Навігація
Головна
ПОСЛУГИ
Авторизація/Реєстрація
Реклама на сайті
 
Головна arrow Екологія arrow Питання оцінки впливу на навколишнє середовище
< Попередня   ЗМІСТ   Наступна >

Критеріальна основа оцінок впливу та методи оцінки інтенсивності техногенних навантажень на навколишнє середовище

Розвиток ефективних ключових чинників, що впливають на стан довкілля, пройшов декілька значних етапів. Так у 70-80-х рр. XX ст. на фоні різкого збільшення техногенних навантажень на біосферу остаточно сформувалося уявлення про безумовну необхідність системного аналізу всіх природних процесів. Оцінка відхилень від норми обґрунтовувалася на основі підтримки якості довкілля через показники ГДК, ГДС і ГДВ шкідливих речовин при практично незмінних витратах валового національного продукту. Вже на межі 80-х рр. включення техно- і антропосфери у глобальний механізм функціонування біосфери як такої та виявлення кумулятивних і опосередкованих ефектів мутагенного, тератогенного (тератоген - чинник розвитку вроджених пороків) й іншого впливу величезної кількості техногенних токсикантів стало усвідомленим фактом. Задачами екологічної політики стала не стільки боротьба із забрудненням, скільки виключення його негативного впливу на довкілля і людину, що зажадало різкого збільшення фінансових витрат на оцінку стану довкілля і попередню оцінку екологічних ризиків. Як наслідок цього різко посилилася увага до комплексних природоохоронних проблем і концентрації зусиль на досягненні реально значимих цілей у пріоритетних областях інтегральних екологічних ризиків (медичного, екологічного, економічного). На початку 90-х рр. парадигмою розвитку взаємовідносин суспільства і довкілля стали принципи сталого розвитку як безальтернативно основи розвитку взагалі (Підсумковий документ Ріо, 1992 р.).

Прийняття концепції абсолютного зв'язку соціальних, економічних й екологічних процесів призвело до розвитку систем оцінок стану змін довкілля та їх причинно-наслідкових зв'язків як юридичного інструменту управління. Продовженням цього процесу стали розробка і подальше впровадження у промислову і господарську практику системи міжнародних екологічних стандартів і нормативів ISO 14000. Важливим моментом є той факт, що цей процес не закінчений і відсутня міжнародно визнана, методично і методологічно єдина система індикаторів. Програма ООН з довкілля ЮНЕП визначає термін "екологічний індикатор" (environmental indicator) як статистичні дані чи параметр, які, розглянуті у часі, забезпечують інформацією про тренд умов якого-небудь явища. Додатково індикатори описуються як "спеціально відібрані ключові статистичні показники, які представляють у комплексному вигляді щодо стану довкілля, стійкості природних ресурсів і зв'язку з діяльністю людини. Вони фокусуються на трендах змін середовища, впливах, що їх викликають, реакціях екосистем у відповідь та їх компонентів і реакції суспільства із запобігання, зниження і ліквідації цих впливів". Ця концепція приймалася за узгодженням з основними користувачами: федеральними агентствами, провінційними і територіальними департаментами в області охорони довкілля, екологічними науковими організаціями і представниками приватного бізнесу. Тому у явному вигляді враховувалася вимога узгодження розуміння сутності показника чи управлінських реакцій на його основі (останнє різко знижує можливість адекватного віддзеркалення тих чи інших механізмів функціонування природних систем, але у явному вигляді визначає характер процесу).

Розвинені країни світу для контролю за станом довкілля використовують різні характеристики, які називаються індикаторами, індексами, критеріями тощо. Тому проблема розвитку національних критеріїв (індикаторів) на методологічній основі сталого розвитку нині є украй актуальною задачею. Необхідність її найшвидшого вирішення в Україні визначається все більш глибоким залученням нашої країни в системи міжнародних зв'язків в області охорони довкілля. Приплив іноземних Інвестицій в українську економіку також залежить від упровадження системи міжнародно визнаних вимог і стандартів в області охорони довкілля та принципів розвитку економіки (екологічний аудит, оцінка виконання взаємних зобов'язань тощо). Загальна політика фінансових інститутів розвинених країн в обов'язковому порядку декларує вимоги екологічної безпеки економічної діяльності на основі концепції Програми розвитку Світового банку: "...економічна активність є невід'ємною частиною навколишнього середовища., екологічні індикатори обов'язкова частина системи прийняття рішень...".

Регіональні екологічні показники (індикатори), що характеризують об'єкти інформації, які впливають на стійкість природно-технічних систем, на їх взаємозв'язки і величину нормативних значень, способи моніторингу фактичних значень цих показників, повинні: відповідати міжнародним принципам їх визначення; включати міжнародні й національні екологічні індикатори, що вже мають нормативний статус; дозволяти проводити їх обговорення, коректування й узгодження у рамках регіональних міжнародних схем і системи спеціалізованих уповноважених органів управління; прийматися як нормативно- рекомендаційний документ для регіону і місцевих органів управління; використовувати існуючу статистичну і моніторингову систему збору екологічної інформації за небагатьма виключеннями; мати науково-методичне обґрунтовування попереднього списку індикаторів, оцінки репрезентативності опису критеріїв стану і формулювання індифікованих екологічних проблем і процесів регіону. Принципово важливим є застосування нового параметра - швидкості зміни (деградації) довкілля і перехід від статичного до динамічного розгляду проблеми оцінки якості навколишнього середовища території, тобто нового напряму в управлінні - реакції на зміну швидкості процесу. При цьому забезпечується стабілізація екологічної ситуації при виході країни з економічної кризи та ведення господарської діяльності у межі ємності екосистем на основі масового впровадження енерго- і ресурсозберігаючих технологій, цілеспрямованої зміни структури економіки та структури особистого і суспільного споживання. У сучасних умовах показники комфортності проживання, до яких відносяться екологічні дані, істотно впливають на вартість об'єктів. Нераціональне використання територій і непродумане господарювання нині є причиною зниження цінності об'єкта. Тому дуже важливо мати універсальну регулюючу систему управління й штрафів, що базується на розроблених методиках оцінки екологічних навантажень. Підхід до проблеми оцінки стану довкілля у різних країнах різний і визначається їх особливостями (географічними, економічними, культурними тощо). Навіть в одній країні існують відмінності в цих питаннях (різні штати США, провінції Канади, землі Німеччини тощо). Найважливішими вважаються показники контролю, що відображають поведінку тих речовин, які представляють найбільшу небезпеку для населення і природи даної місцевості через великі об'єми виділення чи застосування, токсичні властивості, здатності накопичуватися у природних об'єктах, стійкості до руйнування. Ці дані розглядаються у динаміці й стан вважається задовільним, якщо негативні показники з часом зменшуються. Виділяються наступні, придатні для обліку, параметри: забрудненість середовища проживання (міста, селища); забрудненість води; розсіювання токсичних хімікатів у природних об'єктах; збір, зберігання, транспортування і переробка небезпечних відходів. Існує і розкид у кількісних характеристиках забрудненості об'єктів природи, зокрема ґрунтів (наприклад, для ґрунтів сільськогосподарського використання у провінціях Канади (Альберта, Квебек) допустимою вважається концентрація свинцю 50-60 мг/кг, тоді як для Німеччини рівень 100 мг/кг є задовільним, а у Великобританії допустимі концентрації 500 мг/кг; середній вміст свинцю у ґрунтах світу коливається від 12 до 35 мг/кг, в ґрунтах України - від 10 до 25 мг/кг при ГДК = 32 мг/кг.

