передбачати зміни у стані гідробіонтів за умов обмежених харчових ресурсів: при обмеженні кормових ресурсів чи голодуванні найістотніші втрати маси тіла і енергетичних ресурсів варто очікувати саме у організмів, які мешкають за концентрації хрому 0,1 мг/л. Експерименти повністю підтвердили це припущення. Треба відзначити, що і вміст сухого залишку в тілі, і його калорійність виявились найнижчими у пуголовків, яких тримали у воді з концентрацією хрому 0,1 мг/л (менше, ніж у контролі на 8,94 % за сухим залишком і на 13,24 % за калорійністю). Це узгоджується з теорією оптимального живлення. Зокрема, вважається, що пристосовуваність до умов середовища безпосередньо залежить від кількості енергії, яка надходить до організму, що живиться. Рівень стандартного обміну (при голодуванні) в умовах підвищеного вмісту йонів хрому в воді в діапазоні концентрацій (0,001 – 10,000 мг Cr6+/л) в декілька разів перевищував рівень стандартного обміну в контролі, причому максимальне перевищення мало місце за концентрації хрому 0,100 мг/л (в 4,6 рази). Привертає до себе увагу відношення травного обміну до стандартного. Воно мало мінімальне значення за концентрації хрому 10 мг/л (табл. 5.1), що свідчить що за цих умов вся доступна організмові енергія використовується лише на «відкачування» ентропії, тобто на підтримання гомеостазу й енантіостазу, а вже на накопичення енергії у організму резервів не лишається. Рівень стандартного обміну (при голодуванні) за наявності біхромату калію у воді в діапазоні досліджених концентрацій (від 0,001 до 10,000 мг Cr6+/л) в кілька разів перевищував рівень стандартного обміну в контролі, причому максимальне перевищення було за концентрації хрому 0,100 мг/л (у 4,6 рази). Привертає увагу відношення травного обміну до стандартного. Воно мало найменші значення за умов концентрації хрому 10 мг/л. Це свідчить, що за цих умов вся доступна організму енергія витрачається лише на “відкачування ентропії”, тобто на підтримання гомеостазу та енантіостазу, а на накопичення енергії резервів вже не залишається. Слід звернути увагу на кілька важливих обставин. По-перше, рівень стандартного обміну був мінімальним у контролі. А саме величина стандартного обміну розглядається як мінімальні енергетичні витрати організму на підтримання своєї життєдіяльності, тобто на “відкачування” ентропії і саме за величиною його зростання можна кількісно оцінити витрати організму на підтримання свого існування, тобто це і є енергетична вартість забруднення для організму. За концентрації хрому 0,001 мг/л істотно зростають енерговитрати організму на підтримання своєї життєдіяльності. Зростання рівня стандартного обміну пропорційне концентрації хрому у воді, сягаючи максимального значення за 0,100 мг Cr6+/л (рис. 5.4). 87 Рис. 5.4. Витрати енергії у личинок Rana ridibunda на стандартний обмін (C0), травний обмін при живленні досхочу (Cmax) та за раціону, що складає половину від максимального (C0,5) за різного рівня Cr6+ у воді Подальше зростання токсичності середовища призводить до зниження рівня як стандартного, так і загального обміну, що пов’язано зі згасанням функціональної активності організму. Таким чином, цей рівень токсичності можна вважати верхньою межею забруднення, з яким організм ще може “впоратися” шляхом пожвавлення “відкачування” ентропії ціною суттєвого зростання власних енерговитрат. В експериментах з пуголовками за підвищеного вмісту Pb2+ також встановлені істотні зміни структури енергетичного балансу – суттєве зростання частки стандартного обміну (рис. 5.5-5.6). Рис. 5.5. Рівні стандартного (C0) і травного обміну при живленні досхочу (Cmax) та за раціону, що складає половину від максимального (C0,5) у пуголовків Rana ridibunda за різного вмісту Pb2+ у воді Встановлені нами закономірності дозволяють передбачати зміни стану організмів за різних трофічних умов. Отримані нами результати узгоджуються з теорією оптимального живлення, згідно з якою пристосованість до умов середовища безпосередньо залежить від надходження енергії до організму, що харчується. 0 1 2 3 4 5 6 0,001 0,01 0,1 1 10 50 Витрати енергії, частки від контролю Концентрація хрому, мг Cr/л Co Co,5 Cmax 0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 0,01 0,1 1 10 100 Витрати енергії, частки від контролю Концентрація свинцю, мг Pb/л Co C0,5 Cmax 88 Рис. 5.6. Інтенсивність дихання пуголовків Rana arvalis при голодуванні (C0), живленні досхочу (Cmax) та раціоні, що складає 50% від величини максимального (C0,5) за різних концентрацій Cr6+ у воді Рівень стандартного обміну (при голодуванні) за вмісту свинцю у воді в діапазоні досліджених концентрацій (від 0,01 до 100,000 мг Pb2+/л) в кілька разів перевищував рівень стандартного обміну в контролі, причому максимальне перевищення було за концентрації 1,00 мг/л. Привертає увагу відношення травного обміну до стандартного. Це свідчить, що за цих умов майже вся доступна організму енергія витрачається лише на підтримання гомеостазу та енантіостазу, а на накопичення енергії резервів вже не залишається (рис. 5.5). Аналогічні закономірності встановлені й у риб. Обмеження раціону істотно впливає на рівень прояву токсичного ефекту (зокрема, за ступенем пригнічення росту) (рис. 5.7). Рис. 5.7. Питома швидкість росту (g, частки від контролю) Carassius auratus auratus (вік 1–2 місяці) за різних концентрацій Cr6+ у воді та величинах раціону Причому це вже суттєво проявляється при концентрації токсиканту, яка відповідає 1 ГДК (в той час як за умов живлення досхочу питома швидкість росту за цієї концентрації була вищою, ніж у контролі. Істотне ж переви0 1 2 3 4 5 0,1 1 10 100 1000 10000 50000 Інтенсивність дихання, частки від контролю Концентрація хрому, мкг Cr/л Co C0,5 Cmax 0 0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2 1,4 g Концентрація хрому, мкг Cr/л Co,5 Co,75 Cmax 89 щення концентрації токсиканту призводить до пригнічення росту вже практично незалежно від величини доступного раціону, що обумовлено пригніченням життєдіяльності за цих умов Рівень стандартного обміну в усіх випадках був мінімальним у контролі. А саме величина стандартного обміну розглядається як мінімальні енергетичні витрати організму на підтримання своєї життєдіяльності, тобто на “відкачування” ентропії. Таким чином, вже за концентрації свинцю 0,01 – 1,00 мг/л істотно зростають енерговитрати організму на підтримання своєї життєдіяльності (рис. 5.5). Зростання рівня стандартного обміну пропорційне концентрації свинцю у воді, сягаючи максимального значення за 1,00 мг Pb2+/л. Подальше зростання токсичності середовища призводить до зниження рівня як стандартного, так і загального обміну, що пов’язано зі згасанням функціональної активності організму. Таким чином, цей рівень токсичності можна вважати верхньою межею забруднення, з яким організм ще може “впоратися” шляхом пожвавлення “відкачування” ентропії ціною суттєвого зростання власних енерговитрат за живлення досхочу. Будь-яке обмеження раціону призводить до істотного зниження значень біопродукційних показників. У численних експериментах з гідробіонтами різних груп (личинки амфібій, молодь риб, гіллястовусі ракоподібні, інфузорії, гідри, вищі водяні рослини) ми перевіряли, який з біопродукційних параметрів найчутливіший до підвищеної концентрації різних токсикантів. З досліджених гідробіонтів молодь риб відзначалася найменшою чутливістю до впливу токсикантів, але і в цих дослідах ІОС давав найадекватнішу картину (найвищі коефіцієнти кореляції ІОС із концентрацією токсиканта) якості середовища. В деяких випадках невеликі концентрації токсикантів призводять до зростання значень досліджених біопродукційних показників. Подальше збільшення концентрації токсикантів супроводиться, як правило, їхнім зниженням. Але в усіх випадках найчутливіше реагує на зміну концентрації токсикантів саме ІОС, таким чином, за відхиленням його значень від контролю можна простежити зміни у стані самого середовища мешкання живих організмів. ІОС може успішно застосовуватися як на рівні організму, так і на рівні популяції та угруповання. При цьому кожному рівню притаманні свої особливості. Якщо на рівні організму ІОС характеризує, головним чином, скорельованість метаболічних процесів і співвідношення складових енергетичного балансу індивідууму, то на популяційному ІОС вже відображує і розмірно-вагову, статеву, вікову структуру популяції, що у свою чергу віддзеркалює різний вплив токсикантів (чи стану середовища в цілому) на окремі розмірно-вікові групи, певні періоди життєвого циклу тощо. Щодо угруповань, то на цьому рівні ІОС вже характеризуватиме інтенсивність і ефективність трансформації енергії як окремими популяціями, трофічними рівнями так і угрупованням у цілому. При цьому, звичайно, істотним буде вплив зміни структури біоценозу під дією антропогенного навантаження, що у свою чергу вплине на весь хід енергетичних процесів у екосистемі в 96 Таким чином, важливо не лише констатувати зміну біопродукційних показників за певний відрізок часу. Не менш важливу інформацію про токсичність середовища дає аналіз динаміки біопродукційних показників у часі за умов токсичного впливу важких металів. Тому будь-які відхилення значень біопродукційних показників від контрольних може свідчити про наявність токсичного ефекту. Амплітуда коливань має важливе значення для діагностики екотоксикологічних ефектів, адже при перевищенні певних значень зростає ризик виходу системи за межі її стійкості, що може призвести до летальних наслідків. Водночас істотні перевищення ГДК часто призводять до суттєвого зниження біопродукційних показників без виражених їх коливань у часі (рис. 5.9–5.10). Зростання рівня стандартного обміну пропорційне концентрації йонів хрому у воді, досягаючи максимального значення при 0,100 мг Cr6+/л. Подальше зростання рівня токсичності середовища призводить до зниження як стандартного, так і загального обміну, що пов’язано зі згасанням функціональної активності організму за цих умов. Таким чином, цей рівень токсичності можна вважати верхньою межею забруднення, з яким організм ще може впоратись шляхом інтенсифікації «відкачування» ентропії ціною істотного зростання власних енергетичних витрат. Аналогічні закономірності отримані нами і на культурах різноманітних безхребетних – інфузоріях,дафніях, церіодафніях тощо. Таким чином, і на лабораторних популяційх підтверджено, що величина зв’язаної системою енергії (на одиницю її доступного потоку) знижується зворотно пропорційно до зростання рівня токсичності середовища. На рівні біотичного угруповання головним механізмом зв’язування енергії зовнішнього потоку є фотосинтетична активність фотоавтотрофів. Саме величина зв’язаної фотосинтетиками енергії визначає енергетичний бюджет угруповання. Внесок всіх останніх трофічних рівнів визначається кількістю енергії, яка розсіюється ними в процесі дихання. Тому загальні запаси зв’язаної в біомасі угруповання енергії визначаються біомасою і темпом продукційного процесу автотрофів з одного боку, та ефективністю трансформації енергії гетеротрофами – з іншого. Встановлені зміни ентропії в біологічних і екологічних системах за різного рівня токсичного забруднення водного середовища іонами важких металів. Незначне забруднення не викликає зростання ентропії в біосистемах, водночас призводить до зростання споживання ними енергії, що обумовлено зростанням енергетичних витрат на підтримання життєдіяльності в токсичному середовищі. Саме тому для біосистеми за токсичного впливу вкрай важливо мати достатнє джерело енергії, оскільки за цих умов суттєво зростають енергетичні витрати організму. Тому будь-яке обмеження енергетичного потоку призведе до зростання прояву токсичних ефектів. Наслідком цього є зростання ентропії в екосистемі. Подальше зростання рівня токсичності середовища призводить до збільшення ентропії в 97 біосистемах, пропорційному рівню забруднення, проте ентропія екосистеми в цілому знижується, що пов’язано зі зменшенням розсіювання енергії біосистемами внаслідок згасання їх функціональної активності Біопродукційні показники уможливлюють порівняння умов існування організмів різних груп і таксонів (рис. 5.12-5.13). Рис. 5.12. Питома швидкість росту у Elodea canadensis (E.c.), Lemna trisulca (L.t.) і Pelmatohydra oligactis (P.o.) за різних концентрацій Pb2+ у воді Рис. 5.13. Питома швидкість росту у Lemna trisulca (L.t.), Pelmatohydra oligactis (P.o.) і Pecilia reticulata (P.r) за різних концентрацій Ni2+ у воді Проте найбільш чітку картину впливу підвищених концентрацій йонів важких металів отримуємо при порівнянні індексів оптимальності середовища (рис. 5.14) Рис. 5.14. Значення індексу оптимальності середовища для Pelmatohydra oligactis за різних концентрацій йонів важких металів у воді 0 20 40 60 80 100 120 140 160 0,01 0,1 1 10 Питома швидкість росту, % від контролю Концентрація йонів свинцю, мгPb/л E.c. L.t. P.o. 0 20 40 60 80 100 120 140 0,01 0,05 0,1 1 10 Питома швидкість росту, % від контролю Концентрація нікелю, мг Ni/л L.t. P.o. P.r. 0 20 40 60 80 100 120 0,1 ГДК 1 ГДК 10 ГДК 100 ГДК Індекс оптимальності середовища, % Концентрація йонів, ГДК Pb Ni Cr 98 Аналогічне порівняння змін ефективності трансформації раціону (рис. 5.15) і питомої швидкості росту (рис. 5.16) дає менш чітку картину. Рис. 5.15. Ефективність трансформації раціону (К) у Pelmatohydra oligactis за різних концентрацій ЙВМ Рис.5.16. Питома швидкість росту (g) у Pelmatohydra oligactis за різних концентрацій ЙВМ Варто звернути увагу на кілька обставин. Рівень стандартного обміну мав мінімільні значення у контролі. А саме величина стандартного метаболізму розглядається як мінімальні енергетичні витрати організму на підтримання своєї життєдіяльності, тобіж на «відкачування