Экологическое нормирование качества загрязненных почв

Задачей экологического мониторинга является оценка состояния окружающей среды на основе регулярных на­блюдений. «Ценой» при этом являются нормативы качества окружающей среды. Цель экологического нормирования — сохранение экосистемы, ее структуры и функционирования. Подходы к оценке качества окружающей среды (в том числе почв) разнятся. Одни имеют четкую антропоцентристскую направленность, то есть за «нормальную» принимается сре­да, обеспечивающая требуемое качество жизни человека. Согласно экосистемным подходам, «нормальной» следует считать такую экосистему, в которой значимые антропоген­ные нарушения отсутствуют во всех звеньях экосистемы. Это служит гарантией обеспечения сохранения живых организмов и жизни человека. Санитарно-гигиеническое нормирование состояния почв — яркий пример антропоцентристского подхода, экологическое нормирование — пример экосистемного подхода.

При санитарно-гигиеническом нормировании состоя­ния окружающей среды под «нормой» понимается такое состояние окружающей среды, которое не оказывает от­рицательного влияния на здоровье человека. Санитарно-гигиеническим критерием качества окружающей среды служат предельно допустимые количества (ПДК) химиче­ских веществ в объектах окружающей среды. ПДК соответ­ствуют максимальному содержанию химического вещества в природных объектах, которое не вызывает негативного (прямого или косвенного) влияния на здоровье человека (включая отдаленные последствия). Гигиена — раздел прак­тической медицины, изучающей влияние внешней среды на здоровье человека. Санитария — практическая сторона гигиенического направления медицины.

Предполагается, что предельно допустимые количе­ства (ПДК) химических элементов в воде, воздухе, почве, кормах, сельскохозяйственных продуктах не представляют опасности для человека, а среда, отвечающая санитарно-гигиеническим нормам, не ухудшает здоровья человека, как одного из видов живых организмов.

Начало определению ПДК химических веществ в нашей стране положено определением ПДК загрязняющих ве­ществ в воздухе рабочих помещений в 1925 году. В 1949 году были определены первые ПДК для атмосферного воздуха, в 1950-м — для воды. К 1971 году перечень контролируемых веществ в воздухе составлял 120 наименований. В 1989 году были разработаны ПДК более чем для 300 химических веществ, содержащихся в атмосферном воздухе, и почти 1000 нормативов для вод, используемых с различными целями. Для почв разработаны ПДК по значительно мень­шему числу химических веществ (около 30). После начала перестройки в РФ определение ПДК химических веществ в природных средах приостановлено.

Практическое определение ПДК химических веществ в почвах и других природных средах проводится в лабо­раторных условиях путем выявления взаимосвязи между состоянием живых организмов и содержанием химических веществ в окружающей их среде (воде, воздухе, пищи). Эксперимент ведется по типу: «доза —эффект», т. е. про­слеживается изменение состояния опытных растений и животных при меняющемся уровне содержания различ­ных химических веществ в среде. Установлен (Коваль­ский, 1974) общий вид зависимости между состоянием любых организмов (растения, животные) и концентрацией различных веществ в окружающей их среде. Всегда существует зона оптимального содержания химических веществ в окружающей среде, обеспечивающего наибо­лее благоприятные условия для живых организмов. При отклонении от этой оптимальной области содержания хи­мических веществ в сторону снижения содержания этих веществ (недостаточность элементов, обеднение ими сре­ды) или в сторону повышения (избыточность элементов, в том числе загрязнение ими среды) всегда наблюдается нарушение и ухудшение состояния организмов, вплоть до их гибели.

Это узкоприкладной подход. Основным токсикологичес­ким показателем является общий санитарный показатель, в качестве которого используется параметр ЛД 50 — доза химического вещества, которая вызывает гибель 50 % под­опытных животных. По полулетальной дозе вещества в воздухе, которым дышат животные, в воде и пище, кото­рую они потребляют, определяют допустимое для живых организмов содержание веществ соответственно в воде, воздухе, продуктах питания.