Міжнародна програма "Охорона вод Рейну" - Protection Rhine (IRSR) - так само як і програма Економічного розвитку - Organisation for Economic Cooperation and Development (OECD) - відноситься до числа найкрупніших європейських рамочних угод, що прагнуть отримати оцінку якості середовища за допомогою єдиної системи показників. У дій підіймається питання про необхідність обліку транскордонних перенесень забруднень і розробки нових показників якості середовища, що враховують спільну дію різних забруднювачів. Окрім загальноприйнятих визначень і складу ознак у програмі OECD в ЄС у поки не прийнятий єдиний нормативно-методичний стандарт на ці показники. Національні визначення хоча і близькі, але відрізняються за низкою положень, в основному за набором інформаційних ознак критерію (індикатора). Так, Директива ЄС 96.61, що визначає порядок оцінок впливу на середовище, ясно розділяє два поняття: emission limit values (практично відповідає нормативам ГДВ і ГДС українських норм і розраховується так само, виходячи з визначень ГДК) і environmental quality standart (встановлені вимоги, які зобов'язані виконуватися в даний час і у даному навколишньому середовищі, чи частини цього, як це встановлено законодавством ЄС).

При характеристиці загальних класифікаційних принципів розглянемо критеріальні підходи, що використовуються найчастіше. Однією з основних нині є концепція, запропонована ЮНЕП у рамках реалізації положень Конференції в Ріо. Особливістю концептуальних положень про типи і форми оцінки стану якості довкілля є ясне визначення відмінностей між прямими вимірюваннями (розрахунками) параметрів середовища та "екологічною статистикою" (environmental statistics). Під останньою розуміються дані національних статистичних служб, державних агентств (організацій) в області охорони довкілля, фондові матеріали уповноважених наукових центрів і міжнародних організацій. При цьому інформаційні масиви і результат їх обробки (параметри, критерії, індикатори, індекси оцінки якості середовища) у першу чергу повинні описувати не стільки точні кількісні визначення, скільки тренди процесів, визначених як значимі для навколишнього середовища. Застосування трендів як основи критеріальної оцінки дозволяє значно спростити вимоги до точності даних і розширити можливу територію (функціональне середовище) їх порівняння. Разом з тим відсутність висхідної інформаційної екостатистичної бази є серйозною перешкодою для прийняття єдиних списків індикаторів. При цьому слід зазначити, що ЄС вже має потужну уніфіковану систему збору й обробки інформації про стан довкілля, яка включає у тому числі й параметричний поділ всієї території Союзу на статистичні округи (Програма CORINE - Coordination Information on Environmental European Union).

Ідеологічне обґрунтовування таких підходів полягає у реально існуючому соціально-економічному замовленні на ясне і спрощене представлення оцінок середовища для громадськості й політичних систем управління (decision makers). Останнє декларовано в розд. 40 Agenda 21 так: "...Індикатори сталого розвитку необхідні для того, щоб забезпечити міцну основу для осіб, які ухвалюють рішення на всіх рівнях, і сприяти саморегульованій інтеграції систем навколишнього середовища і розвитку". При цьому залишається вимога наукової достовірності самих екостатистичних показників (критеріїв) І можливості прийняття на їх основі управлінських рішень. Внутрішня суперечливість таких підходів очевидна. Вона ускладнюється активним процесом прийняття процедур і регламентації систем критеріїв й індексів різними групами потенційних користувачів і організацій (ЮНЕП, Світовий банк, ЄЕК ООН тощо). Окрім того, для низки природних процесів чи типів впливів як індикатори застосовуються значно складніші, ніж екостатистичні, прямі параметри й інтегральні показники, що вимагають спеціальних спостережень. Це, як правило, пов'язано з бажанням забезпечити ідентифікацію будь-якого природно-антропогенного процесу, важливого з точки зору програми чи схеми екологічного індикатора. Так, програма Світового банку надає велику увагу індикаторам стану ґрунтового покриву як елемента економіки країн, що розвиваються. Причому вибору індикаторів передує розробка глобальної класифікації ґрунтів і земельного фонду та створення на її основі цифрових ґрунтових мап.

Основні групи критеріїв (індикаторів) на рівні оцінки глобальних процесів представляють так: критерії якості довкілля (тип • SOE - State of the Environment); критерії впливу, що відображають ефект впливу (stress indicators); критерії сталого розвитку (sustainable indicators); критерії якості середовища для проживання і впливу на людину (environmental health indicators). При цьому для посилення точності представлення оцінок запропонована додаткова група індекс-показників, що включає інтегровані значення окремих (дві й більше) змінних (широко використовується, зокрема, Агентством навколишнього середовища США - ЕРА). Граничні опорні критерії встановлюють ліміти параметру, що індифікують межі прийнятного екологічного ризику. Цільові критерії призначені для відстежування ефективності рішення природо ресурсних і еколого-економічних задач. При визначенні індексів екологічної ситуації як основні виділяються стандарти якості харчування, стандарти якості медико-соціального середовища, структура захворюваності, екотоксикологічні параметри, біоіндикаторні тести, параметри біогенного колообігу, гранично допустимі рівні дезінтеграції природно-територіальних комплексів, індекси ресурсовідтворювального потенціалу, параметри визначення питомих нормативів (на одиницю території, на одиницю продукції тощо), індекси оцінки ризику. Сама система оцінок ЮНЕП у зв'язку з тим, що оперує з глобальними процесами і даними, у багатьох випадках не забезпеченими репрезентативними рядами, не має чіткої, логічно витриманої класифікаційної структури. Її ідеологія зводиться до спроб підібрати можливі інтегральні індекси чи екологічні індикатори, виходячи з принципу найбільшої забезпеченості національними даними. Якщо у разі ресурсних оцінок впливу цей підхід реалізується вдало, то у власне оцінках стану середовища (окрім глобальних процесів 3 - явно ні. Наявність тих чи інших специфічних екологічних проблем призводить до появи вузьколокальних показників, які (практично завжди) відносяться до ієрархічно-територіального рівня малого регіону чи територій самоврядування. Так, у Данії, окрім загальних тренд-показників, для локального рівня передбачені так звані статичні показники (наприклад, число свердловин для водозабору, розташованих більше за 500 м від зелених зон). Списки регіональних індикаторів мають істотний розкид у різних країнах (табл. 4.2).

