Эколого-экономическая оценка использования и охраны водных ресурсов

Эколого-экономическая оценка использования и охраны водных ресурсов

Глобальность проблемы опреснения воды не вызывает сомнений. Ее решение позволит обеспечить жизнь в пустынях, на побережьях океанов и морей, спасти погибающие от засоления почв огромные массивы сельскохозяйственных угодий. Наконец, это один из эффективнейших способов очистки сточных вод промышленных предприятий. Однако следует помнить, что для широкого применения опреснения при решении водных проблем предстоит еще многое совершить и открыть. (5)

6. Экономика использования водных ресурсов

Ценность воды, как и других природных ресурсов,  заключается в том, что при ее использовании возникают доходы. Аналогично другим факторам производства вода участвует в создании продукта, величина которого зависит в том числе и от естественных свойств водоема. При наилучшем из возможных способов использования водоем приносит ренту. Проблема заключается в том, что, как и в случае с «ассимиляционным потенциалом» природной среды, достаточно трудно интернализировать эти доходы или потери, связанные с нерациональным использованием водоемов.

6.1. Максимизация доходов от использования водных ресурсов

Рассмотрим, какие меры должны быть приняты для того, чтобы максимизировать экономические результаты от эксплуатации водного объекта. Таким объектом может быть замкнутый водоем, участок реки, артезианская скважина и т. п. сами по себе или в совокупности с иммобильными фондами, обеспечивающими процесс их эксплуатации (гидротехнические сооружения и пр.). Тот, кто владеет фондами, обеспечивающими доступ к водоему, может оказывать существенное влияние на процесс образования и распределения рентных доходов.

Возрастающая потребность в воде вызывает необходимость хозяйственного освоения ее новых источников, различающихся по эксплуатационным свойствам (качество воды, удаленность от потребителя и т. п.), что создает объективные условия для образования дифференциальной ренты ǀ. Наращивание дополнительных затрат материальных и трудовых ресурсов на улучшение качественного состояния водного объекта, снижение потерь воды и т. д., способствует возникновению дифференциальной ренты ǁ.

  Рассмотрим следующую обобщенную модель:

                                                              n                

                                       ∑ ui(Ci,Vi) → max                                          (1)

                                                                             i=1

                                                 n                

                               ∑ {Ci + Ni + Fi (Vi) + φi (Mi)} ≤ L                        (2)

                                                                i=1

                              Vi ≤ Vi – Mi, i = 1, … , n                                       (3)

                                i                    i

                               ∑ Vj ≤ ∑  {Vj  + ∆ Vj (Nj) }, i = 1, … , n              (4)

                                                                j=1                j=1

                              Ci  ≥ 0; Nj ≥ 0; Vi ≥ 0; Mi ≥ 0.                            (5)

где ui (Ci,Vi) – доходы предприятий-водопользователей, получающих воду из водохозяйственной системы участка i; Ci – затраты предприятия; Vi – объем конечного потребления воды; Vj – объем воды, забираемой из водохозяйственной системы i; Mi – потери воды при ее подаче потребителю; Nj – затраты по переводу дополнительных ресурсов из категории потенциальных в категорию располагаемых (т. е. издержки по увеличению приходной части водохозяйственного баланса (ВБХ); ∆ Vj (Nj) – прирост располагаемых водных ресурсов источника i (на водохозяйственном участке i) при затратах Nj; Fi (Vi) – затраты по забору, подготовке, подаче и отведению воды; φi Mi – затраты по сокращению потерь воды или эксплуатации источника i до уровня M; Vj - объем располагаемых водных ресурсов (естественная продуктивность) источника i.

Критерий (1) означает, что выбирается такая стратегия водопотребления, при которой достигается наибольший эффект от использования водных ресурсов, относящихся к рассматриваемой системе взаимосвязанных источников (в практике они называются водохозяйственными участками). При этом неважно, что именно представляют собой источники. Главное, что между ними существует взаимосвязь и все они связаны последовательно. Ресурсы, на использовавшиеся полностью (за вычетом санитарного попуска Тº, т. е. минимального количества воды, которое должно обязательно быть в водоеме) на участке i, автоматически становятся дополнительными ресурсами на участке i+1. Это свойство формализовано при помощи неравенства (4).

Неравенство (2) означает, что суммарные затраты не должны превышать определенного уровня. Следует заметить, что и функциональная зависимость ui(Ci,Vi), и вид ограничения (2) выбирались таким образом, чтобы формализовать возможность замещения водного фактора затратами на другие виды деятельности. Подразумевается, что потребность в воде может удовлетворяться как за счет дополнительного вовлечения водных ресурсов в сферу хозяйственной деятельности (увеличение Vi), так и путем сокращения водоемкости производства – увеличение ui(Ci,Vi) при фиксированном значении Vi, благодаря наращиванию Ci.

Неравенство (3) устанавливает взаимосвязь между забором воды Vi, потерями при ее доставке потребителю Mi и конечным потреблением Vi. сокращение потерь как бы увеличивает приходную часть ВХБ. Поэтому борьбу  с потерями можно весьма условно отнести к интенсивным мероприятиям, так как она направлена на улучшение промежуточных результатов функционирования водохозяйственного комплекса.

Рассматриваемая модель дает возможность определить предельные затраты на воду и рентную оценку водных ресурсов для всех участков, а также установить принципы водохозяйственного районирования, т. е. принципы выделения независимых друг от друга в экономическом отношении участков водной системы.

