Развитие энергетики России Тепловые станции Экологический аспект Электрофильтры Регенеративные методы Математическое моделирование экологических систем Аварийные ситуации на АЭС

Введение в экологию энергетики

Например, реакция экосистемы на действие фактора по логистической модели (правее диапазона толерантности) состоит из четырех последовательных фаз:

а) фазы активного сопротивления всей системы за счет внутренних ресурсов,

б) фазы экспоненциального "выбивания" слабых звеньев, когда ресурс, поддерживающий устойчивость экосистемы, исчерпывается,

в) фазы роста адаптационных процессов в системе, противодействующих влиянию фактора,

г)  и, наконец, фазы стабилизации, когда "выжившие" компоненты экосистемы воспринимают установившийся уровень фактора в пределах своего диапазона толерантности.

Несмотря на огромное количество имеющейся литературы о влиянии тех или иных поллютантов на особенности жизненных циклов биологических объектов, как отмечал Д.М. Розенберг [Rosenberg, 1993], «выявленные закономерности основываются, как правило, на косвенных показателях, а не на процедурах, которые предполагают тщательную проверку той или иной гипотезы». Еще в меньшей мере изучается динамика реакций объекта на воздействие, которая может меняться как во времени, так и в процессе развития экосистемы вследствие "запуска" механизмов адаптации, кумуляции и гибкого восстановления. Социально-экономические последствия сооружения АЭС Реализация мероприятий Программы позволит оптимально и сбалансировано использовать имеющиеся топливные и минеральные ресурсы, повысить экспортный потенциал страны, обеспечить экологическую чистоту энергетических технологий, развивать ядерные технологии для использования в различных отраслях экономики, обеспечить социально-экономическое развитие территорий Республики в регионах строительства атомных электростанций (АЭС), включая следующие социально-экономические последствия сооружения АЭС

Анализ совокупного действия факторов связан, в первую очередь, с именами Э. Митчерлиха [E. Mitscherlich; работы 1909-28 гг.]  и Б. Бауле [B. Baule; работа 1918 г.; Реймерс, 1990]. Последний предложил обобщение решения уравнения кинетики 1-го порядка для n факторов воздействия под именем уравнения Митчерлиха–Бауле:

.

К сожалению, авторам известны лишь крайне немногочисленные работы по расчету конкретных значений An и Ci для синергических наборов реальных факторов, относящихся к элементам питания зерновых культур в почвах [Василевич, 1983].

Левее порога толерантности

Правее порога толерантности

Подпись: Линейная зависимость:
Y = k0  + k1 X ;
дифференциальная форма
dY/dX  = k1

Подпись: Экспонентная зависимость:
Y = a0  e k X;
дифференциальная форма
dY/dX  = kY

Подпись: Логистическая зависимость:
 ;
дифференциальная форма
dY/dX  = rY (1 – Y/k)

Рис. 2.2. Некоторые формы зависимостей реакции экосистем (Y) на

воздействующие факторы среды (X)

Структурные компоненты описания экосистем

Мем № 12: «Как правило, экологическое исследование начинается с получения пробы в природной обстановке. Цель исследования понять, почему здесь найдены данные виды, представленные данным количеством особей, что было раньше и что будет потом. Количество видов чаще всего имеет порядок 102, т.е. видов слишком много, чтобы рассматривать все возможные взаимодействия, и слишком мало, чтобы иметь дело со средними характеристиками ансамбля. Фактически, все распространенные подходы к решению задачи о многовидовой системе связаны с попытками изменения размерности описания этой системы» Б.Я. Виленкин [1978].

Последствия воздействия факторов среды на сообщества гидробионтов связаны, в первую очередь, с изменениями в экологической структуре.