ентропії». Таким чином, вже за концентрації йонів свинцю 0,01–1,00 мг/л істотно зростають енерговитрати організму на підтримання життєдіяльності. Причому зростання рівня стандартного обміну пропорційно концентрації свинцю у воді, сягаючи максимального значення за 10 мгPb2+/л. Подальше збільшення вмісту свинцю у середовищі призводить до зниження рівнів як стандартного, так і загального метаболізму, що пов’язано зі згасанням функціональної активності організму. Таким чином, цей рівень токсичності можна вважати верхньою межею забруднення, з яким організм ще здатний «впоратися» шляхом інтенсифікації «відкачування» ентропії ціною істотного зростання власних енергетичних витрат (за умов живлення досхочу). Будь-яке обмеження раціону при цьому призводить до суттєвого зниження біопродукційних показників. В експериментах з гідрою встановлено, що найадекватнішу картину токсичного забруднення середовища можна отримати з використанням інде0 20 40 60 80 100 120 0,1 ГДК 1 ГДК 10 ГДК 100 ГДК К, % від контролю Концентрація йонів, ГДК Pb Ni Cr 0 20 40 60 80 100 120 0,1 ГДК 1 ГДК 10 ГДК 100 ГДК g, % від контролю Концентрація йонів, ГДК Pb Ni Cr 99 ксу оптимальності середовища. Оскільки він характеризує як швидкість накопичення енергії, так і ефективність її трансформації. Індекс оптимальності середовища знижувався зворотно пропорційно до рівня забруднення середовища. Причому в умовах забруднення середовища особливого значення набуває величина доступної системі енергії. Для з’ясування загальних закономірностей біопродукційного процесу на популяційному рівні нами проведено цикл досліджень лабораторних популяцій (культур) низки різних видів гідробіонтів. Зокрема, на лабораторних популяціях інфузорії туфельки Paramecium caudatum встановлено, що чисельність лабораторної культури знижується зі зростанням концентрації токсиканта (шестивалентного хрому, джерелом якого є дихромат калію) (рис. 5.17). Рис. 5.17. Динаміка чисельності культури Paramecium caudatum за різних концентрацій Cr6+ у воді Аналогічні результати отримано нами і в експериментах з токсичним забрудненням середовища йонами свинцю, причому інгібуючий ефект йони свинцю виявляли вже за концентрації 0,01 мг Pb/л, що складає лише 1/10 його ГДК!) (рис. 5.18) Рис. 5.18. Динаміка чисельності культури Paramecium caudatum за різних концентрацій Pb2+ у воді 0 20 40 60 80 100 120 0 1 2 3 4 Чисельність, % від контролю Доби 0,001 мг Cr/л 0,01 мг Cr/л 0,1 мг Cr/л 1 мг Cr/л 10 мгCr/л 0 20 40 60 80 100 120 0 1 2 3 4 5 6 Чисельність, % від контролю Доби 0,01 мг Pb/л 0,1 мг Pb/л 1 мг Pb/л 10 мг Pb/л 100 Дослідження продукції дафній протягом п’яти поколінь в токсичному середовищі показало закономірне зниження продуктивності в низці поколінь. Зменшується кількість молоді у кожної самиці, істотно зростає період ембріонального розвитку. Значно зростає смертність в експериментальних умовах. Зниження продуктивності дафній зворотньо пропорційне зростанню концентрації хрому у воді (табл. 5.5). Таблиця 5.5. Продуктивність Daphnia magna у п’яти поколіннях за різних концентрацій хрому (Mm, n=12) Покоління Продуктивність (% від контролю) за різних концентрацій хрому у воді 0,0001 мгCr6+/л 0,001 мгCr6+/л 0,01 мгCr6+/л I 99,0±5,6 97,1±6,7 103,0±3,3 II 102,5±7,3 91,1±8,5 83,3±6,8 III 93,0±6,1 104,0±9,4 67,0±4,9 IV 81,2±8,0 71,7±5,1 42,0±8,2 V 78,6±7,2 53,0±8,0 28,2±9,1 Церіодафнії Ceriodaphnia affinis виявилися значно чутливішими до токсикантів, ніж дафнії. У них також за дії токсикантів зростає тривалість постембріонального розвитку (табл. 5.6). Таблиця 5.6 Тривалість постембріонального розвитку у Ceriodaphnia affinis у п’яти поколіннях за різних концентрацій хрому (Mm, n=8) Покоління Тривалість постембріонального розвитку (% від контролю) за різної концентрації хрому у воді 0,0001 мгCr6+/л 0,001 мгCr6+/л 0,01 мгCr6+/л I 101,0±4,2 100,0±3,9 103,0±4,3 II 115,4±3,9 123,1±5,0 132,3±5,1 III 125,0±6,1 111,0±4,7 125,0±6,2 IV 116,7±8,0 104,7±6,1 110,0±7,5 V 106,2±7,7 100,0±8,4 131,2±6,9 Кількість народжень C. affinis статистично вірогідно знижувалась з покоління в покоління при дії хрому за його концентрації 0,001 мг/л. Кількість народжень у першому поколінні знижувалася на 20%, а в 5-тому – на 55%. У середньому для 5-ти поколінь даний показник знизився на 31,1% порівняно з контролем, при Р>95%. За концентрації 0,001-0,0001 мг/л число народжень в ряді поколінь також було нижчим контролю, але не настільки, як при концентрації 0,01 мг/л. (табл. 5.7). Таблиця 5.7. Середня кількість послідів Ceriodaphnia affinis у п’яти поколіннях за різних концентрацій хрому (Mm, n=8) 101 Покоління Середня кількість послідів (% від контролю) за різної концентрації хрому у воді 0,0001 мгCr6+/л 0,001 мгCr6+/л 0,01 мгCr6+/л I 100,0±4,4 84,0±3,9 70,0±2,7 II 88,9±3,9 74,4±7,1 56,7±4,0 III 84,0±7,2 68,0±6,8 62,0±3,9 IV 78,1±5,8 48,9±5,9 36,7±4,2 V 70,9±6,0 30,9±7,1 25,4±3,9 За умов підвищеного рівня хрому в середовищі у гіллястовусих ракоподібних істотно зростає частка абортованих яєць (табл. 5.8). Таблиця 5.8. Частка абортованих яєць різними поколіннями Ceriodaphnia affinis за концентрації хрому 0,01 мгCr6+/л (Mm, n=8) Покоління I II III IV V % абортованих яєць 22,3±2,4 26,5±3,6 35,2±4,0 31,6±3,8 87,0±7,2 Все це і призводить до істотного зниження продуктивності в умовах токсичного середовища. Таким чином, результати наших експериментів свідчать, що в біологічних системах в умовах забруднення середовища зростає «виробництво» ентропії, на «відкачування» якої біосистеми витрачають значну частину доступної їм енергії. При цьому вони здатні до підтримання певного рівня функційної активності шляхом істотного зростання власних енерговитрат, що можливо лише за умов достатнього енергетичного забезпечення: будь-яке обмеження доступної біосистемі енергії при цьому суттєво посилює прояв токсичних ефектів. Система ще здатна підтримувати певний рівень своєї активності шляхом збільшення власних енергетичних витрат на підтримання життєдіяльності, що призводить до істотного зростання ентропії в системі в цілому. Подальше зростання рівня забруднення середовища призводить до згасання функціювання біологічних систем, які вже не здатні підтримувати рівень своєї негентропії ціною істотного зростання ентропії в системі в цілому. На цьому етапі рівень ентропії в біосистемах зростає, проте, у зв’язку зі зниженням загального рівня їхнього метаболізму, рівень ентропії в екосистемі знижується. Встановлені зміни ентропії в біологічних системах і у середовищі за умов різного рівня токсичного забруднення водного середовища важкими металами дозволило дійти певних узагальнень, які виявились протилежними загальноприйнятим у цій царині поглядам. Це пов’язано, головним чином, з тим, що автори публікацій на теми ентропійних процесів в екосистемах робили свої висновки, виходячи, головним чином, з теоретичних побудов, не маючи ніякого фактичного матеріалу. З іншого боку, вони часто плутають поняття біологічних і екологічних систем, що і призводить до неадекватних висновків. 102 Так, нами встановлено, що незначне забруднення середовища не викликає зростання ентропії в біосистемах, але призводить до зростання енергетичного потоку через них (пришвидшуючи споживання ними речовини і енергії), що викликає зростання ентропії у середовищі. Подальше зростання рівня токсичності середовища призводить до зростання ентропії в біосистемах, пропорційному рівню забруднення середовища, проте ентропія системи в цілому знижується, що пов’язано зі зменшенням розсіювання енергії біосистемами внаслідок згасання їх функціональної активності. Тому вивчення біопродукційного процесу за умов різного ступеня забруднення середовища дозволило не лише встановити кількісні відношення між рівнем забруднення середовища та найвагомішими біопродукційними параметрами, а й дати кількісну оцінку стану якості середовища за зрушеннями в потужності енергетичного потоку та ефективності трансформації енергії і, отже, за співвідношенням ентропійного і негентропійного начал оцінити масштаби, напрямки та наслідки забруднення екосистем. 5.6. Поняття «шкодочинності» та її кількісна оцінка Варта уваги і проблема шкодочинності певного чинника. Коли мова йде про токсичність, мається на увазі, перш за все, токсичні ефекти (отруєння різного ступеня). Проте, коли мова йде про екологічну оцінку токсичного чи іншого несприятливого впливу, вкрай важливо оцінити кількісно його негативний вплив на інтегральні показники певної біологічної системи чи екосистеми в цілому. Тут корисним буде використання поняття «шкодочинності» – негативного впливу певного чинника (чи групи чинників) на ту чи іншу систему, причому кількісна оцінка негативного впливу можлива, перш за все, шляхом кількісної оцінки зниження стану благополуччя даної системи за дії того чи іншого чинника, шкодочинність якого ми визначаємо. Таким чином, шкодочинність – здатність певного чинника знижувати стан благополуччя системи. Ранжуючи функцію благополуччя системи у відсотках до природного (референційного) стану системи (який приймається за 100%), можна кількісно оцінити шкодочинність за величиною зниження функції благополуччя системи до нульових значень, нижче яких система припиняє своє існування. Для порівняння шкодочинності різних чинників варто лише співставити відповідні кількісні характеристики всіх чинників, шкодочинність яких встановлюється (концентрація, рівні накопичення, які викликають однакове зниження функції благополуччя певної системи тощо). Щодо з’ясування проблеми «норми» і «патології» екосистем, то і цю проблему вдалося вивести на кількісний рівень. При цьому за основу ми пропонуємо взяти як ступінь відхилення системи від притаманного їй природнього стану, так і можливість повернення стану до вихідного. Тобто ця проблема нерозривно пов’язана зі проблемою стійкості екосистем. Причому у випадку резистентної стійкості «норму» визначити дещо простіше, оскі- 103 льки вона близька поняттю «стійкості» системи. У випадку пружньої стійкості ситуації дещо складніша, оскільки система істотно змінюється, проте лишаючись «сама собою». Але і в цьому випадку «патологічний» стан можна діагностувати при переході системою межі, за якою унеможливлюється її повернення до вихідного стану. Порівняння відносної чутливості біопродукційних показників до рівня токсичності середовища в усіх випадках свідчить про максимальну чутливість індекса оптимальності середовища. Причому в усіх випадках саме індекс оптимальності середовища знижувався найбільш зворотньо пропорційно концентрації токсикантів у середовищі (рис. 5.18). Рис. 5.18. Біопродукційні показники у Poecilia reticulata (віком 1-2 місяці) за концентрацій хрому у воді 1 і 10 мгCr6+/л. Таким чином, нами встановлені особливості біопродукційного процесу в токсичному середовищі: - У токсичному середовищі істотно змінюється характер біопродукційних процесів, що обумовлено суттєвими зрушеннями структури енергетичного балансу біологічних систем, спрямованими на підтримання певного рівня їх функціональної активності. Зокрема, значно зростають енерговитрати на підтримання життєдіяльності та, відповідно, знижується ефективність трансформації речовини і енергії. У популяції суттєво зменшується частка енергії, яка використовується на її самовідтворення, наслідком є зниження значень всіх біопродукційних показників організмів і популяцій; - У залежності від рівня токсичності середовища встановлені три стадії розвитку токсичного ефекту: 1 – незначні відхилення середніх значень біопродукційних показників від контролю на тлі істотного зростання амплітуди їх коливань при суттєвому зростанні енерговитрат на підтримання життєдіяльності; 2 – затухання коливань і зниження значень біопродукційних показників, що пов’язано зі згасанням функціональної активності біосистем; 3 – різке зниження інтенсивності біопродукційного процесу до його припинення з наступним летальним завершенням; 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 R K g ІОС % від контролю Показники 1 мгCr/л 10 мгCr/л 104 - Енергоємність компенсаційних механізмів, які розвиваються при інтоксикації середовища важкими металами, перевищує величину стандартного обміну в 1,5–4,5 рази. При цьому енергоємність біологічних систем підтримується на певному рівні за рахунок зростання споживання ними енергії. Подальше підвищення рівня токсичності середовища призводить до зниження енергоємності біосистем та рівня споживання ними енергії внаслідок згасання їх функціональної активності; - Біопродукційні показники за відносною чутливістю до підвищеного вмісту йонів важких металів у середовищі розташовані таким чином: для організму – питома швидкість росту > валова ефективність трансформації речовини й енергії > рівень дихання; для популяції – швидкість накопичення енергії > ефективність трансформації речовини і енергії > рівень дихання. Індекс оптимальності середовища відрізнявся максимальною амплітудою відхилень його значень у токсичному середовищі порівняно з контролем в усіх експериментах; - Рівень токсичних ефектів істотно залежить від величини енергії, що доступна біосистемі. Її обмеження істотно підсилює токсичні ефекти (особливо на першій стадії їх розвитку), що пов’язано з суттєвим зростанням енерговитрат у токсичному середовищі. На другій, і, особливо, третій стадії розвитку токсичного ефекту величина доступної біосистемі енергії вже не відіграє важливої ролі, оскільки має місце згасання функціональної активності біосистем та відповідне суттєве зменшенням їх енерговитрат. Тому на цих стадіях токсикозу значно знижується споживання речовини і енергії. Таким чином, практично вперше результати наших досліджень дозволили вийти на кількісний рівень характеристики енергетики середовища за найбільш