Таблиця 4.2

Критерії й індикатори оцінки стану довкілля, що використовуються у міжнародних і національних програмах ієрархічно-територіального рівня малого регіону чи територій самоврядування.

Критерій та індикатори

Ким

використовується

1

2

Індекс якості середовища для розвитку населення

Світовий банк

Коефіцієнт дитячої смертності

-//-

Дитяча захворюваність формами астми за віковими групами

-//-

Частка міст, де якість повітря задовольняє стандарти ВОЗ

Світовий банк

Число озер з рибою, що відповідають стандартам харчових продуктів

Північна Європа

Чисельність населення, що проживає у зонах без перевищення шумових лімітів

ЄС, Північна Європа

Динаміка скарг населення на якість довкілля

Світовий банк

Індекс "процвітання"

Світовий банк

Дохід на людину

ЮНЕП

Тривалість життя

Великобританія

Частка населення, забезпечена питною водою необхідних стандартів

ЮНЕП,

Північна Європа

Відсоток населення з доступом до медичного обслуговування за стандартами ВОЗ

ЮНЕП

Продаж екологічно чистих продуктів до загального об'єму

Baltic Agenda 21

Частка підприємств, що працюють в екологічному бізнесі

Данія, Baltic Agenda 21

Відношення доходів 20% найбіднішого населення до доходів 20% багатого

Світовий банк

1

2

Критерії ресурсозбереження

ЮНЕП, OECD, Baltic Agenda 21

Валовий національний продукт (ВНП), віднесений до споживання енергії

-//-

ВНП, віднесений до викидів С03, SO3, N03

-//-

Енергоспоживання до виробництва енергії

-//-

Розвідані запаси сировини до споживання

ЮНЕП, OECD, Baltic Agenda 21

Частка використання відновлювальних видів енергії

Канада, OECD

Частка витрат на природоохоронні технології

Baltic Agenda 21, Північна Європа, Канада, США, ЄС, Голландія

Питомий об'єм побутових відходів

Частка вторинної переробки сировини і відходів від всіх, що використовуються

Частка площ із стійким зниженням запасів підземних вод від всієї площі

Голландія, ЄС, Baltic, Agenda 21

Біорізноманіття і зональна різноманітність екосистем

США, Канада, ЄС

Число зникаючих видів (тварини, вищі рослини, птахи)

Baltic Agenda 21, UNEP

Площа територій, що охороняються, до всієї території

Baltic Agenda 21, UNEP

Площа водно-болотних угідь

ЄС, Baltic Agenda 21

Селітебні й техногенні території до всієї площі

ЄС

Частка клімаксних (старовікових, корінних - old forests) лісів від всіх лісів

ЄС, Північна Європа, США, ЮНЕП

Довжина експлуатованої берегової лінії

Північна Європа, ЄС, Baltic Agenda 21

Питомі навантаження біогенних елементів

Baltic Agenda 21, Канада, США, Північна Європа

Площі з рівнем перевищення критичних навантажень затиснення

ЄС, Канада, Північна Європа, ЮНЕП

1

2

Число тварин на 1 га ріллі

Північна Європа, Голландія

Частка населення, що забезпечена очисними спорудами, від всієї чисельності

всіма, що розглядаються

Відсоток площі сільгоспугідь із застосуванням екологічних технологій

Голландія, Північна Європа

Викиди S0з˂N02>СН4 >V205>Сu, Рb, Hg,Сd>ПХБ

всіма, що розглядаються

Навантаження високотоксичних пестицидів

ЄС, Північна Європа, Канада

Кумулятивне накопичення токсикантів у трофічних ланцюгах

Канада

Екологічний індикатор - ознака, властива системі чи процесу, на підставі якого проводиться якісна чи кількісна оцінка тенденцій змін, визначення чи оціночна класифікація стану екологічних систем, процесів і явищ. Значення індикатора описує процес чи явище, що виходить за рамки його власних властивостей. Екологічний індикатор (критерій) може бути: природоохоронним (збереження цілісності екосистем, біорізноманіття, його місцеперебування тощо); антропоекологічним (вплив на людину, її популяції); ресурсно- господарським (вплив на всю систему "суспільство - природа"); соціоекономічним (результуюча оцінка благополуччя економічної системи та якості життя). Застосування різних груп індикаторів з числа найбільш вживаних у регіональних цілях представлений на рис. 4.3. Характерне дуже високе питоме значення застосування індикаторів - показників стану природних І природно-антропогенних систем. Тут зовнішня аналогія спектрів відображає принципово різні задачі управління за допомогою індикаторів. У Голландії - це наслідок необхідності ретельного контролю практично штучно керованих і дуже швидко реагуючих на вплив природно- антропогенних систем та їх природних компонентів як основи економіко-господарської системи (польдерне (польдер - осушена ділянка приморської низовини, захищена дамбою) землеробство, регульований гідрогеохімічний режим, нестійкі ґрунто-фітомеліоративні компоненти тощо). У Канаді висока частка цієї групи відображає необхідність збереження ресурсного потенціалу природних геосистем і відновлення їх природної стійкості (наприклад, план управління і дій з відновлення якості вод Великих озер, що включає широкий спектр таких індикаторів). Обидві схеми використовують екотериторіальні класифікації розділення зон застосування індикаторів на відміну від переважаючого адміністративно-територіального принципу поділу. У Канаді - це екозони й екорегіони, у Голландії - екоокруги, також з цілком різною ландшафтною сутністю. В Україні переважає басейновий принцип на регіональному рівні й адміністративно-територіальний - на локальному. Серед екологічних індикаторів у нашій країні домінують індикатори впливу на довкілля. Однією з практично зовсім не вирішених проблем всіх регіональних і локальних схем є репрезентативне виділення територіальних носіїв інформації, у межах яких застосовується індикатор. За винятком індикаторів глобальних процесів екодинаміки (потепління, проблема руйнування озонового шару тощо) й окремих біологічних параметрів (наприклад, діапазон продуктивності популяції форелі у Великих озерах) решта індикаторів не має явно визначеної територіальної прив'язки. Це пов'язано з суперечністю між властивістю таких індикаторів, як елемент управління, що вимагає застосування у межах забезпечених статистичними даними адміністративних меж, і багатоваріантністю індикованих природних систем і процесів.