Рассмотрим основные свойства, полученные нами при анализе необходимых условий оптимальности. Пусть μ – двойственная оценка к ограничению (2), а η и λ – к системам ограничений (3) и (4). Тогда

Равенство (6) означает, что оценка воды на водохозяйственном участке i

(обозначим ее                     ) равна разности между доходами от использования воды и затратами по удовлетворению потребностей в воде на заданном уровне.

    Рассмотрим закономерности образования           . Если каждый створ критический, т. е. на каждом водохозяйственном участке водохозяйственные ресурсы получают полное использование, то             ; j=1, … , n и, следовательно,                   ; i=1, … , n-1. Иными словами, оценка воды в районах, расположенных ниже по  течению реки, меньше, чем в расположенных выше. Это свойство вполне объяснимо. Если бы, например, выполнялось обратное и степень лимитированности воды на участке i оказалась выше, чем на участке i-1, то, сократив водопотребление выше по течению, несложно было бы добиться прироста критерия и уравнивания оценок.

Модель (1)-(5) позволяет обосновать критерий водохозяйственного районирования: если для некоторого                    , то на реке имеется критический створ, расположенный на выходе      источника i. В этом случае образуется изолированный хозяйственный район с собственным водохозяйственным балансом. На практике это означает, что, решая вопрос об управлении водными ресурсами в конкретном районе, оптимизируя их использование. Не надо согласовывать данную стратегию со стратегией водопользования в других районах. Если для всех j                 , то все районы, лежащие выше по течению, включаются в рассматриваемый район.

Таким образом, критерием выделения обособленного водохозяйственного района является положительное значение        . Тогда между районами i и i+1 имеет место критический створ, через который проходит только санитарный попуск.

Имеется еще один случай выделения обособленных водохозяйственных районов – при нелимитированности водного фактора. В терминах модели – это равенство нулю всех         , i = 1, … , n. Наращивание потребления воды на одном участке не препятствует приросту водопотребления на других. Поэтому для каждого из них может быть составлен особый водохозяйственный баланс, оптимизируемый в пределах отдельно взятого района.

Затраты по привлечению дополнительных водных ресурсов путем перевода их из категории потенциальных в категорию располагаемых соответствует оценке ограниченности воды. Рассмотрим следующую ситуацию:     = 0; i = 1, … , k-1;           , или, что то же самое,       = 0; i = 1; … ; k – 1, а         0. Предельные затраты по привлечению дополнительных водных ресурсов в районе k и во всех вышерасположенных районах совпадают и равны рентной оценке воды    . Это означает. Что пополнение приходной части ВХБ района k может быть распределено в пространстве – главное, чтобы выполнялось приростных характеристик. 

Предельные издержки по экономии воды составляют                                   . Они определяются ее ценностью в конечном потреблении, когда вода выступает не только как природный ресурс, но и как продукт деятельности предприятий водообеспечения. Разница в оценке воды          (как природного ресурса) и

                                    (как природного ресурса и продукта производственной деятельности) может быть существенной.

В модели была принята гипотеза, что основная масса потерь приходится на заключительные стадии водоснабжения. Это действительно так, поскольку в крупных городах вода теряется в основном во внутрирайонных (60 - 70% потерь) и во внутридомовых сетях. Осуществляя затраты по экономии воды на данных объектах, мы тем самым экономим на издержках по водоснабжению и сохраняем естественный ресурс. Снижая нагрузку на источник. Этим и объясняется высокий уровень приемлемых – с точки зрения рационального использования – предельных издержек, которые связаны с реализацией мероприятий, направленных на борьбу с потерями.

Говоря о предельных затратах на воду, следует выделять две ее характеристики: вода в источнике, выступающая как природный ресурс, и вода в конечном потреблении (вобравшая в себя затраты по ее доставке потребителю, предварительной очистке и водоотведению). Наряду с этим вода может удовлетворять и новый спектр потребностей, а ее использование – приносить большие доходы.

Таким образом, мы имеем дело с несколькими категориями. Ценность воды, или цена воды, находящейся в источнике, определяется суммой, которую водопотребитель, осуществляющий забор воды, платит за нее. Оценка источника – разность между выручкой от продажи забранной из него воды и затратами на содержание источника. Оценка воды у конечного потребителя – цена воды, которую он платит за воду, получаемую из водопровода. Наконец, доход организации, осуществляющей забор воды из источника и ее подачу потребителю, - это разница между ценой водопроводной воды и затратами на ее подачу, включая цену, затраченную на забор воды из источника.

Разграничение названных категорий имеет принципиальное значение при установлении тарифов на воду. Потребитель может забирать воду непосредственно из источника и, следовательно, участвовать в его эксплуатации наряду с другими предприятиями, включая систему водопровода, управления оросительных систем и т. п., а может получать воду опосредованно, пользуясь услугами указанных организаций. (8)

6.2. Экономическая оценка воды и плата за ее использование

Рассмотрим сначала предельные затраты на воду в источнике. Они, как было установлено, равны        . в приведенной выше модели мы абстрагировались от текущих затрат по эксплуатации источника, принимая их равными нулю. В результате мы сделали вывод о том, что рентная оценка равна предельным затратам. Если же предусмотреть, что на поддержание продуктивности водоемов нам надо затрачивать средства в объеме f, то мы получим вполне традиционную формулу для измерения ренты в расчете на 1 м3 воды: R =     - f. Затраты по переводу водных ресурсов из категории потенциальных в категорию располагаемых формируют вложения в иммобильные фонды. Их эффект отражен в рентной оценке воды. Поэтому, учитывая эксплуатационные затраты, можно заключить, что размер предельных издержек по данному кругу мероприятий не должен превышать разницы          - f. Это следует из проводившегося ранее анализа оптимальных затрат при освоении природного объекта. Итак, предельные затраты на воду         , должны лежать в основе тарифа за ее забор из источника, независимо от того, кем этот забор осуществляется.