інформативними показниками, в основу яких покладено прояв двох законів термодинаміки й принципи співвідношення ентропійно-негентропійних процесів в екологічних і біологічних системах різного рівня організації та інтеграції. Це відкриває широкі можливості енергетичної характеристики середовища найрізноманітніших екосистем і біосфери в цілому. Подальші дослідження мають з’ясувати кількісні взаємозв’язки між речовинно-енергетичними й інформаційними процесами в екологічних системах різного типу за певного рівня антропогенного навантаження. Відомо, що одна з характерних рис компенсаторно-пристосувальних реакцій організму полягає в тому, що посилення функції під впливом того чи іншого сильного чи надсильного подразника супроводжується посиленням споживання енергії й витрат відповідних структур. Саме тому встановлені нами закономірності зростання коливальних процесів в системі під впливом токсичного навантаження є одним з перших і найбільш інформативним сигналом системи на токсичний вплив. Нами встановлено, що амплітуда коливань біопродукційних показників істотна 105 вже в перші дні токсичного навантаження. Саме тому поява флуктуацій певної амплітуди з достньою вірогідністю свідчить про розвиток токсичного ефекту і може ефективно використовуватися в системі екотоксикологічного моніторингу. Для з’ясування глобальних і регіональних змін стану довкілля, кількісної оцінки його якості конче необхідно також створення банку даних з найбільш важливих біопродукційних параметрів організмів, популяцій і угруповань для екосистем різного ступеня забруднення, як модельних видів живих організмів найрізноманітніших груп із характерних екосистем кожного регіону, так і їх, популяцій та угруповань, узагальнення енергетичної характеристики різноманітних екосистем і енергетики середовища. Біопродуктивність, яка лежить в основі самовідтворення біологічних систем, значною мірою визначає характер зміни всіх вищезгаданих процесів. Оскільки зростання інформації системи викликає зростання енергетичних витрат на її підтримання (причому ця залежність має характер степеневої), то значне видове розмаїття можливе лише за достатньої продуктивності екосистеми. Продуктивність системи в цілому залежить, перш за все, від валової первинної продукції й співвідношення валової продукції до дихання на рівні продуцентів. Біомаса кожного наступного трофічного рівня залежить від ефективності трансформації енергії. Чим вища ефективність трансформації енергії, тим більша біомаса кожного наступного трофічного рівня. Окремі види за певного рівня забруднення випадуть зі складу угруповання, відбудуться істотні порушення спряженості речовинно-енергетичних й інформаційних процесів, що ще більше пришвидшить зменшення біомаси на одиницю доступного потоку енергії, зростуть витрати енергії на підтримання життєдіяльності, що призведе до істотного зростання ентропії в системі. Посиляться коливальні процеси, значно зросте амплітуда флуктуацій більшості біопродукційних показників, все частіше вони наближатимуться до критичних значень, що призведе до суттєвого зростання ризиків виходу системи за межі можливостей її регулівних механізмів і, як наслідок – до наростання хаосу в системі. Встановлені нами закономірності коливань значень біопродукційних показників дозволяють здійснювати ранню діагностику токсичних ефектів за концентрації ВМ у середовищі, які не викликають істотних змін цих показників за більш тривалий відрізок часу. Розбалансування біологічних і екологічних систем у цілому небезпечне непередбачуваними наслідками. Проте у загальних рисах наслідки цих процесів відомі: істотно зростатиме ентропія системи, деградаційні процеси у міру свого розвитку все більше унеможливлюватимуть ймовірність відновлення природного стану екосистем. Встановлена нами доцільність використання біопродукційних показників для розрахунку ємності екосистем обумовлена саме можливістю однаково успішно використовувати енергетичні еквіваленти показників біопро- 112 ЄАНС не регулює і не контролює впровадження екологічної політики в Європі. Як ЄАНС, так і EIONET було створено для підтримки, розробки і реалізації європейської політики завдяки взаємодії між результатами моніторингу і наданню його даних для різних потреб. У цій системі ЄАНС виступає довідковим центром з екологічної інформації. В основу діяльності ЄАНС покладено ланцюг MDIAR, ланки якого включають такі етапи: моніторинг–дані–інформація–оцінка–звітність. Забезпечення якості результатів спостережень є необхідним елементом якості моніторингової інформації у цілому і має бути передбачено в системі заходів як Державної програми, так і регіональних програм моніторингу довкілля. Основою звітності ЄАНС є система DPSIR і, відповідно, інформація й показники про рушійні (Driving) сили, що призводять до тиску (Pressue) на навколишнє середовище, який впливає на його стан (State) і потенційно спричиняє вплив (Impact). Реагування (Responses) може включати заходи й програми щодо зменшення тиску і, отже, поліпшення стану і зниження впливу. Розроблені за таким підходом індикатори мають просту й зрозумілу типологію: А – описові, В – прогресу, С – ефективності, та D – загального добробуту. У рамках виділених Регламентом (фактично Статутом ЄАНС) пріоритетних сфер роботи – якість повітря й викиди в атмосферу; якість води, забруднювальні речовини й водні ресурси; стан грунту, флори й фауни та біотопів. Відповідні тематичні центри ЄАНС розпочали роботу та впровадження певних складових мережі EIONET. Детальніше з цими питаннями можна ознайомитись на сторінках посібника «Впровадження європейських стандартів і нормативів у Державну систему моніторингу довкілля України», 2006 р. 5.8. Екологічні ризики Останнім часом все популярнішим в екології, як і у інших галузях, стає оцінка і розрахунок різних ризиків. Причому поняття екологічного ризику не просто стає дедалі популярнішим в царині екобезпеки, екології, та й в усіх інших сферах, а поступово стає необхідною складовою будь-яких екологічних оцінок та прогнозів. Все частіше екологи, фахівці в галузі охорони довкілля і екобезпеки використовують цей термін. Проте різні фахівці порізному розуміють суть екологічних ризиків. Тому, на нашу думку, необхідно навести загальноприйняті у ЄС та адаптовані до нашого читача терміни, що стосуються цього (Водна Рамкова Директива ЄС, 2006]. Ризик – можливість несприятливої події; Екологічний ризик – можливість виникнення змін екосистеми, що призводять до її деградації, зникненню, чи переходу до стану, що загрожує здоров’ю населення і (чи) втраті її господарського значення; Оцінка ризику – науково обґрунтоване судження відносно можливості несприятливої події і розмірів її несприятливих наслідків; 113 Оцінка екологічного ризику – науково обґрунтоване судження відносно можливості і розмірів несприятливих змін екосистеми чи її компонентів при певних антропогенних навантаженнях на неї; Ймовірність екологічного ризику – ймовірність здійснення події, яка класифікується як небажана для екосистеми і приносить їй збитки; Розмір екологічного ризику – оцінка розмірів збитків, яких зазнає екосистема у випадку здійснення ризику; Рецептор – складова речовинна частина екосистеми, яка може зазнати небажаних змін за антропогенного навантаження; Індикатори ризику – характеристики екосистеми і її складових, за значеннями яких виносяться твердження про виникнення і розміри ризику; Екологічний стан – визначення якості структури і функціонування екосистем; «Гаряча точка» – джерело забруднення/зараження, що викликає комплекс загроз біологічному різноманіттю, окремим компонентам біоти, функціонуванню біотичного угруповання і є загрозою природному розвитку природних комплексів; Біологічна оцінка – систематичне використання біологічних відгуків з метою контролю і оцінки змін якості оточуючого середовища чи стану екосистеми; Біологічна індикація якості середовища – оцінка якості середовища на точці спостереження, яка ґрунтується на вивченні сукупності організмів (чи її частини), що населяють дану екосистему в даній точці; У загальному випадку екологічний ризик – це ймовірність небажаної події в екосистемі. В екології, в залежності від рівня систем, що досліджуються особливої уваги варті такі ризики. На екосистемному рівні – екосистемні – ймовірність того чи іншого явища, здатного призвести до вірогідного зниження функції благополуччя екосистеми; На біоценотичному – те ж на рівні біоценозу чи біотичного угруповання; На популяційному – аналогічно для популяції чи геміпопуляції. На організмовому – те ж для організму і т. д. При розгляді питань радіоекології ми вже згадували, як розраховують ймовірність того чи іншого захворювання, викликаного іонізуючою радіацією (з урахуванням коефіцієнтів чутливості окремих органів і тканин. Аналогічно можна розрахувати і ризик будь-якого небажаного сценарію. 5.9. Співвідношення щільності популяцій різних життєвих стратегій в системі оцінки стану екосистем Кожна популяція для виживання і реалізації притаманної всім системам тенденції до експансії має комплекс властивостей, які забезпечують виживання в різноманітних умовах. Оскільки не можна бути універсальним в усьому, то для реалізації цих тенденцій у популяцій є кілька варіантів, які 114 дістали назву життєвих стратегій. В екології найбільш популярним є поділ життєвих стратегій популяцій на rі Kстратеги. Не менш важливою, а в деяких аспектах і значно змістовнішою, є виділення трьох життєвих стратегій (за системою Раменського-Грайма). Проте ця система ще не стала такою загальноприйнятою в екології, як перша, хоч її популярність зростає з кожним роком. 5.9.1. K– і r– стратеги Константи r і K із логістичного рівняння дали назву двом типам природного добору, виділивши які американські дослідники Р. Макартур та Е. Вілсон (MacArthur, Wilson, 1967) поклали початок концепції, що отримала пізніше широке визнання. Згідно цієї концепції серед багатьох екологічних стратегій можна виділити два крайніх типи. Так звана r-стратегія пов’язана з високими значеннями біотичного потенціалу популяції, в той час як К-стратегія спрямована на підвищення конкурентоспроможності і виживання окремих особин (що особливо важливо в умовах жорстокої конкуренції). Якщо r-відбір – це, перш за все, відбір на такі властивості, як висока плодючість, швидке досягнення статевої зрілості, короткий життєвий цикл, здатність до швидкого поширення в нових біотопах, а також здатність до переживання несприятливих періодів у стані спокою, то К-відбір – це відбір на конкурентноздатність, підвищення захищеності від хижаків і паразитів, зростання ймовірності виживання кожного нащадка, на розвиток більш досконалих внутрішньопопуляційних механізмів регуляції чисельності тощо. Дискусії про те, яка зі стратегій краща, позбавлені будь-якого сенсу. Адже на рівні біотичного угруповання ці стратегії забезпечують функціювання біоценозу в умовах середовища, які постійно змінюються і час від часу характеризуються тими чи іншими катаклізмами. За цих умов реалізація стратегії біоценозу на максимізацію своєї біомаси, зв’язаної в ній енергії тощо (тобто на експансію) досягається саме наявністю двох стратегій популяцій. Так, будь-який потужний несприятливий вплив на угруповання призводить до істотного зменшення його біомаси. За цих умов саме завдяки rстратегам вдається у найкоротший час поновити вихідну біомасу і забезпечити максимальне «представництво» біосистеми в даній екосистемі. В подальшому К-стратеги поновлять свою щільність, біомасу тощо, але в цілому біоценоз, як цілісна система, знаходиться на відносно постійному рівні (біомаса, енергія тощо). 5.9.2. Система життєвих стратегій Раменського-Грайма Проблема життєвих, чи як їх інколи називають, еколого-ценотичних стратегій вже давно привертала увагу фахівців-фітоценологів. Так, ще в 30-х роках 20 століття Л.Г. Раменський (1938) запропонував розрізняти три основні типи рослин, названі ним віолентами, патієнтами і експлерен- 115 тами, що розрізняються стратегіями виживання, на 29 років раніше, ніж запропонували свою систему Р. Макартур і Е. Вілсон (MacArthur, Wilson, 1967) ! Віоленти (від латинського violentia – схильність до насилля, або силовики) – це види, що часто визначають загальний вигляд і характер угруповання, вони здатні пригнічувати конкурентів за рахунок більш інтенсивного росту і більш повного використання території. У рослин-віолентів потужна коренева система і добре розвинена надземна частина. Типові віоленти – це багато видів дерев (особливо ті, що утворюють корінні ліси), а також домінуючі види трав’янистих рослин чи інших угруповань, наприклад, мох сфагнум, чи очерет. Патієнти (від латинського patientia – терпіння, витривалість), чи терплячі – це види, здатні виживати в несприятливих умовах, де більшість інших видів існувати просто не здатні, наприклад, за умов недостатнього освітлення, вологи, мінеральних речовин тощо. До патієнтів належить багато рослин, які вважаються посухостійкими, тіньолюбними чи навіть солелюбними. Хоч експериментально показано, що багато з них (хоч і не всі) за відсутності конкурентів можуть існувати і добре почуватися в умовах більшої вологості, освітленості тощо. Експлеренти (від латинського explere – наповнювати, виповнювати), чи наповнюючі – це види, що швидко розмножуються і швидко розселяються, з’являються там, де порушені корінні угруповання. До типових експлерентів належать рослини, що поселяються на вирубках і згарищах, наприклад іван-чай (Chamaenericon angustifolium) або осика (Populus tremula). Проте, як справедливо зауважує О.