Дальше

Назад

Начало

Конец

Список

В разделе 1.5 подробно обсуждались математические аспекты оценки комбинированного воздействия n факторов и приведена формула (1.3) для расчета совместного эффекта на основе матрицы коэффициентов парного взаимодействия a_ij индивидуальных эффектов i и j. Однако, если принять во внимание, что к настоящему времени в воде водоемов пронормировано свыше 1000 веществ, а стоимость разработки ПДК по одному веществу составляет около 50 тыс. долларов, то любые попытки оценить в ходе эксперимента коэффициенты комбинированного действия различных пар веществ выльются в астрономические трудовые и стоимостные затраты. А уравнение для линейного и парного взаимодействия можно дописать справа, добавив коэффициенты тройного и множественного взаимодействия. Поэтому при учете комбинированного действия нескольких факторов приходится руководствоваться "простыми" умозаключениями, основанными на накопленном опыте и здравом смысле.

Поскольку к различным группам объектов оценивания могут быть предъявлены неодинаковые требования, то при разработке комплексного показателя необходимо предварительное разделение водоемов на группы: по виду водопользования, почвенно-климатическому региону, степени природной минерализации, особенностям гидрологического режима и проч. [Хелмер, 1976^Н; Жукинский с соавт., 1978; Смирнова с соавт., 1979^Н; Le Foil, Lesouef, 1981^Н]

Следующий этап заключается в том, чтобы определить, какие показатели должны быть использованы для оценки качества воды. По этой проблеме в литературе имеется множество предложений [Гурарий, Шайн, 1974^Н; Статистика.., 1981^Н; Методические.., 1983^Н], которые для удобства рассуждения разделим на три группы:

• использование всех показателей, для которых установлены ПДК [Valiquette et al., 1981^Н; Новиков с соавт., 1984^Н];
• применение небольшого числа нормируемых показателей (от 4 до 10-12) [Фридланд, Рублева, 1958^Н; Chin, Goh, 1981^Н; Караушев с соавт., 1981^Н; Львович, 1982^Н];
• учет некоторых нормируемых показателей, а также соединений, которые могут образоваться в результате химических и биохимических превращений [Богородицкий, 1981^Н, Методические.., 1981^Н; Bianchi, Piwano, 1981^Н].

Почти все авторы с небольшими вариациями сходятся на следующей группе: взвешенные вещества, растворенный кислород, биохимическое потребление кислорода (БПК), рН, коли-индекс, NH₄⁺, NO₃^-, хлориды, сульфаты. В различных работах [Пичахчи, 1979^Н; Le Foil, Lesouef, 1981^Н] по-разному дополняется этот список, но в целом круг обязательных ограничивается 20—25 показателями. Предложения о комплексной оценке качества воды на основе такого сокращения списка (или какого-либо из его расширенных вариантов) базируются на использовании одного из двух принципов:

• приоритетности [Helmer, 1981^Н; Сватков, 1982^Н] и
• репрезентативности [Лозанский с соавт., 1979^Н; Chin, Goh, 1981^Н; Белогуров, 1981^Н].

Принцип введения репрезентативных показателей [Караушев с соавт., 1981^Н; Львович, 1982^Н] состоит в разделении загрязняющих веществ на две группы: репрезентативные и фоновые, первые из которых определяют часто и систематически, а вторые — относительно редко. В число репрезентативных специально отбираются загрязнения, концентрации по которым, исходя из местных условий, могут значительно превышать ПДК. В качестве фона рассматриваются вещества "обязательной" группы (их может быть 15-20). Например, для водоемов в зоне влияния целлюлозно-бумажного производства в число репрезентативных следует включать сернистые и органические соединения, показатели потребления кислорода ХПК и БПК.

Большинство исследователей при расчете комплексных показателей переводят данные отдельных измерений в безразмерные единицы – баллы [Гурарий, Шайн, 1974^Н; Белогуров, 1981^Н]. При этом основное требование состоит в том, чтобы оценка результирующих изменений качества объекта была бы "изоэффективна" как при использовании натуральных, так и балльных показателей [Новиков с соавт.,1984^Н]. Поясним это важное требование.