Тариф                                                                              1

       S4

Р*                                                                                                                                                                                                                                                                       

       S3                                                                         2

                                                       S2

Р0                                         S1

                                                           V*                                  Объем водоподачи

Рисунок 1 – Определение равновесного тарифа на воду

1 – кривая предельных затрат водной компании на подачу воды с учетом того, что Р0 было заплачено за забор воды из источника; 2 – кривая спроса на воду; S1 – заплачено водной компанией за забор воды из источника; S2 – затраты водной компании по забору воды, на ее подачу и т. п.; S3 – рента, которую приносит водохозяйственный комплекс; S4 – рента, которую получает потребитель.

Теперь обратимся к другой величине, характеризующей доходы то использования воды в конечном потреблении

Величина конечного потребления должна интерпретироваться как цена на воду или как тариф, который водная компания получает с потребителя воды, с точки зрения теории, этот тариф определяется доходом от использования воды самым последним потребителем, чьи потребности удовлетворяются водной компанией. Таким образом, должно соблюдаться соотношение, приведенное на рисунке 1.

Р*V* = S1+S2+S3 – такова будет выручка водной компании, если вода будет продана по тарифу Р*. В реальности дело обстоит совсем не так. Водная компания – это монополия, и практически абсолютная. К тому же монополия, которая в буквальном смысле слова контролирует трубу и регулирует воду, подаваемую каждому потребителю, а вместе с тем и тариф. Поэтому рисунок 1 не очень соответствует ситуации. С точки зрения теории здесь складываются все предпосылки для ценовой дискриминации. Монополия старается отнять у потребителя полученную им ренту S4 путем введения дифференцированных тарифов.

В свою очередь государство старается регулировать монополию, добиваясь не только того, чтобы монополия не отнимала у потребителей S4, но и для того, чтобы монополия не получила рентный доход S3. Реальные тарифы складываются в процессе переговоров. В конечном счете возникающая рента каким-то образом перераспределяется.

Особый интерес представляют вопросы оценки запасов подземных вод. Если их источники расположены в пределах территории, обслуживаемой централизованной системой водоснабжения, то предельные затраты определяются, исходя из уровня Р*. последние корректируются в большую или меньшую сторону в зависимости от качества подземных вод и воды, получаемой из водопровода.

В основе рентной оценки подземной воды наряду с эффектом, приносимым водными ресурсами данного региона, лежит еще и экономия затрат по ее доставке потребителю (так. Скважину можно пробурить достаточно близко к потребителю). Если же централизованная система водоснабжения отсутствует или оцениваемый источник находится вне сферы ее обслуживания, то 1 м3 подземной воды оценивается по предельному эффекту у потребителя, определяемому экономией затрат по удовлетворению потребности из поверхностных источников.

Нередки ситуации, когда подземный источник не имеет самостоятельного значения и используется только в совокупности с другими ресурсами, находящимися в монопольном пользовании предприятия, к которому он относится. Тогда оценка подземного источника отдельно не рассчитывается, а измеряется общая оценка объекта природопользования, в основе которой лежит эффект совместного использования подземных вод и других ресурсов. Аналогично поступают, когда идет речь о локализованном источнике поверхностных вод. (8)

6.3. Экономическая оценка воды и плата за загрязнение водоемов

Рассмотрим взаимосвязи оценок водных ресурсов и ассимиляционного потенциала водоемов. Решение этой проблемы имеет большое значение при разработке согласованной системы тарифов за забор свежей воды и сброс загрязненных стоков.

Для того чтобы уяснить взаимосвязь платежей за забор свежей воды и сброс в водоем загрязненных примесей, обратимся к абстрактной модели рационального использования водных ресурсов в рамках региона (изолированного водохозяйственного района).

В модели, разработанной для обособленного водохозяйственного района, рассматриваются следующие зависимости: u(C, D) – доход от использования продукции, произведенной в данном регионе при уровне загрязнения водоема D.                                            , так как рост загрязнения водоема, выражающийся

в увеличении D, приводит  к потерям дохода. Величина D показывает, насколько концентрация загрязнителей, содержащихся в водоеме, превосходит уровень предельно допустимой концентрации (ПДК). Если фактическая концентрация загрязнителя не превосходит ПДК, то D равно 0. В противном случае D › 0. Сложив значения D и ПДК и умножив полученную сумму на объем водных ресурсов, получим количество примесей, содержащихся в водоеме. F(C, D) – затраты на производство продукции в объеме c при качестве воды на уровне D. Предполагается, что, забирая  загрязненную воду, производители вынуждены осуществлять дополнительные затраты по доведению ее качества до требуемых норм.

Ухудшение качества продукции и условий жизнедеятельности отражено введением функциональной зависимости между доходами от эксплуатации источников и уровнем загрязнения.           – затраты по переводу водных ресурсов из категории потенциальных в категорию располагаемых;           - прирост располагаемых водных ресурсов;           - затраты по обезвреживанию вредных примесей, содержащихся в сбрасываемых стоках (затраты по предотвращению загрязнения водоема); y – объем обезвреженных примесей; w – водоемкость производства конечной продукции; р – санитарный попуск; k –образование вредных примесей в расчете на единицу производимой продукции; r – предельно допустимая концентрация примесей в водоеме.