М. Гіляров, належність певного виду рослин до віолентів, патієнтів чи експлерентів не може ґрунтуватися лише на його аутекологічних характеристиках. Певний тип еколого-ценотичної стратегії відображує також положення виду в угрупованні (Гиляров, 1990). Саме тому один і той же вид в різних угрупованнях може належати до різних еколого-ценотичних типів. Так, сосна (Pinus sylvestris) є типовим віолентом у сосновому бору, а на болоті вона є патієнтом. Слід нагадати, що запропонована Л.Г. Раменським система еколого-ценотичних стратегій, чи ценотипів, як називав її сам Л.Г. Раменський, до останнього часу була відома лише вузькому колу фахівців. Увагу широкого загалу екологів ця система привернула після того, як стали досить популярними уявлення про rі К-відбір та стратегії, а також у зв’язку із запропонованою англійським вченим Дж. Граймом (Grime, 1979) класифікацією життєвих стратегій рослин. Дж. Грайм виділив три типи рослин: конкуренти, стрес-толеранти і рудерали. Система Грайма, як бачимо, є практично тотожною системі Раменського. Природно, що кожному виду притаманний певний рівень “віолентності”, “патієнтності” та “експлерентності”. Схематично систему Раменського-Грайма можна зобразити у вигляді рівностороннього трикутника, вершини якого зайняті крайніми типами (віоленти, патієнти, експлеренти). 116 Будь-яка точка на площині цього трикутника, яка відповідає реальному положенню певної популяції в системі цих координат, має певну відстань до відповідних вершин трикутника. Відносна наближеність до певної вершини (патієнтної, експлерентної та віолентної) буде кількісною характеристикою життєвих стратегій даної популяції (рис. 5.20). Віоленти Патієнти Експлеренти Рис. 5.20. Типи життєвих стратегій популяцій (за Раменським-Граймом) Кожна з цих характеристик може варіювати від 0 (максимальна віддаленість від відповідної вершини) до 1 (в частках) чи до 100% (у відсотках) – власне, сама вершина – крайній прояв відповідної стратегії. При цьому співвідношення наближеностей популяції до відповідних вершин буде кількісною характеристикою співвідношення відповідних стратегій даної популяції (Р): РВ : РП : РЕ. І хоч система життєвих стратегій Раменського-Грайма була розроблена для рослин, її можна ефективно використовувати для будь-яких живих організмів. Зокрема види, які мешкають за крайніх значень будь-якого чинника, можна віднести до стрес-толерантів – населення термальних вод, мешканці гіпергалинних водойм, рослини і тварини пустель тощо. Віоленти – типові домінанти клімаксних угруповань. Експлеренти відомі кожному (бур’яни, види з колосальним біотичним потенціалом, зазвичай коротким життєвим циклом тощо). Подальший розвиток цієї системи може знайти свій прояв у збільшенні кількості різноманітних типів життєвих стратегій, при цьому кількісною характеристикою певного виду чи популяції щодо її життєвої стратегії буде відносна відстань від відповідних вершин n–кутника до точки її розташування на його площині. Слід відзначити, що система Раменського-Грайма з кожним роком стає дедалі популярнішою і усе частіше використовується екологами для оцінки стану екосистем, в біологічній індикації та в системі екологічного моніторингу в цілому. Адже будь-які зрушення у співвідношенні віолентів, патієнтів і експлерентів свідчить про суттєві процеси в екосистемі, викликані або P 117 зовнішнім впливом, або ж внутрішньосистемними процесами (сукцесії, флуктуації). Зокрема, зростання частки патієнтів зазвичай свідчить про погіршення умов існування переважної більшості популяцій. Зростання ж r-стратегів найчастіше спостерігається після потужних несприятливих для угруповання впливів (залпові викиди токсичних речовин, пожежі та інші стресові впливи), після яких саме r-стратеги (експлеренти, рудерали) найшвидше поновлюють свою чисельність й біомасу, в той час як К-стратеги роблять це значно повільніше, що й призводить до того, що відносна частка рудералів зростає за рахунок звільнення частини життєвого простору К-стратегами. Щодо віолентів, то зростання їх щільності (а особливо – відносної частки в угрупованні) – закономірний процес у ході природної екологічної сукцесії. Тому в більшості випадків зростання частки віолентів свідчить про поліпшення умов середовища та стану екосистеми в цілому. Проте в цілій низці випадків, зокрема, в умовах антропогенно трансформованих екосистем, цей процес може свідчити і про істотні негаразди в екосистемі. Тому для кожного типу екосистем є своє оптимальне співвідношення представників трьох життєвих стратегій, і будь-які зміни цього співвідношення варті уваги екологів. Це повною мірою стосується і видів-інтродуцентів (вселенців), які не характерні для даної екосистеми, але, якимось чином опинившись в ній (часто занесені людиною), нерідко посідають в екосистемі чільне місце. Причому з кожним роком ця проблема набуває все загрозливіших масштабів свідчить про істотні негаразди в екосистемі в цілому. Результати досліджень цієї проблеми свідчать, що найінтенсивніше вселення нових, не характерних для даної екосистеми видів має місце при нестійкому стані екосистеми: будь-які катаклізми, стресові впливи на екосистему в цілому сприяють інтенсифікації цих процесів. Водночас екосистемам, які знаходяться в стані благополуччя і відносної стійкості, це явище притаманно у значно меншій мірі. Останнім часом інтенсивність заселення екосистем видами-інтродуцентами (часто це явище називають інвазією) використовують як показник нестабільного стану екосистеми і до певної міри – як показник її неблагополуччя. Це органічно пояснюється загальною теорією систем, де ймовірність появи нової властивості істотно зростає при коливальних процесах системи. Контрольні запитання до розділу 1. Що таке «якість» середовища? 2. Дайте характеристику нормального та патологічного стану екосистеми. Де проходить межа між ними? 3. У чому відмінність між біоіндикацією та біотестуванням? 4. Як кількісно оцінити шкодочинність будь-якого чинника? 5. Які існують кількісні підходи до оцінки рівня забруднення екосистем та в чому їхні особливості? 118 6. Як змінюється ентропія в біоі екосистемах при зростанні рівня забруднення системи? 7. Як змінюються продукційні показники біосистем при різних рівнях забруднення ? 8. За якими ознаками можна діагностувати підпорогові рівні забруднення екосистем? 9. Які показники найінформативніші для оцінки стану екосистем? 10. Охарактеризуйте Державну систему моніторингу довкілля України. 11. Які загальноєвропейські організації опікуються проблемами довкілля та моніторингом його стану? 12. Що спільного і в чому полягають відмінності між типами життєвих стратегій популяцій (за системою Макартура-Вілсона і РаменськогоГрайма)? 119 РОЗДІЛ 6 МЕХАНІЗМИ РЕГУЛЯЦІЇ ЕКОСИСТЕМНИХ ПРОЦЕСІВ Усі біологічні та екологічні системи є саморегулівними системами зі здатністю до самоорганізації та накопичення негентропії. Механізми регуляції забезпечують стійкість системи та її адекватні зміни в умовах середовища, які постійно змінюються. В основі регуляції будь-яких процесів лежить механізм зворотнього зв’язку. Якщо вихідні параметри системи впливають на вхідні, то система регулюється петлею зворотнього зв’язку (рис. 6.1) Рис. 6.1. Механізм зворотнього зв’язку Якщо зростання вихідних параметрів призводить до зростання вхідних, має місце позитивний зворотній зв’язок, у протилежному випадку – негативний. Реалізований механізм негативного зворотного зв’язку ми спостерігаємо в будові механізму регуляції рівня води в надунітазному бачкові. Коли рівень води в ньому сягає мінімуму (при спусках води), максимально відчиняється отвір, з якого наповнюється водою бачок. У процесі наповнення поплавок піднімається і через важіль зменшує отвір водотічного сифону, аж поки не зачинить його зовсім. Тобто чим вищий рівень води в бачку, тим повільніше йде його наповнення водою, і нарешті, при певному її рівні тік води припиняється. Позитивний зворотній зв’язок можна спостерігати на всіляких пожежах – чим більше полум’я охоплює довкілля, тим швидше воно поширюється, аж поки не вигорить усе, що здатне горіти, після чого пожежа припиняється. Щодо живої матерії, то позитивний зворотній зв’язок має місце при j– подібному рості популяції, при спалахах чисельності видів, при пандеміях тощо. Негативний зв’язок спостерігається на кожному кроці – збільшення щільності популяції вище певного рівня призводить, як правило, до зниження темпів росту особин і темпу росту популяції в цілому. Так, при S - подібному рості популяції 3тя і 4та фази росту є прикладами негативного зворотного зв’язку; він лежить також в основі регуляції ферментативної активності, різноманітних фізіологічних процесів тощо. Так, бурхливий розвиток фітопланктону та, відповідно, зростання його щільності призводить Система Зворотній зв’язок Вхідні параметри Вихідні параметри 120 до зменшення проникності світла, внаслідок чого сповільнюється подальший його розвиток. Внесення в ґрунт азотних добрив значною мірою інгібує активність азотфіксаторів. 6.1. Принцип Ле Шательє–Брауна Згідно з принципом Ле Шательє–Брауна будь-яке відхилення параметрів системи від рівноважного їх стану запускає механізми, які прагнуть повернути стан системи до вихідного. На популяційному рівні вкрай важливий механізм регуляції розмірної структури ґрунтується на виділенні гідробіонтами видоспецифічних екзометаболітів – речовин, що істотно впливають на темп росту представників свого виду і майже на впливають на особин іншого виду. Це явище детально досліджене на молоді риб, личинках амфібій тощо. В усіх випадках при певній концентрації організмів спостерігається максимальний темп росту, причому значно вищий, ніж при меншій концентрації організмів (типовий позитивний зворотній зв’язок!) Подальше зростання щільності особин призводить до значної диференціації в розмірах та темпові росту: група особин, що виділяються крупними розмірами, має значно вищий темп росту, ніж більшість особин. Причому, якщо цих дебелих представників вилучити, то їх місце тут же займуть інші особини з числа дрібних. Але якщо дрібні і крупні просторово розмежовані (сидять в різних акваріумах, але вода циркулює між ними, то різниця в рості та його темпах зберігається) – тут ми маємо, з одного боку, негативний зворотній зв’язок (бо в цілому темп росту значно сповільнюється), а з іншого – “спробу” популяції шляхом диференціації свого розмірного складу уникнути гострої конкуренції за трофічні ресурси (аж до канібалізму з боку крупних особин). Досить цікавими є механізми регуляції метаболічних процесів у пойкілотермних тварин. Вважається, що “холоднокровні” тварини мають температуру тіла тотожну температурі зовнішнього середовища. Частково це так, хоч добре відомо, що у комах в польоті температура тіла значно вища від температури повітря. Окрім того, багато які пойкілотермні істоти в різний час доби, в залежності від свого фізіологічного стану, обирають певні ділянки з тією чи іншою температурою. Так, рептилії полюбляють погрітися на сонечку. Але значно менше відомо, що риби також здатні суттєво змінювати рівень свого метаболізму, вибираючи певні горизонти води з різною температурою. Так, молодь бабця Cottus extensus першого року життя з озера Бір (США) живиться виключно в придонних шарах, де температура води складає 4–50С, остракодами і придонними веслоногими ракоподібними (циклопами). Але з настанням сутінок молодь переміщується в шари води з температурою 13–160С, де і тримається до світанку. Перебуваючи в шарах води з температурою на 9-110С вищою, ніж у місцях живлення, молодь таким чином підвищує рівень свого метаболізму (а відповідно живлення і росту) втричі (Wurtsbaugh, Neverman, 1988). 121 Прагнення до більш теплих ділянок після споживання їжі притаманне багатьом рептиліям, амфібіям, рибам тощо, що сприяє активації процесів травлення і пришвидшує метаболічні процеси в цілому. З іншого боку, для риб показано значення переміщення в більш холодні горизонти води для більш економного використання наявних кормових ресурсів (шляхом зниження рівня метаболізму в умовах більш низьких температур). Дослідження термопреферендумів у ляща Abramis brama показало, що рівень кінцевого термопреферендуму молоді ляща при голодуванні знижується на 13–160С у порівнянні з контролем (у ситих особин) і складає 13– 150С. Внесення корму, не залежно від пори року, призводить до вибору молоддю ляща літніх температур (260С і вище), які, вочевидь, є оптимальними для життєдіяльності та відповідають їх еколого-фізіологічному статусу. При цьому слід відзначити, що реакції вибору зони оптимуму (чи кінцевого термопреферендуму) проявляється однаково і у ситих особин, і на початкових стадіях голодування. Лише після 7–9 добового голодування виявляється тенденція до вибору голодуючими особинами більш холодних ділянок температурного градієнта. Фізіологічний стан риб, зокрема високий чи низький рівень ситості, істотно впливає на характер і динаміку реакції. Якщо на початку експерименту як ситі, так і голодні риби (коефіцієнт вгодованості за Фультоном 1,56) обирали зони кінцевого термопреферендуму на рівні 29300С, то після 43-х добового голодування і відновлення годування молоді (коефіцієнт вгодованості за Фультоном 1,15) відповідний рівень був на 40С нижчим. Інтервал же обраних температур у ситих особин був вужчим, а у голодних розширювався в 2-3 рази, що можна тлумачити як пошук їжі навіть в несприятливих температурних умовах (Базаров, Голованов, 2000). Розглянемо деякі аспекти методу, який наразі щонайширше застосовується для визначення продукції найрізноманітніших екосистем – склянковий метод визначення продукції, який відомий також як метод світлих і темних склянок. Цей метод полягає в наступному. У водоймі з певної глибини беруть проби води, визначають в них вміст кисню і заливають нею дві ємності – одну прозору, іншу – непрозору (склянку або обгортають чорною тканиною чи алюмінієвою фольгою, або ж просто заздалегідь фарбують зовнішні стінки чорною фарбою). Після цього склянки розташовують (підвішують) на тій же глибині, з якої були взяті проби води. Через 24 години світлі й темні склянки виймають і визначають в них вміст кисню (за методом Вінклера або потенціометрично). У світлій склянці відбуваються процеси фотосинтезу і дихання, а у темній – лише дихання. Подальші розрахунки зводяться до такого. Величину чистої продукції (Pч) визначають за різницею між вмістом кисню в світлій склянці після 24 годин експозиції і на початку експозиції. Величину дихання (R) визначають як різницю між вмістом кисню на початку і в кінці експозиції у темній склянці. Нарешті, величина валової продукції (Рв) буде сумою чистої продукції та дихання, тобто: Рв = Рч + R. 128 Знання фенологічних закономірностей має виключно важливе значення, зокрема, для прогнозування різноманітних сезонних явищ і процесів. Так, багаторічні дослідження міграцій птахів на території України дозволили встановити їх загальні закономірності та ефективно використовувати їх при прогнозуванні орнітологічної ситуації (праці орнітологів Київського національного університету імені Тараса Шевченка). 