Вагові значення груп індикаторів у національних системах:
1 - індикатори стану природних компонентів; 2 - індикатори впливу на довкілля; 3 - соціально-економічні індикатори; 4 - індикатори соціально- суспільних процесів

Рис 4.3. Вагові значення груп індикаторів у національних системах:

1 - індикатори стану природних компонентів; 2 - індикатори впливу на довкілля; 3 - соціально-економічні індикатори; 4 - індикатори соціально- суспільних процесів

У рекомендаціях ВОЗ запропоновано оцінювати якість атмосферних опадів за тристадійною схемою - визначення сутності груп токсичних елементів, визначення характеру впливу на біоту, визначення зони з негативним впливом. Пропонується також інтегральний критерій оцінки якості поверхневих вод з використанням таких 6 груп критеріїв: кисневий режим, ступінь евтрофікації (концентрація азотних і фосфорних сполук), кислотність, вміст сполук важких металів, вміст токсичних для біоти речовин, мікробіологічне забруднення. Якість вод встановлюється за найгіршим показником у будь-якій з груп, проте при оцінці приводяться всі показники. При оцінці якості питної води ВОЗ пропонує врахувати понад 50 параметрів (з яких наші Водоканали враховують лише деяку частину).

Розглянемо узагальнені критерії екологічної безпеки. Зазначимо, що поняття "природне середовище" мало підходить для умов, які оточують людину в місті. Викид забруднюючих речовин у повітряний басейн, високе тепловиділення, зміна умов поглинання і відбивання сонячної радіації, деградація (аж до повного руйнування) ґрунтів, збіднення флори і фауни, високий вміст пилу в повітрі території, забруднення водойм, водотоків і донних відкладів, вплив шумових джерел і електромагнітних випромінювань й інші чинники роблять середовище проживання людини в місті відмінним від природного середовища, характерного для даних географічних координат. Якщо врахувати те, що людина проводить більшу частину свого часу у замкнутих просторах житла, робочого місця і транспортних засобів, то стає очевидним, що населення міст живе у штучно створеному середовищі, й оцінки стану природних компонентів (атмосферне повітря, природні води, ґрунти) мало підходять для його характеристики.

Екологічно небезпечні чинники - впливи навколишнього середовища, які сприяють чи призводять до якісних і кількісних порушень в екосистемах, а також впливають на життєздатність й адаптацію популяцій і людини - основну складову загальної екосистеми. До узагальнених критеріїв, що враховують чинники ризику, відносяться: токсичність виробництва, чисельність

Таблиця 4.3

Приклад оцінки процесу евтрофікації за індикаторами "вплив — стан - відгук"

Індикатор

Показник

індикатори

ступеня

впливу

об'єм скиду біогенних речовин у стічних водах: всього; прямий скид у водойми; скид на людину у прибережних регіонах; питомі навантаження фосфоровмісних добрив на 1 га сільгоспугідь

індикатори

стану

середня концентрація фосфору в уразливих ділянках: частота і характеристика розвитку синьозелених водоростей; евтрофікація річок, які ранжовані за концентрацією мінерального фосфору - слабка (< 25 мкг/л), середня (25-50 мкг/л) і сильна (> 50 мкг/л)

індикатори

відгуку

ступінь доочищення фосфору на комунальних очисних спорудах: скорочення прямих скидів неочищених стічних вод; частка населення прибережних регіонів, приєднаного до систем очищення стічних вод; площі водозахисних зон з природною рослинністю

працюючих, види й об'єми відходів, обіг відходів у природних середовищах, стан захисних зон, ареали і шлейфи забруднення. Функціональне зонування урбанізованих територій (селітебні, рекреаційні й промзони, особливості забудови й озеленення) і спеціалізація промзон дозволяють досліджувати вплив рівнів навантажень на повітря, воду і ґрунт різних міських районів, а через транспортні потоки і взаємні транскордонні впливи оцінити і перерозподіл антропогенних навантажень між районами. Для контролю транскордонних водних басейнів пропонуються наступні критерії, що враховують розвиток основних негативних процесів: евтрофікація прісноводних водних систем; кислотні навантаження, процеси закиснення компонентів екосистем; скорочення біорізноманіття; використання водних ресурсів. Розглянемо оцінку процесу евтрофікації за індикаторами екологічної обстановки. Індикатори впливу техногенної діяльності на водозборі пов'язані з об'ємом біогенних речовин у стічних водах, можуть варіювати від валового до зосередженого скиду і до питомих навантажень від дифузних скидів із сільгоспугідь. Власне, наявність процесу евтрофікації відображають індикатори стану в уразливих ділянках екосистем - мілководдях, зонах сповільненого водообміну, кінцевих водоймах стоку. Ефективність боротьби з евтрофікацією характеризують індикатори відгуку екосистем на захисні заходи, що наочно показують, які результати досягнуті (табл. 4.3). Для уникнення конфліктних ситуацій і конфронтації необхідно відобразити всі галузеві й державні інтереси у водокористуванні, встановивши: ліміти забору води; кількість води, яка обов'язково залишається у живому стоці річки (і не може бути вилучена); плату за воду як ресурс, створення необхідних умов утворення стоку на території басейну; плату за здійснення водоохоронних заходів; систему збору плати всіх видів і штрафних санкцій за забруднення поверхневих вод; заходи із запобігання погіршення гідрологічного стану річки і водозбору; контроль об'єму та якості стоку у прикордонних створах.

В Україні є тільки декілька схем індикації стану середовища. Екологічна обстановка класифікується за зростанням ступеня екологічного неблагополуччя у містах і на територіях таким чином: відносно задовільна; напружена; критична; кризова (зона надзвичайної екологічної ситуації); катастрофічна (зона екологічного лиха). Екологічна оцінка зміни середовища проживання у місті характеризується: станом здоров'я населення; рівнем забруднення атмосферного повітря (хімічного, біологічного); рівнем забруднення питної води, джерел питного і рекреаційного призначення (хімічного, біологічного); забрудненням ґрунтів селітебніщних територій (хімічне, біологічне, радіоактивне); системою поводження з відходами. Екологічна оцінка зміни природного середовища території характеризується: рівнем забруднення повітряного середовища; забрудненням водних об'єктів, виснаженням ресурсів вод, деградацією водних екосистем; ступенем деградації ґрунтів ; рівнем пригнічення рослинності; біорізноманіттям тваринного світу.

Основними показниками забруднення атмосферного повітря, що характеризують вплив на довкілля (рослинність, ґрунти, поверхневі й підземні води), є критичні навантаження І критичні рівні забруднюючих речовин. Під ними розуміють максимальні значення випадів чи відповідно концентрацій в атмосферному повітрі забруднюючих речовин, які не призводять до шкідливих впливів на структури і функції екосистеми у довготривалому плані. Оцінка якості атмосферного повітря у нас проводиться за двома критеріями - індексом забруднення атмосфери (ІЗА) і комплексним показником забруднення атмосферного повітря (Р). ІЗА розраховується за п'ятьма основними забруднюючими речовинами (сума середніх концентрацій, нормованих на середньодобові ГДК, з урахуванням класу небезпеки). Застосовується п'ятибальна шкала оцінок: задовільна ситуація (ІЗА < 5), відносно напружена (6-15), істотно напружена (16-50), критична (51-100), катастрофічна (ІЗА > 100). Комплексний показник Р розраховується за середньорічними концентраціями для будь-якого числа інгредієнтів за аналогічними принципами із застосуванням коефіцієнта ізоефективності класу небезпеки речовин та з урахуванням ефекту часткового підсумовування їх токсичної дії. Його значення табульовані від допустимого рівня забруднення до стану екологічного лиха.