Видовой принцип в настоящее время господствует в изучении структуры сообществ, между тем ряд исследователей считают такой подход явно односторонним [Баканов, 2000б]. В последнее время часто высказываются предположения о том, что вид как таковой по отношению к структуре животного населения – случайный компонент [Чернов, 1971] и является, скорее, понятием филогенетическим (зоологическим или ботаническим), а не экологическим. В.Д. Федоров и Т.Г. Гильманов [1980] отмечали, что понятие функциональной (трофической) группировки более важно для понимания целостных свойств экосистемы, чем понятие популяции, которая может быть настолько гетерогенной, что ее трудно безоговорочно причислить к одной из таких группировок. Д.Н.Кашкаров [1933] полагал, что не видовой состав, а преобладание и соотношение тех или иных жизненных форм характеризуют сообщество. Иногда однотипные сообщества могут не иметь общих видов, а разнотипные дают высокие значение индексов видового сходства. А.А. Малиновский [1970] считал, что основное в системе – не тождественность элементов, а наличие определенных связей. В системе может происходить полная замена элементов, но она сохраняется при условии сохранения преемственности между элементами и типами связи.

Многие исследователи, отмечая недостаточность разбиения живых компонентов экосферы только по систематическому признаку, понимают под элементами классификационной системы не только популяции, но и трофические уровни, жизненные формы и т.п. Например, Д.И. Берман и Б.Я. Виленкин [1975] считают, что желательная концепция о сообществе должна включать некоторое число разбиений, соответствующее принципам организации любого сообщества, а не видовой принадлежности организмов.

К сожалению, структурно-классификационные процессы ограничились самой приятой и малоответственной стороной научного творчества – придумыванием терминов. С.И. Левушкин [1976] считает, что генетически тождественные популяции составляют вид, экологически тождественные – биоморфу, т.е. экологический аналог вида. А.И. Баканов [2000б] и Г. Хитвол [Heatwale, 1979] считают более удобным термин экон, который можно рассматривать как элементарную экологическую единицу, включающую группу организмов, использующих одни и те же ресурсы одинаковым образом и играющих одинаковую роль в экосистеме, т.е. занимающих близкие или сильно перекрывающиеся экологические ниши. Указанный термин близок к понятию экобиоморфы, но более дифференцирован. Основой единицей классификации объектов в видовом пространстве фитоценологи традиционно считают ассоциацию, под которой понимают некоторую статистически устойчивую комбинацию видов, сбалансированную по своим трофическим связям и обитающую приблизительно в одинаковых условиях среды. По различным принципам и в зависимости от цели исследования выделяют такие компоненты экосистемы, как ярусы, синузии, консорции, трофические уровни, ценоячейки, ценокванты, таксоценозы, эргоцены, номоценозы, гильдии, клики, лохосы, фаланги, ассамблеи и т.д. [Миркин, 1985; Миркин с соавт., 1989; Миркин, Наумова, 1998]

После того, как теоретико-терминологическая основа заложена, актуальным представляется следующий этап – научиться "отличать одно от другого", а именно, разработать систему результативных формальных правил, по которым можно было бы надежно идентифицировать такие понятия, как «жизненная форма», «роль», «ассоциация» или «экологическая ниша» и проч., используя только данные подсчета конкретных особей в реальных гидробиологических пробах.

В рамках настоящей работы мы рассматривали вид как основную и неделимую элементарную единицу любых классификационных конструкций более высокого уровня. Это, в первую очередь, определяется отработанной столетиями методикой объективного определения видовой принадлежности особей, в то время, как укомплектовать, например, синузию из конкретных особей, найденных в пробе, удается далеко не многим. Это, разумеется, не отрицает возможности сформировывать из видов-кирпичиков конкретного биоценоза сколь угодно сложные субъективные иерархические построения, основанные на разнообразных концептуальных структурах (половой, фонетической, социальной, энергетической, трофической, доминирования и проч.; по А.П. Левичу [1980]).