Но с почвой прямые контакты человека несущественны или не имеют места вообще. Контакт почвы с организ­мом человека происходит опосредованно по цепочкам: почва — растение — человек; почва — растение — живот­ное — человек; почва — воздух — человек; почва — вода — че­ловек. Определение ПДК химических веществ в почвах фактически сводится к экспериментальному определению способности этих веществ поддерживать допустимую для живых организмов концентрацию веществ в контактиру­ющих с почвой воде, воздухе, растениях.

Именно поэтому ПАК химических веществ для почв устанавливается не только по общесанитарному показателю, как это принято для других природных сред, а еще и по трем другим показателям: транслокационному, миграционному водному и миграционному воздушному (таблица 19).

Таблица 19- Предельно допустимые концентрации химических элементов в почвах (мг/кг)

Транслокационный показатель определяют по способ­ности почв обеспечивать содержание химических веществ на допустимом уровне в растениях (тест культурами служат редис, салат, горох, фасоль, капуста и др.). Соответственно миграционный водный и миграционный воздушный — по способности обеспечивать содержание этих веществ в воде и в воздухе не выше ПДК. (В качестве объекта лабораторного исследования использовали образец верхнего горизонта дерново-подзолистой почвы.

Норматив для почв устанавливается по наименьшему из всех экспериментально найденных показателей. Напри­мер, для общего содержания ванадия в почве установлен уровень ПДК, равный 150 мг/кг, в то время как этому уровню соответствует только общесанитарный показатель, а водный миграционный равен 350 мг/кг почвы. ПДК содер­жания подвижных соединений цинка в почве измеряется 23 мг/кг, этот уровень установлен по общесанитарному показателю, при этом миграционный водный показатель равен 200 мг/кг.

Уровни ПДК, установленные по разным показателям, отражают как токсичность химических веществ, так и до­минирующий механизм их рас-пространения в природных средах. Например, для бенз(а)пирена и ртути ли-митирую­щим показателем является общесанитарный, для мышья­ка — транс-локационный, для хлористого калия — водный, для сероводорода — воздуш-ный (табл. 20).

Таблица 20 - ПДК химических веществ в почвах (мг/кг) и их лимитирующие показатели

Однако санитарно - гигиенические нормативы качества почв не лишенынедостатков; основной состоит в том, что условия модельного эксперимента определения ПДК и ес­тественные условия разнятся довольно существенно.