Запишем модель:

       {u (C, D) – F (C, D) – F (V) – φ(y)} → max                    (7)

                  wC ≤ V + V – p                                                                 (8)

                  kC – y ≤ (D+1) pρ                                                              (9)          

                  p ≤ p0                                                                                                                               (10)                      

                  C0 ≥ 0; D ≥ 0; V ≥ 0; y ≥ 0                                                  (11)

В модели (7) – (11) максимизируется прибыль от использования воды. неравенство (8) означает, что безвозвратный водозабор (w), который рассчитывается с учетом последующего возврата воды в источник, не должен превышать располагаемые водные ресурсы за вычетом санитарного попуска. Размер последнего – оптимизируемая переменная. Его наращивание увеличивает ассимиляционные способности водоема, и тем самым сокращается ущерб от загрязнения. Поэтому следствием прироста безвозвратного водопотребления становится не только количественное, но и качественное исчерпание водоема.

Неравенство (9) определяет соотношение между количеством вредных примесей, попавших в водоем (kC – y), и переменной, характеризующей его состояние D. Эта переменная строится по принципу, предложенному ранее. Если концентрация вредных веществ                           не превышает ПДК, то D = 0,

если нет – то D приобретает положительное значение.

Таким образом, коэффициент 1+D показывает, во сколько раз концентрация вредных примесей превышает ПДК.

Ограничение (10) означает, что на величину санитарного попуска могут налагаться ограничения, устанавливаемые исходя из гидрологических, социальных и других соображений (р0 – нижняя граница санитарного попуска).

Из необходимых условий оптимальности можно получить следующие выводы (λ и μ – двойственные оценки ограничений (8) и (9) ):

Цена произведенной продукции складывается из затрат по ее производству, издержек, связанных с безвозвратным забором свежей воды, и издержек загрязнения. λ – это оценка воды или ресурса, а μ – оценка «ассимиляционного потенциала» водоема.

Наибольший интерес представляет соотношение (13):

                                               λ = (D+1) μρ                                               (13)

Оно устанавливает взаимосвязь оценки воды λ и оценки предельных природоохранных затрат:

Если трактовать μ как плату за загрязнение водоема, то плата за загрязнение прямо пропорциональна оценке воды и обратно пропорциональна уровню ПДК и индексу загрязнения водоема D. Поскольку (D+1)ρ представляет собой значение концентрации загрязнителей водоема, допустимое в оптимальном плане, постольку плата за загрязнение или оценка ущерба может интерпретироваться как экономическая оценка такого количества воды, в котором нужно растворить сбрасываемый загрязнитель, чтобы его концентрация равнялась оптимальному значению.

Предположим, что не допускается загрязнение водоема выше уровня ПДК, т. е. D = 0. Тогда плата за загрязнение (или ущерб от загрязнения) определяется оценкой воды, необходимой для разбавления стоков (доведения концентраций примесей до уровня ПДК).

Выполнение (10) в форме равенства означает ограниченную свободу маневра при решении вопроса о степени выполнения водоемом ассимиляционных и производственных функций. В этой ситуации может нарушиться установленное выше соотношение между тарифом на воду и сбросами в нее.

Конечно, предложенный подход к определению тарифов на воду и ставок платежей за сброс в водоем загрязнителей может использоваться, но тогда, когда основные параметры водопользования близки к оптимальным. В противном случае необходимы специальные приемы для расчета тарифов, выбираемые в результате анализа конкретной ситуации. По предложенным выше формулам могут определяться ориентировочные тарифы. Они должны корректироваться в процессе функционирования экономики на основе результатов содержательного анализа состояния водных систем, проводимого с использованием формализованных процедур и экспертных оценок. При этом очень важным представляется вывод о прямой зависимости между платежами за сброс в водоем вредных примесей и тарифом за забор свежей воды, полученной нами при исследовании модели (7) – (11). Если водоем находится на грани исчерпания, то необходимо одновременно повышать и тариф на воду, и плату за сброс загрязнителя. То же самое – при угрожающем увеличении уровня загрязнения водоема.

Этот конкретный вывод подтверждает более общий вывод о том, что плата за загрязнение базируется на экономической оценке «ассимиляционного потенциала» природной среды. «Ассимиляционный потенциал» водоема напрямую зависит от объема воды, содержащегося в источнике. Следовательно, его оценка измеряется оценкой водных ресурсов. Чем больше забирается воды на нужды промышленности, сельского и коммунального хозяйств, тем меньше способности водной среды к самоочищению. Таким образом, и безвозвратный водозабор, и сброс в водоем примесей приводят к одинаковому результату – расходованию ассимиляционной емкости водного источника. (8)

7. Качество природных вод в России

Качество поверхностных вод. Анализ динамики качества поверхностных вод на тер­ритории Российской Федерации дан на основе статистической обработки данных гидро­химической сети по наиболее характерным для каждого водного объекта показателям. Эта сеть режимных наблюдений за загрязнением поверхностных вод на начало 1997 г. включа­ла 1795 пунктов, 2360 створов, расположенных на 1343 водных объектах (на 1190 водотоках и 153 водоемах).

К 1998 г. указанная сеть охватывала уже 1928 пунктов, 2617 створов, расположенных на 1363 водных объектах; в 1999 г. мониторинг осуществлялся на 1145 водных объектах по 2417 створам.

Итоговая информация, получаемая наблюдательной сетью, свидетельствует, что каче­ство воды большинства водных объектов по-прежнему не отвечает нормативным требова­ниям. Несмотря на спад промышленного и сельскохозяйственного производства, загрязне­ние и засорение многих водных объектов не снизилось, а в ряде мест даже возросло. За­грязнению вод во многом способствует массовая застройка водоохранных зон водных объ­ектов и особенно их прибрежных защитных полос.