6.5. Трансформації екосистем Трансформацією зазвичай називають зміни екосистем під впливом потужного зовнішнього чинника – антропогенного чи природного. Тому це, здебільшого, деградаційні зміни, що супроводжуються руйнацією екосистем, розбалансуванням внутрішньосистемних процесів, зниженням видового різноманіття та спрощенням інформаційної структури, розкорельованістю речовинно-енергетичних процесів тощо. Типовими взірцями трансформованих екосистем є урбанізовані території. Водночас варто підкреслити, що наразі переважна більшість екосистем є істотно антропогенно трансформованими системами. Розглянемо трансформацію екосистеми на прикладі Азовського моря, яке завжди вважалося одним з найбільш продуктивних (у тому числі рибопродуктивних) у світі. В 1930–60 рр. вилов риби в ньому досягав 85 кг/га на рік, головним чином за рахунок тюльки, судака, ляща та хамси. Максимальна глибина Азовського моря 14,4 м, солоність близько 10,5‰. Останніми десятиліттями Азовське море опинилося під потужним антропогенним впливом, пов’язаним із зарегулюванням стоку Дону і Кубані, що знайшло своє відображення на водному режимі моря, зростанні об’єму стічних вод промислового і сільськогосподарського походження, нтенсифікації судноплавства тощо. Це істотно підірвало запаси бентосу і риб-бентофагів. Цьому сприяли і геологорозвідувальні роботи з пошуку нафти і газу, звалювання в море забруднених ґрунтів із акваторій портів і судноплавних каналів (дампінг) тощо. У період інтенсивної хімізації сільського господарства на півдні Росії і в Україні (друга половина 60-х – 80-ті роки), зі стоком Дону і Кубані зросло надходження добрив і пестицидів у море. Внаслідок цього відбулася евтрофікація і обумовлене нею “цвітіння” води, а також накопичення залишків пестицидів в трофічних ланцюгах і акумуляція їх в тілі риб, особливо хижаків. Тяжко вдарило по рибним запасам розорювання заплавних луків – нерестовищ риб і засмоктування великої кількості мальків у різноманітні водозабірні споруди. І все ж таки, навіть за цих несприятливих умов екосистема Азовського моря виявилася досить стійкою, а загальний вилов риби досягав 250 тис. т/рік, або в середньому 66 кг/га – переважно за рахунок дрібних пелагічних видів – хамси і тюльки. Антропогенний прес на пелагіаль виявився меншим, ніж на бенталь і планктон Азовського моря продовжував розвиватись досить інтенсивно. 129 У 1990-ті роки, у зв’язку з економічною кризою та спадом виробництва масштаб антропогенного навантаження на море знизився, токсикогенний стік з полів втратив своє колишнє значення і можна було сподіватися, що рибопродуктивність Азовського моря почне зростати. Проте відбулося несподіване: в Азовське море з Чорного, разом з водними масами відбулося вторгнення занесеного з Атлантичного океану реброплава мнеміопсис (Mnemiopsis leidyi A. Agassiz), який знайшов тут багаті кормові ресурси у вигляді зоопланктону, а також іхтіопланктону. За короткий термін кормова база пелагічних риб виявилася підірваною, промислові запаси впали до критичного рівня. Рибна промисловість Росії і України в цьому регіоні зазнала величезних, небачених раніше збитків. У Чорному морі поодинокі екземпляри цього виду реброплава були помічені ще в 1982 році, проте вже наприкінці 80-х його загальна біомаса в морі досягла одного мільярда тон. Із Чорного моря мнеміопсис, завдяки системі течій, розселився в сусідні моря – Азовське, Мармурове, Егейське та Середземне. Слідом за мнеміопсисом в Азовське море вселився і гребінець Beroe ovata, який є антагоністом мнеміопсиса, і він вже розпочав обмежувати його чисельність. Загалом збитки, завдані мнеміопсисом рибному промислу оцінюються в 43 млн. доларів США щорічно. Вченими обґрунтовано метод регуляції щільності мнеміопсиса шляхом вселення його вида-антагоніста – Beroe ovata. Таким чином, усі типи динаміки екосистем можна поділити на дві групи: циклічні – флуктуації, і нециклічні – сукцесії та трансформації. При цьому слід відзначити, що нециклічні зміни екосистем можуть бути як зворотними, так і незворотними. Найчастіше до незворотних змін екосистем можна віднести їх трансформацію, головним чином, антропогенну. Але і трансформації часто бувають зворотними, і з припиненням пресу чинника, що спричинив трансформацію тієї чи іншої екосистеми, її стан часто повертається до вихідного. Це стосується і сукцесій. Ціла низка факторів може зупинити сукцесію або навіть “відкинути” екосистему на якусь попередню стадію – “серію” її розвитку. Але і в цьому випадку сукцесія здебільшого продовжиться у тому ж таки напрямку. Саме спрямованість сукцесій лежить в основі можливості прогнозування стану різноманітних екосистем певної стадії серії. 6.6. Можливості впливу на екосистеми у бажаному людині напрямку. Основи екотехнології Переважна більшість спроб людини вплинути на екосистеми у бажаному напрямку, як відомо, закінчувалася нічим (крім величезних витрат на ці спроби). Це і програми «боротьби» з цвітінням водойм, і з заростанням каналів. Грандіозні за масштабами та безглуздістю зміни гідрологічного ре- 130 жиму рівнинних річок (зокрема, Дніпра) породили низку проблем, на «боротьбу» з якими було спрямовано зусилля величезної армії дослідників та колосальні матеріальні ресурси, проте результати виявилися невтішними. Проте у деяких випадках вдалося досягнути певних успіхів у розробці методології впливу на екосистеми у бажаному напрямку. Саме один з таких вдалих варіантів розглянуто нижче. З початку 80-х років у кількох країнах почав розроблятися напрямок, який дістав назву біоманіпуляції чи екотехнології. Суть його полягає в тому, що, впливаючи на верхні ланки трофічної мережі екосистем, вдається істотно змінити параметри екосистеми в цілому у бажаному для людини напрямку. Так, у водосховищі спостерігається бурхливий розвиток фітопланктону: прозорість невелика, вода має низьку якість для питного та господарського водопостачання. Як можна поліпшити ці параметри, тобто зменшити концентрацію фітопланктону, завислих у воді органо-мінеральних часток тощо? Виявляється, часто цю проблему можна вирішити шляхом вселення щук певного розміру чи інших хижаків, основу раціону яких складають зоопланктофаги. В свою чергу, зоопланктофаги, живлячись елективно (вибірково), в першу чергу виїдають крупних зоопланктерів (Гиляров, 1987) (бо це найбільш доцільно з енергетичної точки зору), які, як відомо, найефективніше відфільтровують фітопланктон і сприяють осадженню завислих у воді часток. Перші дослідження, які показали вирішальну роль пресу риб на структуру планктону, були проведені в Чехословаччині в 60-х роках під керівництвом Грбачека. З’ясувалося, що за високої щільності риб зоопланктон представлений лише дрібними формами, а за низької – значно крупнішими (за високої щільності рибного населення зоопланктон був представлений Bosmina longirostris – середня довжина тіла 0,33-0,38 мм а Daphnia cucculata 0,68-078 мм; а за низької щільності риб – головним чином Daphnia pulicaria –2,0-2,3 мм і Daphnia longispina –1,4-1,8 мм). Причому загальна біомаса зоопланктону в середньому була досить постійною в обох випадках. Послаблення пресу зоопланктофагів неминуче призводить до змін у структурі всього угруповання, яке знаходить свій прояв як у зростанні загальних індивідуальних розмірів зоопланктону, так і у зростанні щільності його популяцій. Збільшення розмірів зоопланктерів призводить, з одного боку, до більш ефективної фільтрації, а з іншого – у крупніших особин того ж виду відносна швидкість метаболічних процесів нижча. Це зумовлює зменшення інтенсивності екскреторних процесів зоопланктону. А як відомо, значну частку біогенних речовин фітопланктон отримує саме від зоопланктону, який екскретує їх у процесі метаболізму. Таким чином, фітопланктон отримує значно менше біогенів. Крім того, крупніші форми зоопланктону у порівнянні з дрібнішими особинами того ж виду здійснюють більш істотні вертикальні міграції (і більшу частину доби проводять в шарі гіполімніону, де їхні продукти метаболізму практично недоступні для фітоплактону). Тут ми згадали лише деякі взаємовідносини у водній екосистемі, які тісно 131 пов’язані між собою і дозволяють людині, впливаючи на певні ланки цієї складної мережі, отримувати бажаний ефект. Прозорість води після вселення хижаків зростала в кілька разів, а концентрація завислих часток значно знижувалася вже через кілька тижнів після вселення хижаків відповідного розміру. Таким чином, знання механізмів функціонування конкретних екосистем дозволяє, використовуючи всю доступну впливу людини систему зворотніх зв’язків між окремими її елементами та процесами, змінювати стан екосистеми в цілому в бажаному напрямку шляхом впливу на ключові ланки, що істотно знижує витрати на вжиття оптимізаційних заходів. 6.7. Теорія катастроф Для розуміння процесів і явищ, що мають місце в екосистемах, вирішення багатьох проблем сучасної екології – стійкості екосистем, їхньої ємності, шляхів розвитку і темпів антропогенної трансформації, переходу екосистеми до якісно нового стану та оцінки можливостей відновлення порушених екосистем чи повернення їхнього стану до вихідного – конче необхідно познайомитися з базовими засадами теорії катастроф. Теорія катастроф – філософсько-математична концепція, що описує закономірності раптового переходу складних систем від одного стійкого стану до іншого. Вважають, що теорія катастроф може бути застосована для аналізу будьяких екстремальних явищ у живій і неживій парироді, техніці, суспільному житті. Відомі успішні спроби використання теорії катастроф для описування та аналізу різних процесів: закипання та замерзання рідини, руйнування інженерних споруд під впливом навантаження, деградації екосистем під дією зовнішніх чинників, виникнення й занепаду тоталітарних режимів тощо. Будь-яке зовнішнє навантаження на сталу систему (наприклад, техногенне), призводить до певних змін у її стані. З підвищенням навантаження всередині системи накопичуються зміни, нехарактерні для стійкого стану. Це відбувається до того часу, поки параметри стану не досягнуть значень, за яких система під дією вже внутрішніх факторів починає якісно змінюватися, переходячи в інший стійкий стан. Такі значення параметрів, за яких змінюється типологія системи, називається критичними точками, або точками розгалуження. З досягненням критичної точки у системі з’являються два (або більше) варіанти подальшої еволюції – повернення до стійкого вихідного стану, що відбувається при ослабленні навантаження, або самостійний перехід до нового стійкого стану навіть за незначного посилення навантаження. Класичним об’єктом для використання положень теорії катастроф є процес прискореної евтрофікації природних водойм під дією промислових або сільськогосподарських стоків. Поки кількість нітратів, фосфатів, органічних сполук та інших біогенних компонентів, що потрапляють до водойми, незначна, внутрішні захисні механізми біологічного і небіологічного характеру здатні протистояти такому впливу, хоч кількісний і якісний склад 132 біоти у водоймі зазнає деяких змін. Ці зміни зазвичай мають характер деволюції, тобто відбувається пригнічення вищих форм флори і фауни та розвиток нижчих. Вони є зворотними і повністю зникають при припиненні забруднень. Якщо обсяг стоків дуже великий, зміни, що відбуваються у водоймі, досягають критичної точки. Поширення нижчих організмів, насамперед синьозелених водоростей, досягає такого значення, що зворотний перехід до стійкого вихідного стану стає неможливим. У зв’язку з розвитком синьозелених водоростей знижується концентрація кисню у воді, погіршуються умови існування вищих форм, можуть розвиватися процеси заболочування водойми. Теорія катастроф дає змогу класифікувати реальний перехідний процес і формалізувати його для визначення характеристик точок розгалуження і встановлення межі стійкого розвитку об’єкта. Можливими об’єктами для використання теорії катастроф у екології є також процеси опустелювання, виникнення парникового ефекту, деградація екосистем мегаполісів та інші. Контрольні запитання до розділу 1. Які виділяють типи різноманіття ? 2. Опишіть інформаційну структуру будь-якої екосистеми. 3. В чому суть правила Дарлінгтона? 4. Які типи структур притаманні екосистемі? 5. В чому полягає відмінність колообігів газоподібних речовин від осадового циклу? 6. Порівняйте колообіг азоту з колообігом фосфору. 7. Які типи екосистем можна виділити за характером їх енергетичної структури? 8. На чому базуються методологічні прийоми екотехнології? 