Назовем некоторые из них. 1. Существует неопреде­ленность в определении понятия ПДК химических веществ для почв. Она характеризует ПДК как ту концентрацию вещества в почве, которая безопасна для живых организмов. Нокритерии отрицательного влияния на них химических веществ не определены. 2. Не учтено время воздействия поллютанта. Эксперимент по определению ПДК длится, как правило, не более года, но этого срока недостаточно для того, чтобы оценить отдаленные последствия влияния химических веществ на живые организмы. Чем более долгим был контакт вещества с организмом, тем ниже будет отклик организма. 3. При установлении ПДК моделируется действие на живые организмы, как правило, одного фактора, в крайнем случае двух или трех. Но в реальных условиях организм подвергается комплексному воздействию ряда факторов, совместное действие которых во внимание не принимается. 4. Выводы, полученные на основании опы­тов с животными, переносятся без полного основания на человека. Но низшие животные (особенно крысы, мыши) более устойчивы к факторам внешней среды, чем люди. Перенесение результатов, полученных на таких животных, на человека недостаточно обоснованно и неадекватно. 5. Как правило, не учитываются генетические последствия, возможность сохранения нарушений в живых организмах ПОД влиянием химических веществ. Не учитываются инди­видуальная, наследственная и видовая чувствительность организмов, их адаптационные возможности, биологиче­ские ритмы. 6. ПДК для почв несут в себе все погрешности определения ПДК для других природных сред. Например, при разработке ПДК для вод учитывается влияние только истинно растворимой фракции этих веществ, а не всех возможных форм их нахождения (взвеси, коллоиды). 7. Не учтено, что многие поллютанты, например, тяжелые металлы, пестициды, обладают кумулятивным эффектом. Не учитывается способность химических веществ концентрироваться в трофической цепи. Химические вещества Концентрируются в организме человека в большей мере, чем в организме животных, а те, в свою очередь, в боль­шей мере, чем в растениях. А это значит, что в тех случаях, когда уровни ПДК химических веществ в низших звеньях трофической цепочки не достигнуты, не исключается возможность их накопления на более высоких уровнях (и соответственно превышение ПДК). 8. Не учитывается возможность трансформации химических веществ, их накопления на различных биогеохимических барьерах. 9. Не учитывается взаимодействие химических веществ. При различных видах взаимовоздействия (аддитивность, антагонизм, синергизм) возможно образование структур более опасных, чем исходные соединения. 10. He. оцени­вается в полной мере, качество природных сред в целом, например, при разработке нормативов для воды учитыва­ется воздействие любого вещества на воду, используемую в определенных целях (питьевых, рыбохозяйственных, тех­нических, рекреационных), но не рассматривается влияние этих веществ на воду как целостную природную систему, как природный ресурс. 11. Не учитываются свойства почвы. Но влияние сорбционной способности почв, содержания гумуса, кислотно-основных условий, гранулометрического состава обусловливает способность почв к самоочище­нию. Следствием невнимания к свойствам почв является неприемлемый для использования уровень ПДК мышьяка в почвах. Этот показатель был установлен первым при разработке ПДК для почв, когда гигиенисты использовали в работе не образец почвы, а чистый песок, обладающий минимальной поглотительной способностью. В результате был установлен такой уровень ПДК мышьяка, который ниже уровня содержания элемента в большинстве почв.

Одним из этапов решения проблемы экологического нормирования был подход, основанный на определении допустимой нагрузки на почву с учетом ее буферных свойств, обеспечивающих способность почвы ограничивать подвижность поступающих извне химических веществ, способность к самоочищению. Такие подходы развиваются в России и в других странах.

Однако разработать ПДК для каждого типа почв не­возможно. Целесообразна разработка нормативов хими­ческих веществ для почвенно-геохимических ассоциаций, объединенных общностью основных физико-химических свойств, определяющих их устойчивость к химическому Загрязнению.

На следующем этапе для ряда химических элементов были разработаны ОДК (ориентировочно допустимые количества) этих элементов для почв, различающихся по важнейшим свойствам (по кислотности и гранулометри­ческому составу). Они были разработаны не на основе стандартизованного экспериментального метода, а на основе обобщения имеющихся сведений о взаимосвязи между уровнем нагрузки на почвы, состоянием почв и сопредельных сред.

В основу группировки почв по устойчивости к тяжелым металлам в первую очередь положены кислотно-щелочные условия, господствующие в тех или иных почвах. Для груп­пировки почв было принято во внимание распространение основных геохимических ассоциаций почв на территории России. Наибольшую площадь распространения имеют геохимические ассоциации почв с кислой и нейтральной реакцией среды с подразделением на две группы:

— почвы с очень кислой и кислой реакцией (рН водной вытяжки < 5);

— почвы со слабокислой и нейтральной средой (рН 5-7).

В эти две ассоциации! занимающие 60 — 70 % площади России, войдут практически все подзолистые, дерново-под­золистые, серые лесные и часть черноземов, включая их окультуренные варианты. Важен учет гранулометрического состава почв, особенно для почв первой группы. Поэтому почвы этой группы были разбиты на две подгруппы по гранулометрическому составу:

а) песчаные и супесчаные почвы, обладающие наимень­шей устойчивостью к загрязнению; б) суглинистые и глинистые почвы, относительно более устойчивые к загряз-нению химическими веществами.