Предположим, что каждое загрязняющее вещество вызывает некоторый эффект вредного действия в биотических элементах среды, куда оно внесено. Этот эффект может иметь интегральный (снижение биоразнообразия экосистемы в единицах индекса Шеннона, увеличение запаха воды в баллах и проч.) или частный экофизиологический характер (гибель особей индикаторного вида гидробионтов, снижение гемоглобина в крови и т.п.). Численное выражение этого эффекта свяжем с некоторым унифицированным показателем качества воды W, выраженном в безразмерных единицах (баллах), а аддитивный вклад каждого i-го фактора (химического ингредиента) в эту суммарную оценку примем равным d _i Допустим, что концентрация вещества Х в водоеме изменилась от С_x1 до C_x2. В другой раз при постоянстве концентрации Х изменилась концентрация вещества Y от C_y1 до С_у2. Если при этом изменения качества воды D W были одинаковы, то значениям С_x1, C_x2, C_y1, С_у2 должны соответствовать такие балльные оценки d _x1, d _x2, d _y1, d _y2, чтобы соблюдалось равенство:

При разработке комплексных показателей очень трудно уверенно определить равенство изменений качества исследуемого объекта D W при изменениях различных единичных показателей.

Традиционным способом определения балльных оценок является применение формулы: , где С_i и ПДК, – концентрация и ПДК i-го вещества в воде. Соответственно, комплексная оценка качества рассчитывается по формуле:

Но можно ли считать, что найденные таким способом d _i удовлетворяют требованию изоэффективности? Несложный анализ формулы (3.4) свидетельствует о том, что балльные оценки взаимоадекватны только при выполнении четырех условий:

• вклады должны отражать однонаправленный характер вредного действия, что автоматически должно исключить из списка анализируемых показателей концентрацию растворенного кислорода и рН;
• опорные значения нормирующих величин в знаменателе изоэффективны, что далеко не так, поскольку при обосновании ПДК используется достаточно широко варьируемый для различных веществ коэффициент запаса, оказывающий тем большее влияние на вклады, чем меньше величина ПДК;
• зависимость "концентрация вещества – эффект вредного действия" имеет линейный характер, что далеко не так, о чем убедительно свидетельствуют все работы по токсикокинетике;
• тангенс угла наклона уравнения прямой "концентрация – эффект" должен быть одинаков (в том, что это далеко не так, можно убедиться, обратив внимание на табл. 3.5: экологическое бедствие квалифицируется при трехкратном превышении ПДК для класса особо опасных веществ и при 20-кратном превышении нитрит-ионов).

Безусловно, можно ожидать, что в некоторых небольших пределах концентраций одинаковые d _i могут соответствовать приблизительно одинаковому эффекту. Однако во всех случаях актуален вопрос о допустимом диапазоне использования балльных оценок, поскольку мы почти ничего не знаем о том, в каких пределах изменение активности линейно пропорционально изменению концентрации токсичного вещества, т. е. в каких пределах можно пользоваться формулой (3.5). Определенный вклад в решение этих проблем может внести статистический анализ таких важнейших характеристик показателя, как вариабельность его значений и широта диапазона толерантности (выявление статистической и физиологической "эластичности" фактора).

Как было уже отмечено нами выше, значительную трудность при определении баллов и выборе формулы для расчета комплексной оценки представляет учет взаимодействия различных веществ при их воздействии на биотические сообщества [Черкинский, 1957^Н]. Если характер такого взаимодействия установлен, то введение поправок в способ расчета баллов не представляет трудностей за счет введения коэффициентов потенцирования a_ij:

Во многих работах, например, методике расчета гидрохимического индекса загрязения воды ИЗВ [Временные методические.., 1986], принято вместо формулы суммации (3.5) использовать среднее значение вклада, разделив итоговую величину на количество используемых слагаемых. Если оставаться на концепции аддитивности вклада отдельных ингредиентов в общий эффект вредного действия, то такую математическую операцию следует считать грубой ошибкой (см. подробное обоснование в разделе 1.5). Иными словами, если мы ожидаем в результате расчетов получить, например, общее снижение индекса биоразнообразия при одновременном и независимом действии n поллютантов, то, разделив результат на n, получим что-то вроде "частного снижения биоразнообразия при действии одного вещества средней эффективности", что не соответствует ни здравому смыслу, ни цели вычислений. Если же при конструировании комплексного показателя W никаких предположений об изоэффективности и механизме суммации не делается и к нему относятся просто как к некоторому "числу", используемому для сравнения различных вариантов или точек измерения, то, безусловно, операция усреднения приобретает некоторую аргументацию. В любом случае, при сравнении различных водоемов и точек гидрохимического контроля при использовании таких критериев желательно использовать строго сопоставимый список и число слагаемых показателей.