Наиболее распространенными веществами, загрязняющими поверхностные воды России, остаются нефтепродукты, фонолы, легкоокисляемые органические вещества (по БПКз), соединения металлов, аммонийный и нитритный азот, а также специфические вредные вещества — лигнин, ксантогенаты, формальдегид и др. Основным источником пе­речисленных загрязнителей являются сточные воды различных промышленных произ­водств, предприятий сельского и жилищно-коммунального хозяйства, неорганизованный сток и т.п.

Группировка наиболее крупных рек России по степени загрязненности представлена в таблице 6.

Таблица 6 – Характеристика  качества воды основных рек России (по итогам последних лет)

Неблагополучным является состояние малых рек (особенно в зонах крупных про­мышленных центров) из-за поступления в них с поверхностным стоком и сточными вода­ми больших количеств вредных примесей. Значительный ущерб малым рекам наносится в сельской местности в результате нарушения режима хозяйственной деятельности в водоохранных зонах и поступления в водотоки органических и минеральных веществ, а также смыва почвы в результате водной эрозии.

Качество морских вод. Территорию Российской Федерации омывают 12 океанических морей, а также внутриматериковое Каспийское море. Общая площадь морской акватории, подпадающей под юрисдикцию России, составляет 7 млн. км2. Все внутренние и окраин­ные моря России испытывают интенсивную антропогенную нагрузку как на самой аквато­рии, так и в результате хозяйственной деятельности на водосборном бассейне. Для мор­ских берегов, особенно для берегов южных морей, характерно развитие абразионных про­цессов: более 60% береговой линии испытывает разрушение, размыв и подтопление, что наносит значительный ущерб народному хозяйству и является дополнительной причиной ухудшения качества морской среды.

Основная масса загрязняющих веществ поступает в Азовское море со стоками р. Дон, Кубань, Миус и примерно 40 малых водотоков (здесь и далее см. рис. 8 по данным за 1999 г.). Источниками загрязнения являются также: организованные морские свалки грун­та; глубоководные выпуски очищенных сточных вод городов Приазовья; ливневые стоки;

шламонакопитель ОАО «Красный котельщик» (г. Таганрог); производственное управление «Водоканал»; предприятия химической и угольной промышленности г. Мариуполя, Бер­дянска, Керчи; орошаемое земледелие (особенно рисовые чеки); водный транспорт в пе­риод навигации. Уровень загрязнения воды Таганрогского и Темрюкского заливов в 1996-1997 гг. превышал ПДК по содержанию нефтяных углеводородов, тяжелых металлов, рту­ти.

В 1998 г. содержание нефтяных углеводородов в водах Азовского моря, принадлежа­щих России, уменьшилось по сравнению с предыдущими годами и составляло не более 6 ПДК (в 1997 г. ~ не более 10 ПДК). Содержание СПАВ (синтетических поверхностно-активных веществ) во всех районах осталось ниже уровня ПДК, как и среднее содержание растворенной ртути. Загрязнение фонолами сохранилось на уровне 2 ПДК. Донные осадки Таганрогского залива сильно загрязнены хлорорганическими пестицидами и нефтепродук­тами. Максимальные концентрации нефтепродуктов в осадках составили 47,6 ПДК в рай­оне г. Ейска, 22 ПДК - в районе г. Мариуполя. Результаты анализов донных отложений Азовского моря и Керченского пролива свидетельствуют о повышенном содержании тяже

лых металлов: железа, кадмия, никеля в пределах 15-30 ПДК, свинца - до 11 ПДК, ме­ди - до 4 ПДК.

В 1999 г. в целом уровень загрязненности вод Темрюкского и Таганрогского заливов Азовского моря по сравнению с предыдущим годом изменился незначительно. Количество нефтяных углеводородов в водах контролируемой акватории составляло в среднем менее 1 ПДК, этот уровень превышался только в дельте р. Кубань (3 ПДК) и устье р. Дон (макси­мум 1,6 ПДК). По сравнению с 1998 г. среднегодовые концентрации нефтеуглеводородов уменьшились в водах устьевой области р. Кубань (в 1,2—1,6 раза в разных гирлах); в дельте р. Кубань в устье Петрушина рукава и у хутора Слободка (в 2,2—1,2 раза соответственно, составляя при этом 2,8 ПДК); в Таганрогском заливе (в 1,4 раза); в устьевой области р. Дон (в 2 раза). Увеличение количества этих углеводородов отмечено лишь в дельте р. Ку­бань у хутора Тиховский (в 1,8 раза; 3,4 ПДК).

Содержание, СПАВ, сохранилось на уровне меньше 1 ПДК во всех районах Азовского моря, кроме взморья р. Кубань — 1,6 ПДК, взморья рукава Протока — 2,2 ПДК и гирла Соловьевского — 1 ПДК. В 1999 г. загрязнение, СПАВ в указанных районах, оказалось наи­большим за последние 5 лет, а в р. Кубань в районе хутора Тиховский и в рукаве Протока в районе пос. Ачуево — наименьшим. Среднее содержание растворенной ртути в водах в 1999 г. снизилось на всех пунктах наблюдений и было на уровне 0,1—0,3 ПДК. Количество фенолов в водах дельты р. Кубань уменьшилось в 2 раза у хутора Тиховский, увеличилось в 2 раза у хутора Слободка и не изменилось у г. Темрюк, оставаясь везде ниже 3 ПДК.