По этому принципу в нашей стране были определены ориентировочно допустимые количества (ОДК) химических элементов в почвах (табл. 21). Отличие их от зарубежных в том, что они рассчитаны с учетом фонового содержания и дифференцированы в зависимости от реакции и грану­лометрического состава почв.

Таблица 21 - Ориентировочно допустимые концентрации (ОДК) тяжелых металлов и мышьяка в почвах(общее содержание, мг/кг) (1994)

Уровни ОДК для одного и того же элемента для почв с разными свойствами различаются в 4 —5 раз. Наиболее опасны ксенобиотики — вещества искусст­венной природы. Отдаленные последствия их воздействия на живые организмы неизвестны. Характер влияния искус­ственных токсикантов на живые организмы отличается от действия веществ, являющихся естественными составляю­щими почв, тем, что при изменении концентрации таких веществ во внешней среде в живых организмах не обнару­живается области стимулирования. Любые концентрации этих веществ в окружающей среде ведут к патологии. Скорость синтеза и выпуска многих из таких веществ, например Пестицидов, выше скорости их нормирования. Пестицидов используется в настоящее время свыше 1000 наименований, не для всех из них есть ПДК.

При несовершенстве санитарно-гигиенических нор­мативов для содержания химических элементов в почвах, следует признать, что подходы и методы их определения имеют экологическую направленность. Эти подходы опи­раются на роль и механизмы связи почвы с другими при­родными средами.

Биогеохимическое нормирование. В основе биогеохимического нормирования лежит медико-географический подход. Он основан на натурных наблюдениях в таких регионах, где самой природой созданы " условия избытка или недостатка тех или иных химических элементов естественного происхождения в природных средах. Эти регионы называются биогеохимическими про­винциями, и результаты регулярных наблюдений в них за состоянием живых организмов, в том числе и за здоровь­ем людей, позволяют установить связь их с содержанием элементов в природных средах.

Ценность этого подхода — в опоре на фактический, а не экспериментальный материал. Теоретическая основа здесь совершенно иная, чем при санитарно-гигиеническом нормировании. Предполагается, что каждому биогеохимическому таксону (ландшафту, экотопу) соответствует Четкая взаимосвязь и взаимообусловленность пищевых цепей, которая складывалась длительное время. Она адаптирована к природным специфическим условиям, с которыми связаны миграция и аккумуляция любых хи­мических веществ. Живые организмы реализовали все природные механизмы сопротивления внешнему воздей­ствию, их состояние соответствует химическому составу окружающей среды.

На вероятностной основе определяются верхние и нижние границы, в рамках которых состояние большинства живых организмов (животных, растений, человека) в зонах биогеохимических провинций не отклоняются от нормы, т. е. где осуществляется саморегуляция системы. Но, как правило, 5 — 20 % людей или животных в эндемических райо­нах оказываются пораженными. Чем больше содержание химических элементов превышает пороговые уровни, тем выше число пострадавших. Процесс естественного отбора при этом обостряется.

Выявлена связь между недостатком или избытком ряда элементов в природных средах и состоянием живых организмов, например, кобальтом и синтезом витамина В₁₂ и, как следствие, анемией при акобальтозе, Pb, Нд, Мо — и интоксикацией; F — флюорозом и другими кост­ными заболеваниями; Си, Zn, Мn, В — и хлорозом многих видов растений; Си — и суховершинностью растений, В — и эндемическими энтеритами; I — и эндемическим зобом; Sr — и особыми формами рахита; Ni — и кожными забо­леваниями; Se — и мышечной болезнью животных. Таким образом, состояние живых организмов в зоне биогеохими­ческих провинций служит индикатором уровня содержания химических элементов в окружающей среде.

На основе этой концепции разработаны методы био­геохимического экологического нормирования. Проведено районирование биогеохимических эндемий на принципах почвенно-географического и биогеохимического районирова­ния. Они соответствуют принципам выделения почвенных зон В.В. Докучаевым еще в 1989 — 1900 годах, почвенных провин­ций Л.И. Прасоловым (1939), климатических зон Л.С. Бергом (1958), геохимических провинций А.Е. Ферсманом (1931), биогеохимических провинций, выделяемых А.П. Виногра­довым (1938). Активно привлекаются приемы медицинской ветеринарной географии биогеохимических эндемий.