9. Які типи зворотнього зв’язку мають більше значення для регуляції екосистемних процесів? 10. Як змінюється швидкість продукції з часом при використанні склянкового методу? 11. В чому полягає принцип Ле Шательє–Брауна? 12. Що лежить в основі регуляції будь-яких процесів? 13. Які виділяють основні типи динаміки екосистем? 14. В чому полягає суть теорії катастроф та яке вона має значення в екології? 133 РОЗДІЛ 7 ЗАБРУДНЕННЯ ЕКОСИСТЕМ Сучасні екосистеми знаходяться в умовах значного антропогенного навантаження. Це знаходить свій прояв як у зміні фізико-хімічних умов звичайних екофакторів (термального режиму, зміни швидкості течії у зв’язку з зарегулюванням річкового стоку, зміни турбулентності тощо), так і у забрудненні (З) середовища різними забруднюючими речовинами. Згідно з визначенням, даним у словнику з екології та охорони природи (Мусієнко, Серебряков, Брайон, 2002), забруднення – 1) привнесення або утворення у середовищі звичайно не характерних для нього фізичних, хімічних, інформаційних чи біологічних агентів; перевищення в досліджуваний період часу природного середньобагаторічного рівня (у межах його граничних коливань) концентрації перелічених агентів у середовищі, що нерідко призводить до негативних наслідків; 2) збільшення концентрації фізичних, хімічних, інформаційних та біологічних агентів понад кількості, яка спостерігалася нещодавно (наприклад, покаламутніння річкової води після дощу). В найзагальнішому вигляді забруднення – це все те, що не в тому місці, не в той час і не в тій кількості виявляється у природі і порушує в її системах рівновагу, відхиляється від звичайних та звичних для людини норм. Забруднення може викликатися будь-яким агентом, у т.ч. й “найчистішим” (наприклад, зайва відносно природної норми вода в екосистемі суходолу – забрудник) У кібернетичному тлумаченні З. – це постійний чи змінний шум, що збільшує ентропію системи. Забруднення може зумовлюватись природними причинами (З. природне) і під впливом діяльності людини – З. антропогенне (про останнє звичайно йдеться в разі обговорення проблем З.). Рівень забрудненнян оцінюється ГДК (гранично допустимими концентраціями), ГДВ (гранично допустимі викиди) та іншими Нормативними показниками. Виходячи з відомої тези Парацельса «Ніщо не позбавлено отруйності», (Paracelsus, він же Філіпп Теофаст Бомбаст фон Гогенгейм, 1493– 1541, – лікар і основоположник ятрохімії – напрямку в медицині, який розглядає всі хвороби як результат порушення хімічної рівноваги), варто завжди мати на увазі, що одні й ті самі речовини, конче необхідні в мікрокількостях, спричинюють отруєння за відносно невисокого їх вмісту. Так, багато які мікроелементи, абсолютно необхідні для життя, є типовими токсикантами за певної їх концентрації. Та й саме поняття «токсикант» зазвичай використовується у широкому і вузькому сенсах. У широкому розумінні токсикант – речовина, яка за певної концентрації (чи дози) спричинює токсичний ефект (ефект отруєння). Оскільки розбіжності у тлумаченні різних термінів, які стосуються проблеми забруднення довкілля і оцінки стану екосистем досить істотні, доцільно навести загальноприйняті у Європейському Союзі основні терміни та їх визначення згідно Водної рамкової директиви ЄС 200/60/ЕС. Після 5річного процесу реструктуризації європейської водної політики була 134 прийнята нова Директива 2000/60/ЕС Європейського Парламенту та Ради від 23 жовтня 2000 року, яка встановлює рамки дії Співтовариства у сфері водної політики. Вона стала керівним документом для встановлення цілей охорони води в цьому столітті. Водна Рамкова Директива передбачає: – Комплексний підхід до захисту усіх вод – річок, озер, прибережних і підземних вод; – Досягнення «доброго» стану для всіх вод до 2015 року (цілеспрямований менеджмент); – Управління водними ресурсами за басейновим принципом; – Посилення транскордонного співробітництва прибережних країн (один річковий басейн – єдиний план управління); – Ефективне використання водних ресурсів за принципом «забруднювач платить»; – Широкомасштабне залучення громадян, зацікавлених сторін, НГО; – Удосконалення законодавства. Водна Рамкова Директива надає країнам-членам Європейського союзу та країнам, що мають на меті приєднання до нього нові масштабні можливості співпраці у сфері покращення екологічного стану річок і озер. Це відповідає цілям міжнародної співпраці у рамках процесу «Довкілля для Європи» та «Екологічній програмі для Центральної і Східної Європи». 7.1. Основні терміни Забруднення – пряме або непряме внесення в результаті діяльності людини речовин або тепла в повітря, воду або землю, що може бути небезпечним для здоров’я людини або якості водних екосистем чи то для безпосередньо залежних від них наземних екосистем, що в результаті призводить до псування матеріальних цінностей або до погіршення чи ушкодження корисних властивостей довкілля та можливості законного користування довкіллям; Небезпечні речовини – речовини або групи речовин, що є токсичними, стійкими і здатними до біоакумуляції, та інші речовини, або групи речовин, які викликають еквівалентний рівень стурбованості; Речовина-забрудник – будь-яка речовина, яка може спричинити забруднення, особливо ті, що перелічені в Додатку VIII ВРД (водної рамкової директиви); Екологічний стандарт якості – концентрація окремої речовини-забрудника або групи речовин у воді, осаді або біоті, яку не можна перевищувати для того, щоб захистити здоров’я людини та довкілля; Коефіцієнт екологічної якості – коефіцієнт, що виражає співвідношення між виміряними значеннями біологічних параметрів та референційними значеннями обраного поверхневого водного об’єкта. Коефіцієнт виражається числовою величиною від нуля до одиниці, відмінний екологічний стан відповідає значенням, близьким до одиниці, а поганий екологічний стан –значенням, близьким до нуля; 135 Референційні умови – стан будь-якого водного об’єкта (у даний час або в минулому), за якого відсутні (спостерігаються в незначному обсязі) зміни величин гідроморфологічних, фізико-хімічних та біологічних складових якості, які могли б існувати за відсутності антропогенного втручання. Референційні умови слід представляти як величини складових екологічної якості для розрахунку коефіцієнтів екологічної якості та подальшої класифікації екологічного стану; Стан поверхневих вод – загальний вираз щодо стану поверхневого водного об’єкта, який визначається найгіршими показниками його екологічного та хімічного станів; Екологічний стан – вираження якості структури і функціонування водних екосистем, пов’язаних з поверхневими водами, відповідно до класифікації, наведеної в Додатку V ВРД; Критичне навантаження – кількісна оцінка впливу однієї або декількох речовин-забрудників, нижче від якої не відбувається значних шкідливих впливів на елементи довкілля; Погіршення якості – погіршення якісних параметрів одного або більше елементів певної системи. З позицій системного підходу забруднення – поява чи перевищення значень будь-якого чинника (речовинного, енергетичного, інформаційного), що призводить до зниження функції благополуччя системи. У низці випадків забруднення – поява нехарактерних (генетично чужерідних) компонентів чи непритаманної їх концентрації, що істотно порушує природний плин процесів та призводить до зниження функції благополуччя системи. За типами забруднень розрізняють механічне, фізичне, хімічне, біологічне та інформаційне забруднення. Проблема взаємовідносин організм-середовище вирішувалась біологами з давніх часів. Дія природних факторів на організми розглядається всіма еволюціоністами і екологами. В наш час проблема забруднення екосистем є глобальною і чимдалі все більше привертає увагу не лише практиків (спеціалістів з охорони природи), але і теоретиків, оскільки подальша еволюція життя на Землі буде здійснюватись при значному впливі різних токсикантів на всі сторони життєвого процесу. Хімічне забруднення середовища життя виступає вже як новий фактор еволюційного процесу життя на Землі (Строганов, 1983). 7.2. Забруднення біосфери Забруднення істотно позначилось як на атмосфері, літосфері, так і на гідросфері. Будь-яке забруднення врешті-решт потрапляє до водойм, спричинюючи через гідрологічний цикл забруднення всього довкілля. Водні екосистеми накопичуючи забруднення з усього водозбірного басейну, виявляються найбільш уразливими. З іншого боку, їх індикація може 136 дати цінну інформацію про ступінь забруднення всього водозбірного басейну. Із забруднюючих речовин найбільше значення для екосистем мають нафта і нафтопродукти, пестициди, солі важких металів, детергенти, антисептики і радіонукліди. 7.2.1. Нафта і нафтопродукти Нафта і нафтопродукти потрапляють до водойм при транспортуванні рідкого палива, при ушкодженнях нафтопроводів, підводних бурових роботах, в результаті скидання стоків нафтопереробних підприємств, змивання нафтопродуктів з суходолу тощо. Середній вміст нафти в пелагіалі Світового океану досягає 10–20 мкг/л. Забруднення нафтопродуктами континентальних водойм значно вище. Утворюючи на поверхні води плівку, нафта порушує газообмін води з атмосферою, внаслідок чого виникають заморні явища. Розчинні у воді фракції гостро токсичні для переважної більшості водних організмів. При значному рівні забруднення життя майже відсутнє, натомість значного розвитку досягають нафтоокислюючі бактерії. Вже за концентрацій нафтопродуктів 10–3 – 10–6 мг/л сповільнюється чи припиняється поділ клітин фітопланктону. Нижчі ракоподібні починають гинути за концентрації нафтопродуктів 10–6 мг/л. 7.2.2. Радіоактивне забруднення У межах території Центральної України розміщена значна кількість техногенних об’єктів радіаційної небезпеки (НВО “Схід ГЗК”, уранові шахти, хвостосховища з відходами збагачення уранових руд тощо). Але головним фактором потенційної небезпеки для здоров’я населення регіону є велика кількість радіоактивних елементів в гірських породах літосфери. У геоструктурному відношенні ця територія є Кіровоградським блоком Українського кристалічного щита, породи якого мають максимальні для території України концентрації радіоактивних елементів. Тут зосереджені всі найбільші родовища урану, які приурочені до вузлів розломних зон. У геологічному середовищі постійно відбуваються процеси розпаду урану і торію з утворенням радіоактивних газів радону-222 та радону-220. Проведені протягом 90-х років обстеження території Кіровоградської області виявили значну загазованість радоном багатьох приміщень. Найбільші концентрації спостерігаються в погрібах та підвалах (до 10000–50000 Бк/м3), а також у герметизованих житлових приміщеннях, що мають зв’язок з підвалами, ґрунтом, підґрунтям (до 400–500 Бк/м3) в межах міст Кіровограда та Знам’янки, сіл Зелене, Калинівка, Мар’ївка тощо). Зафіксовані перевищення санітарних норм для житлових приміщень в 5-10 разів (Вовк, 2002). 137 7.2.3. Пестициди Пестициди – (від лат. pestis – зараза і caedo – вбиваю) – хімічні речовини, які використовують для боротьби зі шкідливими організмами. Часто як синоніми використовують терміни отрутохімікати і більш вузьке поняття хімічні засоби захисту рослин (ХЗЗР). За впливом на певні групи організмів розрізняють: гербіциди – знищують сміттєву рослинність; дефоліанти – пришвидшують опадання листя; інсектициди – знищують комах; фунгіциди – знищують грибів; зооциди – знищують теплокровних тварин; іхтіоциди – знищують риб; нематоциди – знищують круглих червів (нематод) тощо. Більша частина пестицидів – це отрути, що знищують організми-мішені, проте до них належать також стерилізатори (речовини, що викликають безплідність) та інгібітори росту. У світовій практиці використовується близько 700 індивідуальних хімічних речовин, з яких виготовляють кілька тисяч препаратів. Широке поширення отримали не більше 200 пестицидів. Застосування пестицидів – потужній напрямок розвитку, вибраний цивілізацією 20-го століття. Можна виокремити три головні причини широкого поширення пестицидів. Перша – прагнення підвищити продуктивність праці в сільському господарстві. Друга – психологічний фактор, який можна назвати «силовим символізмом». Пестициди можна безпосередньо спрямувати на «ворога» і перемогти його. Третя, головна причина – зацікавленість хімічних компаній, які виробляють пестициди, в отриманні все більших прибутків (Федоров, Яблоков, 1999). Пестициди застосовують, головним чином, у сільському господарстві. Хоч їх використовують також для захисту продовольчих запасів, деревини та інших природних продуктів. У багатьох країнах за допомогою пестицидів проводять хімічну боротьбу зі шкідниками лісів, переносниками захворювань людини і домашніх тварин (зокрема, з малярійним комарем). Пестициди розрізняються за своєю специфічністю, тобто за діапазоном організмів, які вони уражають. ДДТ (дихлордифенілтрихлорметилетан), наприклад, має широкий спектр дії, знищуючи багато видів тварин. У пилимікарбу спектр дії набагато вужчий – він діє на тлю і двокрилих, але не впливає на жуків і багатьох інших комах. Діалон знищує однодольні рослини, майже не впливаючи на дводольні. Застосування пестицидів широкого спектру дії небезпечне, оскільки знищує безліч різних видів, порушуючи численні взаємозв’язки в екосистемі. Відомий приклад такого роду – використання ДДТ для боротьби з гусінню. Пестицидне отруєння шкідливо впливає на багатьох хижаків, зокрема, птахів. Наприклад, сокіл-сапсан повністю зник на сході США внаслідок за- 144 7.3. Можливості адаптації організмів до токсикантів Показано, що процеси пристосування організму до токсиканта досить різноманітні. Всі вони направлені на збереження життя особини. Різноманітні реакції особини на екстремальний вплив має пристосувальне значення. Процеси пристосування знаходять свій прояв у змінах