По индексу загрязненности воды (ИЗВ) все исследованные районы Азовского моря в 1999 г. относились к четырем классам качества вод. К «чистым» относились воды пос. Темрюк, а также воды части районов устья р. Кубань, воды Таганрогского залива и устья р. Дон; к «умеренно загрязненным» — воды части устьевой области р. Кубань, воды взморьев р. Кубань и рукава Протока; к «грязным» и «очень грязным» — воды дельты р. Кубань.

Основные и постоянно действующие источники загрязнения Черного моря — морские порты, судо- и вагоноремонтные заводы, нефтеперерабатывающие предприятия и пред­приятия по обеспечению нефтепродуктами (Туапсе), нефтеперевалочная база «Шесхарис» (Новороссийск), муниципальные сооружения очистки сточных вод. Хлор- и фосфорорга-нические пестициды поступают в море с сельскохозяйственных угодий, расположенных на побережье. Содержание нефтяных углеводородов в морской воде составило в 1996 г.: в порту Анапа 2—3 ПДК при максимальных наблюдаемых значениях, в Туапсе и Сочи — до 10 ПДК.

В 1998 г. загрязнение нефтяными углеводородами вод Черноморского побережья в районах Анапы, Новороссийска, Туапсе и Сочи в среднем не превышало ПДК, при этом по сравнению с 1997 г. загрязнение несколько снизилось в районе Анапы и Геленджика. Концентрации СПАВ и аммонийного азота, как и в 1997 г., не превышали ПДК. Среднее содержание растворенной ртути в воде по сравнению с предыдущим годом не изменилось (за исключением района Туапсе, где оно снизилось с 2 до 1 ПДК) и составило от 1 (Ново­российск, Сочи, Геленджик) до 2 ПДК (Анапа).

В 1998 г. не произошло улучшений качества морской воды по санитарно-химическим показателям: почти 11% проб не соответствовало нормативам. Наибольшее загрязнение морской воды отмечено в гг. Новороссийск, Сочи, Приморско-Ахтарск.

Согласно общепринятым методикам в 1998 г. к классу «умеренно загрязненных» от­носились воды районов Новороссийска и Сочи, а к классу «чистых» — воды в районе Ана­пы, Геленджика и Туапсе.

Загрязнение вод черноморского побережья в районах Анапы, Новоросийска, Туапсе и Сочи нефтяными углеводородами в 1999 г. составляло в среднем менее 1 ПДК. В Ге-ленджикской бухте средние значения свидетельствуют об уменьшении уровня загрязнения вод нефтяными углеводородами. Снижение максимальных концентраций этих углеводоро­дов характерно для всех контролируемых районов. Все средние и максимальные величины СПАВ в прибрежных водах от Анапы до Сочи не превышали ПДК. Хлорорганические пес­тициды не обнаружены. Кислородный режим был удовлетворительным.

Произошедший в предыдущие годы подъем уровня Каспийского моря сопровождался затоплением и подтоплением городских и сельскохозяйственных земель, участков добычи нефти и газа. Следствием этого является загрязнение морской среды токсичными вещест­вами, поступающими со свалок, мест складирования отходов, скотомогильников и др.

В 1996 г. впервые начиная с 1987 г. наблюдалось понижение уровня Каспийского моря за один год на 18 см, в 1997 г. это снижение составило 14 см; в 1998-1999 гг. уровень вновь несколько поднялся.                                                      

Среднее содержание нефтяных углеводородов в 1996 г. в водах северного Каспия со­ставляло 2—3 ПДК, фенолов — 5 ПДК. В 1997 г. положение существенно не изменилось.

В 1998 г. в открытых районах моря среднее содержание нефтяных углеводородов по сравнению с 1997 г. изменилось незначительно и составляло 0,8 ПДК, среднее содержание фенолов увеличилось с 4 до 5 ПДК. В районах контроля на Дагестанском взморье среднее содержание нефтяных углеводородов составляло 0,8—1,4 ПДК, что практически соответст­вовало уровню 1997 г. Исключение составил район устьевого взморья Терека, где средне­годовая концентрация снизилась с 3,2 до 2,4 ПДК. Среднее содержание фенолов в 1998 г. снизилось и стабилизировалось на уровне 4 ПДК во всех районах, кроме взморья р. Те- ! рек - 6 ПДК, района Лопатина - 5 ПДК и взморья р. Самур - 3 ПДК. Значительно повы­сились, оказавшись самыми высокими за последние 5 лет, концентрации общего и аммо­нийного азота. Среднее содержание фосфора по сравнению с предыдущим годом практи­чески не изменилось.

К «загрязненным» в 1998 г. относились воды прибрежных районов Лопатина, Махач­калы, Каспийска, Избербаша, Дербента и взморья рек Сулак и Самур. Воды взморья р. Терек относились к классу «грязных».

В 1999 г. воды открытой части моря, как и в 1998 г., оценивались как «загрязнен­ные». Уровень загрязненности вод прибрежных районов Дагестана не претерпел значи­тельных изменений по сравнению с прошлым годом. Среднее содержание нефтяных угле­водородов в воде большинства районов было аналогично прошлогоднему и изменялось в пределах 0,04—0,07 мг/л (0,8—1,4 ПДК), за исключением взморья р. Терек (3 ПДК); Дер­бента, Избербаша и взморья р. Сулак — 0,08—0,09 мг/л (1,6—1,8 ПДК). Среднее содержа­ние фенолов во всех районах сохранилось в пределах 0,004—0,005 мг/л (4—5 ПДК), что очень близко к величинам прошлого года. Повсеместно в 2,5—3 раза снизилось содержа­ние аммонийного азота и примерно на 20% общего азота. Кислородный режим остался в пределах межгодовой нормы. Воды открытых и большинства прибрежных районов, как и в 1998 г., отнесены к «загрязненным», взморья р. Терек — к «грязным». Ухудшилось качест­во вод в районах Избербаша и Дербента — из «загрязненных» они переведены в «грязные».