Як основні показники оцінки стану поверхневих вод вибрані пріоритетні токсичні забруднювачі речовини (включаючи й ті, які мають властивості накопичення гідро біонтах). Широко застосовується ПХЗ-ІО - формалізований підсумковий показник хімічного забруднення вод, який розраховується як сума значень концентрацій, нормованих на ГДК рибогосподарських водойм (для 10 забруднюючих речовин з максимальним перевищенням ГДК). Розрахунок ПХЗ-10 проводиться за формулою

де Сі - концентрації хімічних речовин у воді; ГДКі - гранично допустима концентрація для 10 речовин у рибогосподарських водоймах.

Коефіцієнт донної акумуляції (КДА) визначається за формулою

КДА=СДВ/СВ, (4.2)

де СДВ і Св - концентрації забруднюючих речовин відповідно у донних відкладах й у воді.

Коефіцієнт накопичення у гідробіонтах Кн розраховується за формулою

(4.3)

де Сі- концентрація забруднюючих речовин у гідробіонтах.

Усереднені значення критичної концентрації деяких забруднюючих речовин, мг/л: мідь-0,001-0,003; кадмій - 0,008-0,02; цинк - 0,05-0,1; хлоровані вуглеводні: ПХВ - 0,005; бенз(а)пірен - 0,0005. При оцінці стану водних екосистем достатньо надійними показниками є характеристики стану і розвитку всіх екологічних груп водної спільноти (оцінка цих індикаторів представляє значні складнощі через порушення рядів спостережень і малого числа точок спостережень).

Для оцінки стану поверхневих водних об'єктів застосовується індекс забруднення води (ІЗВ). За його допомогою порівнюють водні об'єкти між собою, що характеризують зміни якості води. Це сума нормованих до ГДК значень концентрації шести головних полютантів: як обов'язкові - БПК5 і розчинений кисень, а також чотири інгредієнти з максимальними значеннями. Оцінка якості води ґрунтується на порівнянні із шкалою з семи градацій: від "дуже чиста" (ІЗВ < 0,3) до "надзвичайно брудна" (ІЗВ > 10,0). Вона доповнюється санітарними показниками (колІ- індекс, патогенні мікроорганізми). Як основний показник оцінки ступеня виснаження водних ресурсів прийнята норма безповоротного вилучення поверхневого стоку - гранично допустимий об'єм безповоротного вилучення поверхневого стоку, що складає 10-20% його середньобагаторічного значення. Оцінка його об'єму проводиться для замикаючих створів річок. Забруднення підземних вод на ділянках зони впливу господарських об'єктів характеризується концентрацією забруднюючих речовин і площею області забруднення. Оцінюється вміст нітратів, фенолів, важких металів, нафтопродуктів, хлорорганіки, бенз(а)пірену.

Вибір критеріїв екологічної оцінки стану ґрунтів визначається специфікою їх місцеположення, генезисом, буферністю, а також різноманітністю використання. В цій оцінці основними показниками ступеня екологічного неблагополуччя є критерії фізичної деградації, хімічного і біологічного забруднення. Також як критерій екологічного стану території використовують площу виведених із землекористування угідь у результаті деградації ґрунтів (ерозія, дефляція, заболочування, вторинне засолення). За комплексний показник забруднення ґрунту приймають фітотоксичність - властивість забрудненого ґрунту пригнічувати проростання насіння, ріст і розвиток вищих рослин (тестовий показник). Ознакою біологічної деградації ґрунтів є зниження життєдіяльності ґрунтових мікроорганізмів, про яку можна судити за зменшенням рівня активної мікробної біомаси, а також за більш поширеним, але менш точним показником - дихання ґрунту. Кратність перевищення гранично допустимих норм забруднюючих речовин у ґрунті оцінюється за їх рухомими (розчинними) формами. Радіоактивне забруднення оцінюється за потужністю експозиційної дози (мкР/г) і ступенем радіоактивного зараження (Бк/м2). Для оцінки хімічного забруднення широко використовується показник сумарного забруднення ґрунтів Хс. Градації значень цього показника були табульовані для наступних восьми елементів: Си, Zn, РЬ, СсІ, N1, Бе, Со.

Щодо змін геологічного середовища, то геодинамічні показники деформації геологічного середовища з екологічними наслідками можуть бути представлені у формі інтенсивності й масштабу прояву сучасного напружено-деформованого стану верхніх частин літосфери. Ці показники визначаються параметрами критичних швидкостей деформації й масштабом очікуваного сейсмічного ефекту. Як граничний критичний рівень геодинамічного впливу об'єктів використовується величина деформації 0,00001 в ідн. од. (призводить до таких порушень геологічного середовища, що райони з цими порушеннями можна віднести до зон геологічного лиха), яка застосовується при оцінці аномальних техногенних деформацій. Граничний (критичний) рівень деформації 0,00001 відн. од. може бути досягнутий у локальних зонах протягом 15-30 років. Ці терміни співмірні з мінімальними термінами експлуатації особливо відповідальних об'єктів і споруд. Порушення їх функціонування може призвести до критичних екологічних наслідків.

Оцінка ступеня деградації наземної екосистеми проводиться за критеріями, які визначають негативні зміни у структурі й функціонуванні екосистем і враховують їх просторову диференціацію за ступенем порушення, а також динаміку процесів деградації. При оцінці екологічного стану території враховується як площа прояву негативних змін (оскільки при рівному ступені деградації ділянки території можливість відновлення обернено пропорційна її площі), так і просторова неоднорідність розподілу ділянок різного ступеня деградації на досліджуваній території. Швидкість деградації екосистем розраховується за 5-10-річними рядами спостережень.

Рослинність як біотичний компонент будь-якої природної екосистеми відіграє вирішальну роль у структурно-функціональній організації екосистеми і визначенні ЇЇ меж. Фітоценоз не тільки дуже чутливий до порушень довкілля, але й найбільш наглядно відбиває зміну екологічної обстановки території у результаті антропогенного впливу. Індикатори оцінки стану рослинності розрізняються залежно від географічних умов і типів екосистем. При цьому враховуються негативні зміни як у структурі рослинного покриву (зменшення площі корінних асоціацій, зміна лісистості), так і на рівні рослинних спільнот і окремих видів (популяцій) — зміна видового складу, погіршення асоційованості й вікового спектру цінопопуляцій. Щільність популяції видів - індикаторів - один з найважливіших показників стану екосистеми, високочутливий до основних антропогенних чинників. У результаті антропогенного впливу щільність популяції "негативних" видів-індикаторів знижується, а "позитивних" - зростає. Пороговим значенням антропогенного навантаження вважають зниження (або підвищення) щільності популяції виду - індикатора на 20%, а критичним значенням - на 50%. Зміна проективного покриття відбувається у результаті антропогенного впливу на рослинність різних типів, головними з яких є механічне порушення фітоценозу (випас, рекреація тощо) і хімічний вплив, що призводить до зміни життєвого стану видових популяцій через зміну процесів метаболізму і водного балансу. Зміни якісних і кількісних характеристик рослинного покриву можуть бути об'єктивно Інтерпретовані тільки в порівнянні з природним станом рослинних спільнот (під фоновими розуміють відносно непорушені ділянки, аналогічні за своїми природно-ландшафтними характеристиками досліджуваній території).