біохімічних, біофізичних, фізіологічних, поведінкових та інших показників. Можливості індивідуальної (фізіологічної) пристосованості обмежені границями, спадково закріпленими. Кожна особина має свої можливості до пристосування. В системі взаємодій гідробіонта з токсикантами пристосованість організму досягається на основі генетичної норми реакцій, і кожний організм в умовах незначних змін середовища переходить від однієї пристосованості до іншої через ланцюги процесів пристосованості. З’ясування механізмів, що забезпечують пристосованість особини і популяції до змін середовища (наприклад, поява властивостей токсичності), вимагає використання різних методів вивчення. Різноякісність особин в популяції забезпечує їй більш широкі можливості пристосовуватись, ніж можливості кожної окремої особини в популяції. Розширення ефективності пристосовуваності популяцій здійснюється за рахунок елімінації найбільш чутливих до даного токсиканту особин (Строганов, 1983). Токсиканти в значно нижчих концентраціях, ніж неотруйні речовини, можуть викликати реакції водних організмів всіх категорій: 1 – забезпечення обміну; 2 – стимуляція; 3 – адаптивної реакції фізіологічних процесів; 4 – захисній реакції особини; 5 – пригнічення; 6 – загибель. Але межі концентрацій, в яких можуть проявлятися ці реакції, дуже вузькі, а деякі повністю випадають (Карпевич, 1983). Головний шлях пристосування тварин до токсикантів – це відбір або здійснення генетичної адаптації. На рибках гупі Poecilia reticulata проведено досліди по відбору за токсикорезистентністю, які показали, що саме цим шляхом риби набувають пристосованості до токсикантів (Флеров, 1983). Вже перше покоління було в 5 разів стійкішим до фенолу, ніж вихідне. За три покоління резистентність зросла в 6,5 разів. Роль відбору в набутті стійкості підтверджена в експериментах із поліхлорпіненом. Стійкість особин першого покоління, одержаного від риб, що вижили в розчині поліхлорпінена, була в 2,5 разів вище вихідної. Інші варіанти експериментів показали, що набута стійкість має неспецифічний характер. Риби, резистентні внаслідок відбору до поліхлорпінену, ставали одночасно стійкими до фенолу, і навпаки (Флеров, 1971). Працями американських вчених показано, що гамбузії з деяких зрошувальних систем дельти Міссісіпі за своєю резистентністю до хлорорганічних пестицидів на три порядки перевищували звичайних риб (Wells, Yarbrough, 1973). У стійких до пестицидів гамбузій мембрани клітин зв'язують мічений С-14 ендрин сильніше, ніж у чутливих. Таким чином, формування адаптаційних механізмів до підвищеного вмісту токсикантів у зовнішньому середовищі можливе, головним чином, шляхом відбору в низці поколінь за токсикорезистентністю. 145 7.4. Вплив військових дій на довкілля Донбасу Стан довкілля Донбасу – найбільш техногенно навантаженого регіону України та Європи – ще до початку військового конфлікту викликав серйозне занепокоєння, а в умовах військових дій екологічна ситуація, що склалася на сході, може стати катастрофічною. Критичною на сьогодні залишається проблема забруднення поверхневих та підземних вод. Через непоодинокі порушення роботи систем водопостачання і водовідведення відбуваються аварійні скиди забруднюючих речовин у водні об’єкти. Особливу загрозу в цьому контексті становлять підтоплення шахт, що використовувалися як сховища відходів. Унаслідок впливу, що його чинять військова техніка, вибухи та згорання боєприпасів, значного забруднення зазнають ґрунти, що потребуватимуть рекультивації та відновлення. Лісові пожежі та незаконні рубки у регіоні спричиняють втрату лісових масивів та лісозахисних насаджень, завдається шкода об’єктам природно-заповідного фонду, порушується баланс екосистем. Військові дії посилили проблему поводження з відходами, особливо в населених пунктах уздовж лінії зіткнення. Крім безпосереднього впливу бойових дій на всі складові довкілля, занепокоєння викликають труднощі роботи природоохоронної системи. Внаслідок конфлікту порушено функціонування системи моніторингу, припинено роботу частини постів спостереження, втрачено архівні дані, обладнання та документацію. Брак інформації, обмеженість достовірних даних, несистематичні спостереження та відсутність доступу до екологічної інформації на непідконтрольних територіях перешкоджають прийняттю оперативних та розважливих управлінських рішень, що у кризових умовах є визначальним. З метою збору інформації щодо впливу військових дій на довкілля, її систематизації та аналізу, а також надання підтримки у проведенні оцінки екологічних ризиків та підготовки рекомендацій для відновлення довкілля на сході, Міністерство екології та природних ресурсів України звернулося по допомогу до Координатора проектів ОБСЄ в Україні. Спільно нам вдалося зробити перші кроки у проведенні такої роботи та визначити конкретні першочергові заходи. Ця публікація є результатом зусиль фахівців з різних сфер, які зробили спробу комплексно розглянути нестандартну екологічну ситуацію індустріального Донбасу в умовах конфлікту. Міністерство екології та природних ресурсів України вдячне Координатору проектів ОБСЄ в Україні за проведену роботу. Ми зацікавлені у співпраці з міжнародною спільнотою в питаннях аналізу стану навколишнього природного середовища, оцінки та мінімізації екологічних наслідків військового конфлікту на сході України, а у перспективі – у відновленні та оздоровленні довкілля мирного Донбасу. 146 Військовий конфлікт на сході України призвів до цілого ряду небезпечних впливів на ґрунти та ландшафти, поверхневі і підземні води, рослинність і тваринний світ, бойові дії значно збільшили ризики виникнення аварійних ситуацій на промислових підприємствах та інфраструктурних об’єктах. Основна небезпека в умовах конфлікту пов’язана з можливістю забруднення навколишнього середовища через аварії, та серйозні порушення роботи на промислових та інших підприємствах регіону. До початку конфлікту в Донецькій і Луганській областях розташовувалося близько 4,500 потенційно небезпечних промислових об’єктів. З 2014 по 2017 на підприємствах регіону зафіксовано понад 500 випадків порушень штатної діяльності та аварійних ситуацій, частина яких пов’язана з потенційною небезпекою для населення і навколишнього середовища. Серед багатьох промислових підприємств, які зазнали пошкоджень в результаті бойових дій, опинилися і найбільш екологічно небезпечні виробництва: Ясинівський, Авдіївський і Єнакіївський коксохімічні заводи, Єнакіївський, Макіївський та Донецький металургійні заводи, Торецький феросплавний завод, Алчевський металургійний комбінат, Лисичанський нафтопереробний завод, Донецький казенний завод хімічних виробів, сєвєродонецький завод «Азот» та горлівський «Стирол», Слов’янська, Луганська, Вуглегірська та Міронівська теплові електростанції тощо. В ході конфлікту неодноразово були зафіксовані випадки пошкодження інфраструктури та відключення від електропостачання вугледобувних підприємств, що призводило до зупинок систем водовідведення шахтних вод та в ряді випадків призвело до повного затоплення шахт. На сьогодні водовідлив не працює практично на всій території від м. Горлівка до м. Єнакієве, в районі Первомайська, частково – в містах Донецьк, Макіївка, Шахтарськ, Торецьк. 36 шахт регіону підтоплюються або вже повністю затоплені і не підлягають подальшій експлуатації. Частина пошкоджених та зупинених шахт на Донбасі було незаконно демонтовано. Особливу загрозу становить підтоплення шахт, які використовувались як сховища відходів, наприклад, шахт «Олександр-Захід» та «Вуглегірська». Радіаційне забруднення підземних вод може спричинити підтоплення шахти «Юний комунар», де в 1979 р. було здійснено підземний ядерний вибух. Неминучим наслідком масштабного затоплення шахт стане підтоплення навколишніх територій і просідання поверхні, яке виведе з експлуатації будівлі, споруди і комунікації, включаючи підземні газопроводи, каналізаційні та водопровідні системи. Підтоплення шахт призводить до забруднення підземних та поверхневих вод залізом, хлоридами, сульфатами, іншими мінеральними солями і важкими металами. За час конфлікту відзначені неодноразові порушення роботи систем і об’єктів водопостачання та водовідведення, в тому числі такі, що супроводжувалися аварійними скидами забруднюючих речовин у водні об’єкти. Результати проведених досліджень показали підвищені концентрації азоту і фосфору в воді річок Сіверський Донець, Клебан-Бик, Кальміус і Кальчик, 147 що може інтерпретуватися як наслідок порушення роботи комунальних очисних споруд. Польові дослідження показали значне, в порівнянні з даними 2008 року, забруднення нерадіо-активним стронцієм і барієм донних відкладів Карлівського і Клебан-Бицького водосховищ; ці речовини використовуються у промисловості, в той же час, вони також відомі як стандартні складові сучасних боєприпасів. Cистематичне перевищення над фоновими концентрацій забруднюючих речовин в ґрунтах в місцях бойових дій в 1,1 – 1,3 рази було відзначено для ртуті, ванадію, кадмію, нерадіоактивного стронцію і гамма-випромінювання. Характерне максимальне перевищення за окремими показниками становило 1,2 – 2 рази від фонового та в окремих випадках досягало 7 – 17 раз. За даними інших організацій, перевищення над фоновим рівнем за деякими показниками становило 1,2 – 12 разів. Конфлікт ускладнив поводження з твердими побутовими відходами, особливо в населених пунктах уздовж лінії зіткнення. До традиційного побутового сміття додаються залишки військової техніки, будівель, споруд та елементів інфраструктури, утилізація яких вимагає додаткових потужностей і неможлива без попереднього розмінування території і очищення її від боєприпасів. Внаслідок проведення бойових маневрів або військових навчань, будівництва фортифікаційних споруд, вибухів та згорання боєприпасів, відбувається порушення поверхневого шару ґрунтів. Використання земель, пошкоджених унаслідок бойових дій, буде ускладнено необхідністю їх рекультивації, розмінування територій та знешкодження боєприпасів. Внаслідок лісових пожеж, механічних ушкоджень та незаконних вирубок, пов’язаних з триваючим на сході України конфліктом, втрачена велика частина лісових та лісозахисних насаджень. Це призведе до критичного зниження лісистості в Донецькій та Луганській областях та зниження полезахисних, ґрунтозахисних, водоохоронних та рекреаційних функцій лісів. Внаслідок конфлікту постраждало біля 60 об’єктів природно-заповідного 14 не проводиться екологічний моніторинг, є проблеми з матеріальнотехнічним забезпеченням і браком фахівців. Відзначається відсутність повноцінної взаємодії між природоохоронними і військовими органами. Водночас зростання природоохоронних витрат на контрольованих територіях дозволило почати поступове відновлення системи охорони навколишнього середовища. Конкретні дії в сфері відновлення системи моніторингу, водопостачання і водовідведення, поводження з відходами, охорони лісів і розвитку ПЗФ здійснюються обласними адміністраціями та заплановані в проекті Державної цільової програми реконструкції та розбудови миру в східних регіонах України МТОТ. Останні позитивні зміни, однак, поки що позбавлені системного підходу, орієнтованого на довгострокову перспективу та їх поєднання зі стратегічними напрямами загальнодержавної та міжнародної політики в галузі охорони навколишнього середовища та сталого розвитку. Ре- 148 комендації, підготовлені в рамках цього проекту, обговорювалися на «круглому столі» Координатора проектів ОБСЄ в Україні з органами державної влади 4 вересня 2017 року. В запропонованій редакції рекомендацій враховані надіслані зауваження і пропозиції, додаткові висновки аналізу екологічних проблем сходу України, отримані під час даного дослідження, а також рекомендації ряду інших процесів і публікацій, присвячених екологічним проблемам та перспективним напрямам відновлення довкілля сходу України. Рекомендації розподілені на чотири категорії. ВЧОРА – це дії, що є передумовою для вирішення екологічних задач: – Систематизація наявних даних про стан довкілля та джерел екологічної небезпеки в зоні конфлікту, розповсюдження цих даних та організація доступу для забезпечення ефективного прийняття рішень; – Інвентаризація прогалин в інформації про стан довкілля в зоні конфлікту; організація цільових досліджень для заповнення цих прогалин; – Організація безперешкодного доступу до іншої інформації про стан довкілля і природних ресурсів Донецької і Луганської областей. СЬОГОДНІ – це дії зі зниження рівня екологічних ризиків, реалізація яких необхідна в найближчому майбутньому: – Регулярне уточнення і оновлення інвентаризації об’єктів промисловості і комунального господарства, які вже стали джерелами серйозної екологічної небезпеки або можуть ними стати в результаті бойових дій; – Ухвалення першочергових заходів для зниження ризику від найбільш великих промислових і комунальних джерел екологічної небезпеки, включаючи підтримку достатніх сил і засобів реагування на надзвичайні ситуації на небезпечних ділянках. Реалізація політичних заходів для недопущення бойових дій в районах розташування джерел підвищеної екологічної небезпеки, міжнародного моніторингу ситуації, а також проведення стосовно джерел підвищеної небезпеки необхідних профілактичних заходів. ЗАВТРА – це дії з відновлення природоохоронної діяльності в регіоні, які повинні стати частиною державних завдань в середньостроковій перспективі: – Відновлення та зміцнення організаційної та законодавчої основ природоохоронної діяльності в умовах конфлікту; – Відновлення, розширення і автоматизація екологічного моніторингу і екологічної звітності; – Відновлення та модернізація системи поводження з промисловими і комунальними відходами; – Модернізація використання