В результате вся территория страны разделена на БГХ зоны: таежно-лесную нечерноземную, лесостепную и степную черноземную; сухостепную; полупустынную и пустынную; горную. Каждая из зон неоднородна, мозаична. В ней могут быть выделены биогеохимические провинции с различным уровнем содержания в природных средах химических ве­ществ. Особенно отличаются биогеохимические провинции над рудными телами. Такое районирование позволило связать биологическую реакцию организмов, их адаптацию с природными факторами, с количественными показателями состава почвообразующих пород, почв, вод, растительного покрова.

Для выделенных провинций проведен анализ экологи­ческих параметров. В биогеохимических провинциях, для которых характерно недостаточное или избыточное по сравнению со средним содержание химических элементов в природных средах, выявлена связь между состоянием живых организмов и составом компонентов окружающей среды. Определены те концентрации химических элементов в почвах, водах, растениях, выше и ниже которых наруша­ются обменные процессы в живых организмах.

На основе биогеохимического районирования В.B. Ковальским установлены пороговые концентрации ряда хи­мических элементов в почвах(таблица 22).

Таблица 22 - Пороговые концентрации некоторых химических элементов в почвах, мг/кг (по Ковальскому, 1964)

Проверкой эффективности используемого подхода может быть реакция живых организмов на исправление установленного дефицита добавкой дефицитного элемента. Например, введение селенита животным из биогеохими­ческой провинции не вызывало никаких отрицательных последствий, а введение животным из фоновых районов вело к нарушениям их состояния.

Статическое нормирование. Статистический прием определения уровней допусти­мых концентраций химических веществ впочвах состоит в определении усредненных (наиболее распространенных) уровней содержания химических элементов в природных средах в естественных условиях. Теоретическая основа та­кого подхода: среднее содержание химических элементов в природных средах в естественных условиях соответствует условиям нормального состояния живых организмов. Методически задача состоит в том, чтобы определить фоновые уровни (а при отсутствии фоновых — кларки) содержания химических элементов в почвах, учесть их природное варьирование, и отклонением от нормы считать значимое превышение верхнего предела возможных уров­ней содержания этого элемента. За значимое принимается превышение от среднего содержания элемента на 3 стан­дартных отклонения.

На такой основе построены некоторые зарубежные системы ПДК для почв (таблица 23).

Таблица 23 - ПДК химических элементов в почвах (мг/кг) по данным исследователей разных стран

К этой группе нормативов качества почв может быть от­несен показатель суммарного загрязнения почв Z_e (таблица 24). Рассчитывают его по формуле, предложенной Ю.Е. Саетом:

Z_c= (S_ci/C_ф) - (п - 1).

Таблица 24 - Показатель суммарного загрязнения почв Z_c

Нормирование состояния загрязненных почв на основе концепции экологического риска. В связи с повышением числа катастроф природного и техногенного характера во всем мире повышается внимание К оценке риска, угрозы жизни человека, в том числе эколо­гического риска. Определение понятия дано в Федеральном законе РФ об охране окружающей среды (2002): риск от химического загрязнения почв — это нежелательные для Человека и почв последствия антропогенной деятельности, " «вторые могут произойти с определенной долей вероят­ности.; Понятие экологического риска связано с понятием опасности, крайней степенью проявления которой является экологическая катастрофа.

Оценка экологического риска для определенного ланд­шафта вследствие загрязнения почв любыми химическими веществами проводится на основе сведений о реальной нагрузке загрязняющих веществ на почвы, их миграции в ландшафте и учете устойчивости почв к загрязнению.