Критерії та індикатори стану тваринного світу розглядаються на рівні зооценозу чи популяцій окремих тварин. При розрахунку змін різноманіття як критерію оцінок стану зооценозу в цілому необхідно враховувати, що цей критерій пов'язаний з оцінкою великої кількості особин, а чисельність багатьох тварин схильна циклічним змінам. За часовий крок для оцінки приймають десятирічні періоди порівняння. Індикатором можуть бути як птахи, що масово гніздяться, так і, навпаки, відносно рідкісний вид, що має екотопічно вузький діапазон умов проживання. При оцінці зміни щільності популяції видів - індикаторів антропогенного навантаження - необхідно враховувати їх різну реакцію на впливи: популяції стійких видів збільшуватимуть свою чисельність, а популяції видів, чутливих до антропогенного навантаження, - її зменшувати.

При оцінці методів інтенсивності техногенних навантажень на довкілля головна перевага надається методу експертних оцінок, оскільки він складається головним чином Із затвердження списку необхідних баз даних без виділення певних впливів на параметри довкілля, які можуть бути викликані даним проектом. Цей метод покликаний дати основну ідею у визначенні альтернатив для запропонованого проекту чи якоїсь його частини. Серед недоліків цього методу можуть бути: неточне визначення всієї сукупності впливів; недостатньо чітка послідовність їх визначення; можлива неефективність через неповноту визначення відповідних груп для оцінки кожного впливу; суб'єктивність оцінок, що не знімається навіть великою кількістю експертів (збільшення кількості експертних думок може підвищити об'єктивність оцінок тільки при гарантії незалежності й врахуванні окремих думок). Широке поширення отримали експертні оцінки на основі бальних шкал, що ґрунтуються на аналізі результатів геоекологічних досліджень. Вони використовуються до складних систем, для яких отримання прямих кількісних характеристик утруднено через відсутність методик розрахунків. Робота експертів починається з визначення ієрархічної системи ознак, на підставі якої проводиться оцінка стійкості геосистеми, а потім встановлюються оцінки значимості й вираженість ознак. При задовільній подібності інтегральних показників середні бальні характеристики геосистем переносяться у базу даних, що реалізується у ГІС. Оцінка стійкості структурних частин геосистеми вимагає попереднього визначення існуючого рівня техногенного навантаження (проводиться повна Інвентаризація джерел і видів впливу та розрахунок їх "рейтингових оцінок").

Сутність методу списків (найпростіший методом виявлення потенційно значимих впливів) полягає у складанні й аналізі списку компонентів довкілля із задачею виділення тих з них, які уразливі при реалізації проекту. Виділяють наступні категорії списків: прості (списки природних параметрів без наявності методичних рекомендацій з їх вимірювання чи інтерпретації); описові (включають певні природні параметри і методичні рекомендації з їх вимірювання); масштабні (схожі на описові, але доповнюються інформацією, заснованою на суб'єктивно визначеній величині збитку); масштабно-зважені (масштабні списки з інформацією за суб'єктивною оцінкою кожного параметра відносно іншого параметра); запитальник (складається із серії пов'язаних питань щодо впливів проекту і виконується у рамках проведення процедури ОВНС). Різноманітність списків і можливостей їх використання - основне джерел труднощів, пов'язаних з їх застосуванням. Якщо вони використовуються для аналізу певного проекту і складені спеціально для нього, то ця проблема може бути частково знятою. Складні списки є більш дорогими з погляду проведення процедури ОВНС, а їх ефективне використання можливе тільки для професійних експертів. Недоліки цього методу - труднощі обліку непрямих впливів, що виникають на різних стадіях чи у зв'язку з різними аспектами здійснення проекту.

Сутність матричного аналізу полягає у визначенні причинно- наслідкових зв'язків між можливими напрямами впливу і параметрами довкілля. Проста матриця двовимірна - по вертикалі представляється перелік параметрів довкілля, а по горизонталі - напрямки впливу проекту (у клітинах матриці позначається факт взаємодії). Кількісні матриці із зваженими коефіцієнтами є модифікацією простої матриці з використанням бальних оцінок взаємодій за деякою шкалою. Разом із списками матриці є основою експертного знання і при цьому вимагають невеликого об'єму інформації. Недоліком цього методу є те, що він не дає достатньо об'єктивних критеріїв у процесі прийняття рішень, не може бути використаний при моніторингу впливів і всі взаємодії й залежності представляються матрицею рівнозначними. За наявності ефектів віддалених і вторинних наслідків така властивість може зумовити отримання результату, прямо протилежного реальному. Американський еколог Леопольд запропонував виявляти значимі впливи за допомогою матриці, у якій стовпці відповідають різним етапам здійснення проекту і видам діяльності (підготовка майданчика, будівництво під'їзних шляхів, складування відходів, виведення із експлуатації тощо), а рядки - компонентам довкілля (підземні води, флора і фауна тощо). На перетині рядків і стовпців за допомогою умовних знаків (зазвичай у балах прийнятої укладачем шкали оцінок) можуть зазначатися значимість, ступінь передбачуваності, природа впливу чи інша інформація (Леопольд склав матрицю для виявлення впливів великих гідроінженерних споруд). Цей метод доцільно використовувати для підготовки висхідних матеріалів і проведення ОВНС на якісному рівні. Основна перевага матриці Леопольда полягає в тому, що вона слугує контрольним списком, який включає якісну інформацію про взаємозв'язки типу "причина - наслідок", і до того ж корисна як джерело інформації про результати (містить 100 найменувань "чинників впливу" на горизонтальній осі та 88 "характеристик" і "умов" довкілля на вертикальній). У матриці використовуються кількісні та якісні дані, проте вона не містить засобів, що дозволяють їх розрізняти. Окрім того, величини, що визначаються, не враховують у явній формі відмінності майбутніх станів "при здійсненні втручання" і "при його відсутності". Об'єктивність не сильна сторона матриці Леопольда. Оцінювач вільний у виборі числа у схемі ранжування кількісної шкали від 1 до 10 000. Не дивлячись на обмежені можливості, матричний аналіз має безперечні достоїнства, зокрема: наочність (результати аналізу