В некоторых работах [Лозанский с соавт., 1979^Н; Белогуров, 1981^Н] поднят вопрос о том, каким образом присваивать балльные оценки корреляционно связанным показателям. При этом предлагают, например, для сильной связи (r > 0,9) ввести в расчетный алгоритм только один из показателей и отбросить другой, а для связи средней силы (0,5 < r ≤ 0,9) – ввести в алгоритм некоторую линейную функцию концентраций обоих веществ. По нашему мнению, статистическая связь между значениями двух или более показателей в воде не имеет никакого отношения к комплексной оценке качества. Важен характер совместного действия на биотические элементы, т. е. взаимодействие веществ, которое не зависит от того, насколько синхронно изменяются их концентрации. Представляется правильным учитывать статистически связанные показатели при оценке качества как независимые.

Существует довольно много предложений об использовании для назначения баллов экспертных оценок или "коэффициентов весомости" [Bora, 1980^Н; Bianchi, Piwano, 1981^Н]. Представляется, что, несмотря на всю эффективность экспертных методов, возможность их применения именно в данной задаче сомнительна. Эксперты дают оценку в баллах, но соответствуют ли эти оценки действительному биологическому эффекту веществ? В литературе пока нет доказательств такого соответствия (впрочем, никто не показал и обратного).

При оценке качества воды иерархия выглядит так: показатели первого уровня объединены в три группы в соответствии со своим лимитирующим показателем вредности (ЛПВ), а получаемые комплексы оценки W_орг (органолептическая), W_ст (санитарно-токсикологическая) и W_ос (общесанитарная) трансформируются в общий комплексный показатель W путем суммирования: W = S W_i = W_орг + W_ст + W_ос , либо путем перемножения W = P W_i . Выбирая способ обобщения, необходимо обеспечить выполнение требования (3.4): численно одинаковым изменениям W_орг , W_ст и W_ос должны соответствовать одинаковые по воздействию на организм изменения качества воды. Но как сопоставить по влиянию на организм изменение органолептических свойств с изменением, допустим, токсичности?

В работах [Хелмер, 1976^Н; Parker, 1982^Н] обращается внимание на то, что при вычислении W по ограниченному набору заранее выбранных показателей нужно учесть и возможные отклонения от ПДК и других показателей. В.И. Гурарий и А.С. Шайн [1974^Н] предлагают использовать формулу (3.5) для расчета комплексной оценки по основной группе выбранных показателей и ввести "штрафную функцию", снижающую оценку качества воды при превышении ПДК теми или иными прочими показателями. Таким образом:

где m_i и d _i – весовые и балльные оценки показателей основной группы; j (C_i) –"штрафная функция", зависящая от концентраций веществ, не вошедших в основную группу. Основная идея этих авторов, состоящая в строгом учете загрязнения, создаваемого небольшим числом основных веществ, и в интегрированной оценке влияния большого числа прочих веществ, представляется заслуживающей живейшего внимания, если будет найден путь формализации расчета оценок и штрафных функций.

Строгий отбор списка учитываемых ингредиентов особенно актуален при расчете научно-технических нормативов выбросов и сбросов вредных веществ (ПДВ и ПДС), экономического ущерба и штрафных санкций от сбросов и т.д., которые оперируют не со значениями концентраций, а с массой поллютанта g_i в т (кг), поступившего в природную среду залпом или за отчетный промежуток времени. При этом рассчитывается так называемая "условно приведенная масса" G_ус по формуле, аналогичной (3.5):

Рассмотрим парадоксы этой формулы на конкретном примере. При оценке поступления загрязняющих веществ со сточными водами г. Чапаевска в р. Чапаевка, в течение 1994 г. по статистической отчетности (форма 2ТП-водхоз) был установлен суммарный сброс 20 784 т загрязняющих веществ 16 наименований (минеральные соли, биогенные элементы, органические вещества, тяжелые металлы), в том числе, 0,05 т ( или 0,00024% от общей массы) хлорорганических пестицидов. После пересчета массы сброса в "условные тонны" на пестициды стало приходиться 5000 у.т. из общей приведенной массы 5618 у.т. (или около 90%). Мы не склонны недооценивать опасность пестицидов, но, в сравнении с другими компонентами, 50 кг гексахлорциклогексана, распределившись в водоеме, вряд ли могли внести такой ощутимый вклад в токсико-гигиеническую обстановку реки. Более того, этот компонент могли просто-напросто "забыть" включить в форму 2ТП-водхоз, тогда приведенная масса загрязнений сразу уменьшилась бы почти в 10 раз (с 5618 до 618 тыс. тонн). Принцип аддитивности работоспособен, когда список слагаемых компонентов строго определен без всяких пропусков и не предусматривается включение в расчет никаких дополнительных компонентов.

Дальше

Назад

Начало

Конец

Список