При этом принимаются во внимание следующие факто­ры, характеризующие исследуемый ландшафт: 1) тип почв — характеризует кислотно-щелочные условия, содержание и тип гумуса, численность и видовой состав микрофлоры; 2) гранулометрический состав — характеризует почвенную поглотительную способность, содержание физической гли­ны и песка; 3) положение в рельефе — характеризует сте­пень геохимической подчиненности почв в ландшафте, т. е. Интенсивность и направленность процессов рассеивания и аккумуляции загрязняющих веществ; 4) водный режим почв — характеризует соотношение количества осадков и испаряемости; 5) тип растительности — характеризует биологический фактор, оказывающий влияние на степень подвижности загрязняющих веществ; 6) почвообразующие породы — характеризует направление и скорость почво­образовательного процесса.

Негативный эффект влияния повышенной нагрузки на почвы оценивается по реакции чувствительных живых организмов. Чаще всего это проводится по реакции чув­ствительных микроорганизмов почвы.

Для нахождения ориентировочного показателя эколо­гического риска для почвы нужны два показателя: общей химической нагрузки загрязняющего вещества (или загряз­няющих веществ) на почвенный покров и критической и нагрузки этих же поллютантов на эту территорию. Общую химическую нагрузку (кг/га или т/га) находят по массе всех потоков вещества на данную территорию. Основными источниками их на пахотных почвах чаще всего являются атмосферные выпадения и средства химизации.

Под критической нагрузкой понимается максимально безопасное для данного ландшафта количество загрязняю­щего вещества. Критическую нагрузку находят, принимая во внимание все механизмы трансформации и перераспре­деления исследуемых веществ на данной территории (вынос из верхнего слоя за счет внутрипочвенной биогенной и абиогенной миграции, поверхностный сток в сопредельные среды и пр.), а также механизмы устойчивости почв данной территории (основываясь на поглотительной способности почв, что справедливо для загрязняющих веществ любой природы, на биотической и абиотической деструкции, что справедливо для органических поллютантов).

Показатель критической нагрузки можно получить разными способами: а) экспериментально (при полевых наблюдениях, лабораторных опытах), определив парамет­ры всех процессов, влияющих на поведение исследуемых веществ в данных почвах или привлекая необходимые сведения из различных источников; б) используя суще­ствующие программы, предназначенные для вычисления критических нагрузок конкретных загрязняющих веществ по вышеназванным показателям; в) по критическому со­держанию исследуемых веществ в продуктах растениевод­ства, выращенных на данных почвах; г) опираясь на ПДК химических веществ в почвах, переведя их величины из мг/кг массы вещества в кг/га площади исследуемых почв (Овчинникова, 2003).

Ориентировочный показатель экологического риска для почв можно найти как отношение общей химической нагрузки на почвенный покров к критической нагрузке этих веществ на эту же территорию.Уровни показателя экологического риска загрязнения почв измеряются величинами, превышающими единицу. 0ни могут быть классифицированы. Один из примеров такой классификации приведен в таблице 25.

Таблица 25 - Классификация риска загрязнения почв (по Овчинниковой, 2003)

Нормирование на основе концепции экологического риска имеет прямой выход в практику, так как позволяет учитывать опасность загрязнения почвы при расчете ка­дастровой стоимости, при этом чем выше риск загрязнения земель, тем ниже ее стоимость.

Экосистемное нормирование. В настоящее время в подходах к нормированию со­держания химических элементов в почвах все большее распространение получает экосистемная направленность. Начало экосистемному нормированию положено работа­ми по экологической экспертизе, основной задачей которой была оценка конкретного вида техногенного воздействия на состояние окружающей среды в конкретном регионе.

Современная концепция экологического нормирования опирается на экосистемный подход. В этой концепции нет места представлениям о предельно допустимых количествах, о пороговости в изменении состояния организмов. В эко­системе порогов нет. Рассматривается беспороговая модель. Главным является тезис о том, что нормальным состояние экосистемы может быть только при сохранении целостности экосистемы, при обеспеченности сохранности биогеохими­ческих циклов всех химических элементов в экосистеме.