та організація охорони поверхневих вод регіону на основі басейнового підходу, відновлення і модернізація системи водопостачання та водовідведення; 149 – Забезпечення діяльності об’єктів природно-заповідного фонду з урахуванням необхідності відновлення їх ділянок, порушених військовими діями; – Відновлення порушених земель інших категорій, водних об’єктів, лісових насаджень і полезахисних смуг; – Ліквідація наслідків перерозподілу і погіршення якості шахтних вод, модернізація принципів і практики експлуатації, закриття та рекультивація шахт; – Прискорене впровадження в практику дислокованих на території регіону підрозділів Збройних сил України та Національної гвардії принципів і методів зниження впливу оборонної діяльності на довкілля; – Розширення інформаційно-просвітницької діяльності в галузі охорони довкілля в зоні конфлікту. ПІСЛЯЗАВТРА – це дії з «озеленення» Донбасу у віддаленому майбутньому: – Створення комплексної концепції економічної перебудови Донбасу на основі принципів «зеленої» економіки таефективної адаптації до кліматичних змін; – Широке обговорення концепції з органами центральної та регіональної влади, місцевого самоврядування, представникамипромисловості, бізнесу та громадськості. При плануванні та веденні бойових дій турбота про довкілля перебуває, напевно, на останньому місці, незважаючи на ті довготривалі негативні наслідки, що матимуть вплив на усі складові навколишнього природнього середовища та населення. Військові конфлікти небезпечним чином позначаються на стані ґрунтів та ландшафтів, поверхневих і підземних вод, рослинності й тваринного світу; бойові дії значно збільшують ризики виникнення аварійних ситуацій на промислових підприємствах та інфраструктурних об’єктах. Особливу небезпеку для довкілля становлять конфлікти, що відбуваються на промислово розвинених територіях з великою кількістю екологічно небезпечних підприємств та об’єктів, таких як території Донецької та Луганської областей. Промислове освоєння Донбасу розпочалося ще в XIX столітті з інтенсивним розвитком вугледобувної та хімічної промисловості, металургії, машинобудування та інших небезпечних для навколишнього середовища галузей. За роки використання природних ресурсів на сході України накопичилася велика кількість екологічних проблем, а будь-яке додаткове техногенне навантаження може призвести до катастрофічних наслідків для довкілля, передбачити які вкрай складно. В умовах дефіциту офіційної інформації про стан довкілля на сході України для оцінки завданої шкоди, в рамках проекту були проаналізовані та узагальнені всі доступні джерела інформації, що дозволило сформувати бачення потенційних масштабів екологічних впливів, що мали місце під час конфлікту на Донбасі. На основі всебічного аналізу і синтезу наявних (у 150 тому числі нещодавно опублікованих) даних, а також спеціально проведених під егідою Координатора проектів ОБСЄ в Україні додаткових досліджень і консультацій автори пропонують органам державної влади практичні рекомендації щодо короткострокових і довгострокових дій із подальшого аналізу іоздоровлення екологічної обстановки на сході України. 7.5. Кіотський протокол і його роль в збереженні нашої планети Кіотський протокол, прийнятий у грудні 1997 року на додаток до Рамкової конвенції ООН про зміну клімату, зобов'язує розвинені країни і країни з перехідною економікою скоротити або стабілізувати викиди парникових газів у порівнянні з 1990 роком. Для впровадження Кіотського протоколу ЄС та інші країни, що ратифікували Кіотський протокол, розробили систему обмеження промислових викидів за допомогою квот. Тобто країни, що приєдналися до угоди, зобов'язані співвідносити свої викиди з 1990-м роком - якщо їхній рівень перевищує показники, зафіксовані за 1990-й, країна зобов'язана компенсувати нарощування викидів купівлею відповідного обсягу квот тих учасників кіотського протоколу, які мають невикористані "запаси" парникових газів. Україна – не ізольована у світі держава, тому повинна була долучитися до екологічного договору. Грунтуючись на висновках вчених Українського Гідрометеорологічного Інституту НАН України про глобальні та регіональні наслідки зміни клімату, можна зробити висновки, що Україні так само загрожують збільшення кількості стихійних лих, зростання повеней у Карпатах, перетворення степів південного регіону на пустелі, затоплення прибережних частин та гостра нестача питної води в центральних та східних регіонах. Кіотський протокол є єдиною міжнародною угодою, що змушує країни вкладати кошти в політику та заходи зниження викидів парникових газів. За допомогою гнучких механізмів (чистий розвиток та спільне впровадження) було зареєстровано проектів з обсягом знижень викидів парникових газів більше ніж на 1 мільярд тон СО2. Україна одна з небагатьох країн світу, яка з 1990 по 2000 рік різко скоротила викиди парникових газів через низьке завантаження промисловості, а за наступні вісім років зростання так і не наблизилося до показників 1990го. Ратифікувавши Кіотський протокол у 2004 році, Україна отримала можливість реалізувати невикористані нею квоти на викид вуглекислого газу. Згідно з інформацією Національного екологічного центру (НЕЦ), у державний бюджет України у 2009-2010 рр. надійшло 470 млн євро у результаті продажу надлишку квот за Кіотським протоколом. При цьому Україна взяла зобов'язання реалізувати на ці кошти проекти зі скорочення викидів парникових газів. Отже, частково Кіотський протокол просто перетворився на механізм для отримання прибутків від торгівлі квотами (бізнесом на екології). Якщо країна перевиконала свої зобов’язання за Кіотським протоколом і досягла 151 більшого зниження викидів, то вона може продати їх іншій країні. В реальності, країни що мають квоти (найбільше у Росії, України, Білорусі, Польщі, Румунії) досягли їх не за рахунок цілеспрямованої політики урядів, а за рахунок спаду та реструктуризації економіки після 1990 року. Такі квоти ще називають «гарячим повітрям». Громадські організації виступають проти продажу «гарячого повітря», тому що на глобальному рівні це не призведе до додаткового зниження викидів парникових газів. Через продаж квот офіційна мета скоротити викиди на 20% до 2020 року буде недосяжна, а фактично означатиме тільки ріст викидів парникових газів на понад 70% від сьогоднішнього рівня. Найбільшим покупцем українських квот стала Японія. Для використання отриманих коштів була створена Схема зелених інвестицій, а головним координуючим органом було назначено Державне агентство екологічних інвестицій. Головними проблемами механізму міжнародної торгівлі квотами є відсутність жодних правил на рівні Кіотського протоколу щодо звітування та прозорості використання коштів, а тим паче їх цільового витрачання. Правила диктуються покупцем квот.В угоді з Японією було прописано, що кошти можуть бути використані тільки на проекти, які спрямовані на зменшення викидів парникових газів. Хоча процес обрання проектів за схемою зелених інвестицій повинен бути прозорий, на низку запитів від екологічних організацій, на які проекти пішли кошти і які плануються скорочення викидів отримується неодноразово було отримано відповідь «конфіденційна інформація». Сам процес прийняття державних процедур розподілу коштів проходив непрозоро, низка постанов ніколи не була оприлюдненою. За договорами продажу одиниць (частин) установленої кількості викидів парникових газів (ПГ) з японською стороною погоджено 707 проектів цільових екологічних ("зелених") інвестицій на загальну суму 4,6 млрд грн. З них у жовтні 2013 р. з японською стороною додатково погоджено 162 проекти у соціальній сфері. Їх реалізацію планується здійснити протягом 2014– 2015 рр. 598 проектів з капітального ремонту (теплосанації) об'єктів соціальної сфери (утеплення фасадів і дахів, заміна вікон і дверей), які здійснюються переважно у закладах освіти та охорони здоров'я майже в усіх регіонах України. 27 проектів з технічного переоснащення світильників на основі ламп розжарювання на світильники на основі LED технологій. 75 проектів із заміни ліфтів у житлових будинках і закладах соціальної сфери. А також такі великомасштабні проекти з використанням японських технологій: – проект з будівництва очисних споруд по очищенню шахтних вод шахти ім. П.Войкова, м. Свердловськ Луганської області; – проект з реконструкції котельні кварталу №165 з впровадженням теплових насосів, м. Дзержинськ Донецької області; 152 – проект з комплексної модернізації вагонів з упровадженням асинхронного тягового приводу на КП "Київський метрополітен"; – два проекти з технічного переоснащення (заміни рухомого складу існуючих патрульних автомобілів) автомобілями з гібридною силовою установкою у Міністерстві внутрішніх справ України; – проект з реконструкції системи теплопостачання мікрорайонів "Сонячний" і "Будівельник" в м. Горлівка Донецької обл. (перша черга). Ще одним із великомасштабних проектів є заміна старих автомобілів МВС України на нові гібридні автомобілі Toyota Prius. Такі авто вже сьогодні можна побачити на вулицях міст та автошляхах усієї України. Протягом усього періоду реалізації проектів жодного разу з боку Державної казначейської служби не відбувалося вчасних виплат. Це в свою чергу призводить до значних затримок в рамках виконання Україною своїх міжнародних зобов’язань. Ці дії можуть мати відчутні міжнародні наслідки. Наприклад, згідно з умовами договору, Японія може вимагати повернення всієї суми, сплаченої за квоти на викиди в атмосферу, навіть якщо частина проектів в Україні вже профінансовано, але не доведено до кінця або закінчено не вчасно. Пом'якшувальною обставиною у даному випадку може вважатися хіба що складна ситуація в Україні. Але, незважаючи на всі нереалізовані обіцянки України , Японія згодилася продовжити реалізацію проектів в Україні в рамках Кіотського протоколу до грудня 2015 року. І зараз уряд працює над тим, щоб очистити план заходів, який був розроблений за часів Януковича з корупційною складовою. Враховуючи всі за і проти ми вважаємо, що якщо Україна хоче бути в Європі, то Україні не потрібно орієнтуватись тільки на торгівлю квотами, а подумати про збереження екології та зменшення викидів парникових газів через еалізацію екологічних проектів. «Зелена» позиція європейців пояснюється, по-перше, більш високою екологічною культурою та суспільним розумінням проблеми. По-друге, збитками від зміни клімату, які щороку зазнає населення: хвилі спеки, потужні повені та шторми, загроза занепаду туризму у Південній Європі та ін. Європейська підхід – це впершу чергу стійкий розвиток, через покращення екологічного стану довкілля. Кіотський протокол – міжнародна угода про обмеження викидів в атмосферу парникових газів. Головна мета угоди: стабілізувати рівень концентрації парникових газів в атмосфері на рівні, який не допускав би небезпечного антропогенного впливу на кліматичну систему планети. Протокол зобов'язує розвинуті країни та країни з перехідною економікою скоротити або стабілізувати викиди парникових газів у 2008– 2012 роках до рівня 1990 року. 153 Кіотський протокол – додатковий документ до Рамкової конвенції ООН зі змін клімату, підписаної 1992 року на міжнародній конференції в Ріо-де-Жанейро. Конвенція набрала силу у 1994 році. Сам протокол прийнято в Кіото 11 грудня 1997 року. Період підписання протоколу відкрився 16 березня 1998 року і завершився 15 березня 1999 року. Кіотський протокол почав діяти з 16 лютого 2005 року. На сьогоднішній день підписала та ратифікувала протокол 191 країна[1], в тому числі більшість промислово розвинутих країн, крім США, які підписали, але не ратифікували угоду. Ним було узгоджено, що країни-учасниці зобов'язані зменшити середньорічні обсяги викидів парникових газів в період 2008—2012 рр. в середньому на 5,2 % (у порівнянні з 1990 р.). Окреме зобов'язання щодо їх зниження взяли Японія — на 6 %, США — на 7 % та ЄС — на 8 %. В межах ЄС на окремі країни були накладені різні обмеження. Зокрема, в червні 1998 року Міністри довкілля країн ЄС своєю постановою зобов'язали Австріюзменшити їх викиди на 13 % (для порівняння: північні країни ЄС зобов'язались досягти максимального їх пониження, на 28 %). Для вступу в дію протоколу, цей документ зобов'язані були ратифікувати країни, які відповідають за щонайменш 55 % викидів парникових газів. Після ратифікації протоколу Росією наприкінці 2004 року (17,4 % світових викидів парникових газів), зазначений документ набув чинності 16 лютого 2005 року. Частка викидів парникових газів країн, які приєдналися до протоколу, становить в цей час 62 %. Проте, країни, що ратифікували протокол, не мають особливих стимулів його виконувати, допоки США (25 % світових викидів СО2) не ратифікували зазначений документ. Україна ратифікувала Кіотський протокол 4 лютого 2004 (повідомлення про ратифікацію подане 12 квітня 2004 Status of ratification). Зменшення викидів кожна країна може здійснювати за допомогою збільшення ефективності виробництва, зменшення обсягів виробництва, раціональнішого використання енергоресурсів, а також виконання проектів, які призводять до зменшення викидів парникових газів у інших країнах. Кіотським протоколом передбачаються гнучкі механізми щодо зменшення викидів парникових газів шляхом закупівлі відповідних сертифікатів за кордоном: 1. Мханізм чистого розвитку (англ. Clean Development Mechanism, CDM) — передбачає співпрацю між країною, яка розвивається, та індустріалізованою країною; 2. Торгівля викидами (англ. International Emission Trading, IET) — передбачає прямий продаж викидів від однієї індустріалізованої країни до іншої; 3. Спільне впровадження (англ. Joint Implementation, JI) — передбачає співпрацю між двома індустріалізованими країнами.