можна представити в єдиній програмі); гнучкість (перелік "чинників впливу", "характеристик" і "умов" не догма, а може розроблятися для конкретних цілей); матриці допомагають виявляти значимі впливи систематичніше, ніж списки; за їх допомогою легше враховувати досвід минулих проектів; матриці можуть вказати не тільки на можливі значимі зміни у довкіллі, але і на ті елементи проекту, які можуть призвести до серйозних екологічних впливів, а значить потребують альтернативного опрацьовування. Для систематичнішого виявлення непрямих впливів застосовуються "покрокові матриці" (матриці другого порядку). У таких матрицях (рис. 4.4) виявлений вплив на компоненти довкілля використовується для прогнозу "непрямих впливів" (другого порядку). Недолік матриць - якісний і суб'єктивний характер суджень, а також непристосованість обох методів до виявлення непрямих, опосередкованих впливів (наприклад, вплив на підземні води може призвести до змін в екосистемах, проте за допомогою простої матриці виявити І відобразити це неможливо). Окрім того, матриці, що містять дуже велику кількість стовпців, важкі у застосуванні.

Спрощена

Рис. 4.4. Спрощена "покрокова" матриця впливів

Серйозним засобом проведення ОВНС є картографічне моделювання, в якому ефективно поєднуються змістовно-географічні аспекти, наочність у представленні об'єкта, що вивчається, в картографічному матеріалі й можливість комплексного аналізу основних закономірностей структури і процесів функціонування складних геосистем. При цьому може бути використана існуюча картографічна основа з подальшим її відпрацюванням відповідно до цілей і задач представлення конкретного об'єкта оцінки чи експертизи. Якщо проводиться експертиза, що зачіпає швидко змінні процеси та явища - сезонна зміна зеленого покриву, виявлення зон деформації дерев, поширення лісових пожеж, забруднення водних об'єктів, розповсюдження синьо-зелених водоростей, розподіл фітопланктону, а також реєстрація викидів шкідливих речовин в атмосферу, аналіз техногенних теплових потоків в атмосфері й водному середовищі - виникає необхідність у динамічному картографуванні з використанням аеро- і космічних зображень. Поєднання методів і прийомів, що використовуються в екологічній експертизі складних багатопараметричних систем із застосуванням географічних і картографічних досліджень, дає можливість отримання принципово нової змістовної інформації для оцінки стану і прогнозування розвитку складних процесів взаємодії конкретних об'єктів спостереження (груп об'єктів) чи наслідків впливу проектів на компоненти довкілля. Метод синтезу предметних моделей (математичних чи картографічних) практично реалізується у комплексні складні моделі, орієнтовані на цілі ОВНС, експертизи чи системи територіального управління. У методах картографічного моделювання використовується предметно-орієнтований картографічний матеріал, дані спостережень, результати прогнозних розрахунків з використанням математичних моделей, а також узагальнені матеріали експертних оцінок предметних фахівців. Синтезована таким чином інформація може бути представлена у вигляді тематичних мап у традиційному вигляді чи на автоматизованих картографічних системах. У методі екологічного картографування використовуються мапи-схеми сучасного стану компонентів природного середовища й аналітичні (оціночні) мапи- схеми, що характеризують інтенсивність регіонального природокористування у різних напрямах. Методика розробки аналітичних мап-схем передбачає їх періодичне коректування й уточнення відповідно до реальної обстановки і зміни планів регіонального розвитку. Складання екологічних мап-схем для регіону чи окремої території має велике значення для початку роботи з перспективного планування і може розглядатися як спосіб підготовки агрегованої цільової інформації. Безперечна перевага методу екологічного картографування - використання комплексного підходу для вирішення конкретних задач на якісному рівні. Проте достовірність прогнозних оцінок шкідливих впливів на довкілля у кожному конкретному випадку вимагає підтверджень за наслідками додаткових досліджень. Відсутність кількісних критеріїв оцінки, необхідних для використання автоматизованих експертно- інформаційних систем, значно звужує області практичного застосування методу екологічного картографування.

До основних методів якісної оцінки впливу відносять метод поєднаного аналізу мап, який запропонований у Пенсільванському університеті. Відповідно до цього методу досліджувана територія розбивається на географічні "комірки", що виділяються на координатній сітці з урахуванням топографічних особливостей місцевості. Для проведення ОВНС використовуються аерофотознімки, топографічні мали і матеріали державного земельного кадастру, польові спостереження, а також результати громадських обговорень, експертні оцінки фахівців і методи випадкової вибірки. Для кожного необхідного чинника складається окрема мала аналізованої території (для аналізу рекомендується використовувати не більше 10 мап). Проведення процедури ОВНС полягає у суміщенні комірок окремих мап послідовно чи у певному поєднанні й аналізі на якісному рівні агрегованого впливу результатів реалізації обговорюваного проекту. Сутність методу полягає у наданні інформації у вигляді схем, планів чи діаграм, які потім у заданій експертом послідовності накладаються одна на одну. Головна перевага методу полягає у наочності надання інформації про просторовий розподіл об'єктів і джерел впливу, що дозволяє прогнозувати можливі наслідки від реалізації великих регіональних проектів. Метод найбільш корисний при оцінці альтернативних варіантів для лінійних типів проектів (нафтопроводів, автодоріг тощо), оскільки дозволяє виявляти вузли накладання різних впливів. Проблеми, що виникають при використанні цього методу, полягають у складності визначення меж і неоднорідності впливів. Розмитість природних меж, що не враховується на мапах, Іноді може призвести до зміщеності оцінки ситуації у двох природних виділах, які знаходяться поряд. Окрім того, при зображенні даних на мапі значний об'єм детальної інформації може бути втрачений і не використаний у процесі оцінки.Виявлення впливів за допомогою мережі

Рис. 4.5. Виявлення впливів за допомогою мережі

Мережевий метод розроблений для визначення впливів другого, третього і послідуючих порядків. Мережа за своєю суттю є діаграмою, представленою у вигляді послідовності матриць. Таким чином, мережам властиві всі переваги і недоліки методу матриць, за винятком можливості обліку віддалених наслідків, невловимих методом матриць. Мережі (рис. 4.5) відображають взаємодії в екологічних системах і дозволяють виявити непрямі впливи планованої діяльності. Недоліком методу є "розростання" мережі на кожному кроці, оскільки алгоритмічно неможливе відсікання малозначимих гілок мережі.