Экосистема — это сложноорганизованная система, которую можно представить как сочетание плотно упа­кованных экологических ниш. При поражении одних организмов, при снижений активности их, деятельности освободившиеся ниши заполняются более толерантными видами. Это ведет к сглаживанию эффекта воздействия, к снятию порогов.

Экосистемное нормирование не допускает не только патологических, но и предпатологических изменений. Цель экосистемного нормирования состоит в том, чтобы сохра­нить природу в таком состоянии, когда все живые организ­мы " имеют равное право на существование. Такой подход обеспечит сохранение и человека (популяции, индивидуума) как компонента экосистемы. Человек отличается от других организмов, в частности, тем, что является конечным консументом в большинстве трофических цепей. Задача состоит в том, чтобы проверить, сохраняется ли уровень содержания этого вещества при любом антропогенном воздействии на экосистемы в пределах флуктуации его содержания в естест­венных природных условиях или выходит за эти пределы.

Теория экосистемного нормирования последовательна, но методы ее окончательно не разработаны. Не разрабо­таны понятия о существенных и несущественных изме­нениях в экосистеме. Некоторые из предложений только обсуждаются.. Для выявления максимально допустимого воздействия на экосистему нужно прежде всего среди всех воздействий выявить то, которое оказывает наиболее сильное негативное (действие на экосистему. Таким воздействием, как правило, является химическое загрязнение.

Требуется учитывать все силы в экосистеме, которые способны компенсировать внешнее техногенное воздей­ствие на нее. При оценке его влияния применяется принцип «слабого звена». Он основан на представлениях о лими­тирующих факторах в сложной системе. Следует уделить внимание тому виду воздействия, которое может лимити­ровать развитие экосистемы. Это значит, что нагрузки, допустимые для самого уязвимого компонента экосистемы, принимаются как допустимые для системы в целом. Но эко­логические нормативы должны быть дифференцированы, что достигается региональным или бассейновым подходом при получении его показателей.

При экосистемном подходе нужно принимать во внимание не только токсическое действие химического вещества. Следует оценивать и другие возможные виды нарушения экосистемы, такие как сокращение видового разнообразия, изменение отдельных групп биоты, выпадение из эко­системы видов — доминантов, изменение величины про­дуктивности, упрощение трофической цепи, уменьшение ассимиляционной емкости экосистемы и ее способности к самоочищению, разрушение экосистемы.

Под ассимиляционной емкостью понимается количество поллютанта, которое система способна воспринять (ассимилировать) без нарушения закономерностей ее функцио­нирования. При ее расчете принимаются во внимание все потоки вещества: его поступление из разных источников, вынос за пределы системы, сорбция почвенными компо­нентами, перевод в нерастворимые формы, биотическая и абиотическая деструкция и др. Допускается использо­вание как расчетных, так и экспериментальных (в том числе лабораторных) данных, экстраполяция и интерпо­ляция результатов, полученных для близких по структуре и функционированию экосистем. Важно включение не только биогенных, но и абиогенных показателей (например, гидрохимических).

Выбор показателей, контроль которых проводится при экосистемном нормировании, зависит от того, на каком уровне организации экосистемы оцениваются изменения. Например, предлагается в качестве критериев экологи­ческого состояния экосистемы использовать показатели сохранности вертикальной и горизонтальной структуры фи­тоценоза, показатели завершенности круговорота веществ (конечным результатом чего является плодородие почв).

В качестве показателя сохранности экосистемы можно использовать баланс гумуса в почве. При этом предлага­ется считать нагрузки на экосистемы допустимыми, если в почве поддерживается положительный баланс гумуса, что свидетельствует о выполнении почвами их функций в биосфере. Есть предложение признаком нарушения в сохранности и целостности экосистемы считать накоп­ление в зоне техногенного воздействия на биогеоценоз неразложившейся подстилки, что может свидетельствовать о незавершенности круговорота углерода.