К Балтийскому морю с территории Российской Федерации прилегают воды южной части Финского залива с Невской губой, расположенной в восточной части залива, и воды юго-восточной части моря в районе Калининградской области. В 1996 г. качество морской воды в этих районах осталось на уровне прежних лет. Финский залив загрязняется в ос­новном коммунально-бытовыми и промышленными сточными водами, поступающими со стоком Невы. Содержание нефтяных углеводородов и СПАВ в морской воде наблюдалось на уровне 1 ПДК, фенолов — 3, тяжелых металлов — 1 (за исключением меди, содержание которой составляло 5—6 ПДК). В прибрежной юго-восточной части моря (Калининград­ский залив) содержание в воде нефтяных углеводородов и фенолов отмечалось в пределах 3—12 ПДК. В 1997 г. положение в целом осталось на прежнем уровне.

В 1998 г. в открытых районах моря концентрации нефтяных углеводородов не пре­вышали 2,2 ПДК. Концентрации тяжелых металлов, за исключением цинка, в поверхност­ных водах повсеместно ниже ПДК, концентрации цинка колеблются от 1,1 до 1,8 ПДК. Содержание фенолов и СПАВ в поверхностных водах также не превышает ПДК. Наиболее высокие концентрации нефтяных и поверхностно активных углеводородов (ПАУ) отмече­ны в юго-западной части моря, хлорорганических пестицидов — в центральной части. В восточной части Финского залива концентрации нефтяных углеводородов составляли 0,1-0,8 ПДК, в донных отложениях - 0,4-24,8 ПДК. Концентрации всех тяжелых металлов в водах Финского залива были ниже ПДК, максимальные концентрации фенолов достигали 11 ПДК, а СПАВ — 0,4 ПДК. Наиболее загрязнены районы Морского канала, Петровского фарватера, западной оконечности о. Котлин и северной части Лужской губы.

В 1999 г. по величине индекса загрязненности воды районы обследованной аквато­рии открытой части Балтийского моря и Финского залива определены как «умеренно за­грязненные». В наибольшей степени воды обследованной акватории, как и ранее, были за-грязнены фенолами: в юго-восточной части Балтийского моря — 2,2 ПДК, северо­-восточной - 1,5 ПДК, центральной - 1,4 ПДК; в Финском заливе этот показатель был на уровне 1 ПДК. Загрязнение нефтяными углеводородами на уровне 0,5 ПДК отмечено в северо-восточной части Балтийского моря и в Финском заливе, в центральной части — 0,3 ПДК, в юго-восточной — 0,1 ПДК. Содержание цинка составляло 1 ПДК в юго-восточной части Балтийского моря и в Финском заливе, 1,1 ПДК — в северо-восточной, 1,2 ПДК — в центральной части моря.

Основными источниками загрязнения Баренцева моря являются речной сток, сточные воды предприятий и городов, а также суда морского флота. В районах активного судоход­ства на поверхности акватории открытой части моря стабильно наблюдалась нефтяная пленка. Наиболее загрязнен Кольский залив, где отмечено повышенное содержание неф­тепродуктов, фенолов и тяжелых металлов, накапливающихся в донных осадках. Предпо­лагают, что освоение Штокмановского месторождения нефти и газа может значительно усилить загрязнение этого региона. В 1998 г. случаев экстремального высокого загрязне­ния морских вод не отмечено.

В последние годы нефтяные углеводороды стали постоянно действующим негатив­ным фактором, влияющим на важнейшие биологические процессы в легко ранимых арк­тических экосистемах. Среди этих углеводородов особое место занимают ПАУ как природ­ного, так и антропогенного происхождения, которые обладают значительной устойчиво­стью, а также токсическими и канцерогенными свойствами. Наиболее распространенным соединением ряда ПАУ является бенз(а)пирен, принятый за индикатор загрязнения окру­жающей среды канцерогенными ПАУ. Ранее, в 80-е годы, в открытых водах Баренцева мо­ря на высоких широтах неоднократно наблюдались в ходе авиасъемок обширные аквато­рии, загрязненные пленкой нефтепродуктов с интенсивностью от 0,2 до 0,8 баллов. Начи­ная с 1991 г., по данным химического анализа, выявлена устойчивая тенденция к сниже­нию уровней загрязнения вод нефтеуглеводородами северной части моря.

Исследования, проведенные в Баренцевом море, свидетельствуют о низком (фоно­вом) уровне содержания ПАУ, в, том числе бенз(а)пирена в абиотических компонентах и минимальном загрязнении этого района загрязняющими веществами антропогенного про­исхождения, что отмечалось и в других географически удаленных районах Арктики, на­пример в море Боффорта.

Воды открытой части Белого моря достаточно чистые: содержание основных загряз­няющих веществ в 1996—1997 гг. не превышало ПДК. Главным источником загрязнения прибрежных вод, по-прежнему, остается речной сток, с которым поступает основная масса загрязняющих веществ от предприятий лесной и топливно-энергетической промышленно­сти, объектов военно-промышленного комплекса, жилищно-коммунального хозяйства, а также речного и морского транспорта.