Створення і практичне використання кількісних методів ОВНС щодо наслідків, очікуваних внаслідок реалізації проектів господарської діяльності, були реалізовані у лабораторії Бателле (США). Метод Бателле базується на аналізі чотирьох основних категорій чинників (сфер) - екологічної, фізико-хімічної, сфери чутливого сприйняття і сфери людської діяльності. Вперше цей метод був використаний для оцінки впливу на довкілля очікуваними наслідками реалізації проектів розвитку водних ресурсів, контролю якості води, планів будівництва автомагістралей тощо. Для кожного чинника у методі був розроблений індекс якості навколишнього середовища, ранжований від 0 до 1 за методом значимої функції. Кожний чинник - індикатор впливу - задавався як різниця між існуючим на момент оцінки станом довкілля і його станом після реалізації впливу. У класифікації чинників довкілля кожному з них була присвоєні відносні вагові значення. Прийнятий підхід дозволив використати кількісну оцінку чи "числове зважування" чинників для прогнозу рівнів впливу і визначити різницю змін в об'єктах і компонентах середовища при реалізації альтернативних варіантів планованих проектів. Використання методу Бателле для цілей ОВНС передбачає систематичні дослідження довкілля, що надають достовірну статистичну інформацію, і наявність єдиної методики складання заяв про очікуваний вплив при розгляді проектів. Зазначені вимоги є головними складовими надійності й достовірності методу. Проте він має і недоліки. Висхідна інформація для ОВНС є ретроспективною, а надання кількісних значень вазі для деяких з показників впливу носить досить суб'єктивний характер (наприклад, при прогнозуванні соціальної реакції різних груп населення).

Вищевикладені методи і підходи процедури ОВНС для окремих проектів ініціювали підготовку створення банків даних і баз знань для компонентів і об'єктів природного середовища, а також відомостей про фактичні й прогнозовані впливи реалізованих і планованих проектів у різних секторах економіки. Таким чином, була підготовлена інформаційна і методична основа для наступного кроку у розвитку практики прогнозування і прийняття рішень з використанням імітаційних моделей. Достовірність прогнозу залежить від правильного вибору й обліку всіх значимих чинників негативного впливу й адекватної оцінки реакції біосферного компонента - об'єкта впливу. Формально математичні моделі значною мірою спрощують реальні процеси. Для їх реалізації у системі прогнозування необхідно враховувати багатофакторність реальних процесів. Проте оптимізація проводиться, як правило, за якимось одним параметром, інші задаються у системі обмежень (лімітуючі чинники). У загальному вигляді багато параметрична оптимізація полягає в розгляді варіантів, у кожному з яких по черзі як критерій оптимізації приймаються різні значимі чинники. Складнощі процесу моделювання багатофакторних систем починаються з процедури присвоєння (інтуїтивного чи шляхом вимірювань) кількісних значень якісним показникам (чинникам). Набір часткових математичних моделей дає можливість підготувати висхідну інформацію й організувати ЇЇ для вирішення конкретних задач. Виконання прогнозу за цими математичними моделями дозволяє отримати тренди достатньо простих процесів. Саме ці результати допомагають проводити аналіз процесів з погляду ранжування діючих чинників. Поняття "діючий чинник" адекватне параметру, який визначається однозначно (наприклад, надмірне внесення добрив і підвищений вміст біогенних компонентів у поверхневому стоці з полів і у водоймах. У даному випадку однозначно встановлюються значення поверхневого розподілу добрив. Складна, але принципово можлива кількісна оцінка процесів переходу біогенів у ґрунтові розчини та їх витрата на живлення рослин, ґрунтових мікроорганізмів, а також процесів вилучення надмірної кількості добрив з поверхневим стоком. Опис процесу схематичний, проте дає можливість кожний його акт представити у вигляді функціонального блоку і сформувати у вигляді балансової моделі відкритого типу. Складні процеси в окремих блоках схеми можуть бути згладжені шляхом визначення кількісних значень вхідних і висхідних потоків біогенів). Інформаційний банк, що включає часткові моделі, дозволяє значно скоротити час розробки прогнозу, оскільки вже є ретроспективний досвід з набором прийомів і рішень стандартних задач. Таким чином, створюються необхідні передумови для створення спеціалізованих баз знань з орієнтацією на цілі ОВНС для конкретної території чи сфери діяльності. Перевага такого підходу реалізується при створенні автоматизованих експертних систем, які дозволяють проводити ОВНС нових проектів, аналоги яких вже є у пам'яті системи. Головний недолік-відсутність механізму виявлення нестандартних проблем, пов'язаних з необхідністю вирішення протиріч при взаємодії протилежних інтересів і запобігання конфліктних ситуацій (цей недолік якоюсь мірою може бути усунений, якщо автоматизована система будується за адаптивним принципом і функціонує у діалоговому режимі з експертом і розробником ОВНС). Розробка сценаріїв для складних комплексних проектів передбачає введення допущень щодо тих діючих чинників, кількісні характеристики яких не піддаються прямому вимірюванню чи формалізації. Автори проекту приводять обґрунтовування прийнятих допущень, що є головною змістовною стороною процесу підготовки заяви (декларації) про очікуваний вплив на довкілля нового об'єкта чи об'єкта, що реконструюється. Саме це обґрунтовування є основною точкою для здійснення ОВНС. Імітаційне моделювання (альтернатива класичному математичному моделюванню) поєднало традиційні математичні методи з алгоритмізацією по суті всіх вищеописаних якісних методів. Сучасні імітаційні моделі ґрунтуються на потокових діаграмах масоенергообміну з активним використанням (при побудові структури моделей) досягнень мережевих методів. Кількісні оцінки інтенсивності потоків дозволяють коректно відбраковувати малозначимі зв'язки.

Значні можливості надає застосування методів багатомірної статистики - кореляції, регресії, кластерного і факторного аналізів. При порівнянні даних про забруднення чи змін окремих вивчаємих середовищ краще використовувати рангові статистичні моделі (не залежать від типу розподілу чинників впливу за частотою зустрічає мості). Встановлення гранично допустимих шкідливих впливів на екосистеми припускає розробку кількісних методів оцінки стійкості, що є методично складною задачею. Розрахункові методи визначення числових значень цього параметра нині обмежені й можуть використовуватися при детальних дослідженнях окремих компонентів системи стосовно конкретних видів впливів. У процесі вирішення цієї задачі необхідно кількісно охарактеризувати самі дії й обґрунтувати порогові значення для компонентів геосистеми.

 
Якщо Ви помітили помилку в тексті позначте слово та натисніть Shift + Enter
< Попередня   ЗМІСТ   Наступна >
 
Дисципліни
Агропромисловість
Банківська справа
БЖД
Бухоблік та Аудит
Географія
Документознавство
Екологія
Економіка
Етика та Естетика
Журналістика
Інвестування
Інформатика
Історія
Культурологія
Література
Логіка
Логістика
Маркетинг
Медицина
Менеджмент
Нерухомість
Педагогіка
Політологія
Політекономія
Право
Природознавство
Психологія
Релігієзнавство
Риторика
РПС
Соціологія
Статистика
Страхова справа
Техніка
Товарознавство
Туризм
Філософія
Фінанси
Інші