При построении конкретных математических конструкций, в зависимости от целей и задач расчетов иногда предпочтительнее сформировать признаковое пространство не на основе видов, а на более высоком таксономическом уровне – трибы, подсемейства, семейства и т.д. На наш взгляд продуктивно использование системы двух параллельных градаций – по таксономической принадлежности и трофическому уровню. Например, по результатам 15-летних экспедиционных исследований малых рек Самарской области было встречено  280 видов семейства Chironomidae, которые относятся к 5 подсемействам и двум трибам. С другой стороны, каждый вид по основным особенностям питания можно отнести к одной из 5 трофических групп, пренебрегая не всегда очевидными случаями, когда в разных биоценозах один и тот же вид будет играть разную роль. Тогда трофико-таксономическая классификация второго уровня, вслед за видовой, будет состоять из 20 групп (Diamesinae – «Хищники хвататели», Diamesinae – «Фитодетритофаги собиратели», Orthocladiinae – «Хищники хвататели», Orthocladiinae – «Всеядные собиратели» и т.д.).

Мем № 13: «Экосистема – удобная, но довольно условная формализация для достаточно произвольно выделенной, например, представленной в пробе, смеси видов» Р. Маргалеф [Margalef, 1968].

Завершая обзор теоретических конструкций системной экологии и не подвергая сомнению сам факт реальности существования экосистем как некоторого многоуровневого преобразователя вещества и энергии, остановимся на чисто гносеологическом аспекте – что доступно исследователю для получения некоторой целостной картины того объекта, который он изучает? Оказывается, что реальное приборное измерение многих постулируемых параметров экосистем, в первую очередь, конкретных параметров материально-энергетических (тем более, информационных) потоков между ее элементами, на современном этапе развития науки и техники представляется невозможным. Обычно контролю или непосредственному измерению доступен только некоторый ограниченный набор факторов, имеющих часто весьма косвенное отношение к сущности изучаемого явления.

Например, с некоторой вероятностью ошибки можно установить следующие показатели:

объем ввоза и рассредоточения по территории водосбора фосфорных удобрений (например, по путевым листам автотранспорта);

концентрацию ионов фосфора в воде водоема методами химического анализа;

численность и биомассу организмов зообентоса (при этом часто отборы проб не являются совместными и ведутся для разных точек водоема в разные моменты времени). 

Однако при синтезе модели эвтрофирования экосистемы исследователя интересуют более обобщенные параметры, такие как фосфорная нагрузка на водоем или роль бентосных организмов в элиминации фосфора из донных отложений. Эти и множество других определяющих параметров экосистемы рассчитываются исследователем на основе его собственных модельных представлений о процессе или явлении и являются, по своей сути, вероятностными. Причем эта вероятностность определяется уже не погрешностью измерительного прибора, которую можно хотя бы теоретически точно оценить, а адекватностью используемой модели (уравнения, критерия, коэффициента), т.е. степенью приближенности уравнения модели, описывающего процесс, к явлениям, происходящим в реальной природе. Оценка такой адекватности представляет собой наиболее ответственный и трудно формализуемый этап математического моделирования [Розенберг, 1989] и принципиально не может не зависеть от условий, в которые поставлен исследователь, его образа мышления, математической эрудиции и, наконец, его доброй воли.

Следовательно, любая экосистема, описанная на бумаге, – это, не более, чем субъективное (и, хочется использовать модный термин, виртуальное) отображение наших представлений о реальном мире. Единственным реальным компонентом этого описания являются множество первичных данных, полученных с помощью микроскопа, аналитического прибора и проч., которые всегда точны (если не принимать во внимание погрешность измерений), объективны и не требуют никаких доказательств необходимости своего существования.

Мы акцентируем внимание на этом аспекте потому, что в дальнейшем изложении собираемся в ряде конкретных случаев задаваться вопросом о прагматической целесообразности того или иного модельного компонента (уравнения, критерия, коэффициента). Применение различных индексов в действующих методиках биологического мониторинга представляется нам обоснованным только в тех редких случаях, когда они позволяют реально учесть в анализе новые информационные аспекты, не содержащиеся в явном виде в исходном пространстве признаков (например, использовать ретроспективный опыт и функциональные закономерности, выявленные исследователями на водоемах других регионов). В большинстве случаев для разрешения традиционных задач гидробиологии достаточна элементарная статистическая обработка первичных исходных данных.


На главную