В 1998 г. высоких и экстремально высоких уровней загрязнения вод Двинского зали­ва не наблюдалось. Содержание нефтепродуктов в среднем не превышало ПДК. По срав­нению с предыдущим годом содержание нефтепродуктов в водах залива уменьшилось. Максимальная концентрация (2 ПДК) была зафиксирована в октябре в поверхностном слое приустьевого взморья в районе г. Северодвинск. Среднее содержание нитритов было ниже ПДК, но почти в 2 раза выше прошлогодних значений. В целом воды Двинского за­лива можно классифицировать как «условно чистые».

В 1998 г. в водах Онежского залива, основными загрязнителями которого являются предприятия г. Онега, особенно АО «Онежский гидролизный завод», возросло содержание нефтепродуктов, взвешенных веществ, сухого остатка, фосфора, азота аммонийного.

Основными источниками загрязнения вод арктических морей являются р. Енисей, Обь, Лена и Колыма, с водами которых в морскую среду поступают нефтяные углеводоро­ды, тяжелые металлы, фонолы, пестициды, СПАВ и другие загрязняющие вещества, в ос­новном оседающие в устьевых областях рек и прибрежных частях морей. Загрязняющие вещества разносятся также по периферии всего арктического бассейна в направлении к Аляске циркумполярным течением. Содержание загрязняющих веществ в водах как откры­тых, так и прибрежных частей арктических морей осталось на уровне прежних лет и в среднем не превышало ПДК.

В 1999 г. в этом регионе высокие концентрации фенолов были зафиксированы почти по всей обследованной акватории. Вместе с тем по сравнению с предыдущими годами следует отметить несомненное уменьшение загрязнения морских вод нефтяными углеводородами.

Источниками загрязнения дальневосточных морей — Японского, Охотского и Берин­гова — являются предприятия целлюлозно-бумажной, электроэнергетической и нефтегазо-добывающей промышленности, жилищно-коммунального хозяйства, судостроительные и судоремонтные предприятия, торговый и военно-морской флот. В прибрежные воды мо­рей с территорий Приморского и Хабаровского краев, Сахалинской, Магаданской и Кам­чатской областей ежегодно сбрасывается большое количество неочищенных или недоста­точно очищенных промышленных и коммунально-бытовых сточных вод.

По данным мониторинга 1997 г., наиболее загрязненными районами являлись: в Охотском море — залив Терпения (среднее содержание фенолов в воде — до 20 ПДК), в Японском — Татарский пролив вдоль западного побережья о. Сахалин (среднее содержа­ние фенолов — 20 ПДК) и бухта Золотой Рог (содержание нефтяных углеводородов - 4-6 ПДК). В 1998 г. эти районы продолжали оставаться наиболее загрязненными.

В 1999 г. в прибрежной зоне Охотского моря среднее содержание фенолов в морской воде в периоды наблюдений составило 6 ПДК, максимальные значения достигали 12 ПДК (это самые высокие концентрации за последние 5 лет). Среднее содержание СПАВ соста- '•:

вило 1 ПДК, максимальные концентрации превысили 2,6 ПДК.

Следует также отметить, что в связи с отсутствием современных приборов, из-за не­достатков финансирования и по ряду других причин за последние годы организация на­блюдения по Охотскому морю ухудшилась.

В 2000 г., по предварительным оценкам, тенденция снижения нагрузки на водные объекты по органическим веществам, аммонийному азоту, фосфору общему, нефтепродук­там, железу, меди, таннину и другим ингредиентам, связанная с выполнением водопользо­вателями водоохранных мероприятий (ввод очистных сооружений, систем оборотного во­доснабжения, совершенствование методов очистки сточных вод и др.) и рядом других при­чин, способствовала улучшению качества воды Чебоксарского и Куйбышевского водохра­нилищ, р. Суры, р. Волги, р. Северной Двины, р. Кубани, р. Томи, р. Камы, Камского и Боткинского водохранилищ (до рыбохозяйственных значений ПДК), р. Вятки (до концен­траций в пределах ПДК), водных объектов Кольского полуострова и др.

Вместе с тем необходимо отметить увеличение нагрузки на водные объекты по от­дельным загрязняющим веществам в бассейнах рек: Урала — азот аммонийный, железо, фосфор общий, нитриты, марганец, алюминий; Амура и Невы — марганец, магний, алю­миний; Печерьг и Терека - марганец, медь; Дона - фенолы; Кубани - железо, магний медь, фенолы, таннин; Оби — марганец, магний, медь, цинк; Енисея — марганец, медь;

Лены — органические вещества (БПК), железо, нитриты, магний, цинк, СПАВ.

В 2000 г. по сравнению с предыдущими годами количество аварий и масштабы ава­рийного загрязнения водных объектов несколько уменьшились. По-прежнему наиболее характерны аварии, связанные с загрязнением водных объектов нефтепродуктами.

Качество подземных вод. В Российской Федерации к настоящему времени выявлено около 2776 водозаборных сооружений (из них более трех четвертей расположено в евро­пейской части), на которых зафиксировано ухудшение качества и высокое загрязнение подземных вод. На 36% выявленных очагов загрязнение связано с деятельностью промыш­ленных предприятий. На 15% очагов загрязнение подземных вод происходит в результате деятельности предприятий сельского хозяйства (проникновения вредных веществ из нако­пителей отходов, с полей фильтрации, орошения сточными водами животноводческих комплексов и птицефабрик, с участков сельскохозяйственных массивов, обрабатываемых ядохимикатами и удобрениями). На 9% очагов загрязнение связано с деятельностью жи­лищно-коммунального хозяйства.

Страницы: 1, 2, 3, 4