Реферат на тему:

Основи системного гідроекологічного районування територій

Серед численних підходів до районування і комп’ютерного картографування
територій за гідрологічними, гідрохімічними, гідроекологічними та іншими
факторно чи змістовно пов’язаними з ними при водокористуванні
показниками можна вирізнити три принципові групи таких підходів, перші
дві з яких найбільш розповсюджені у вітчизняній практиці і третя, що
наразі розвивається, а саме:

районування на базі початкової побудови ізоліній чи означення інтервалів
певних «точково» заданих параметрів за допомогою різноманітних
комп’ютерно-модельних методів різної складності, включаючи кластерний
аналіз і/або інші фільтрувальні чи інтерполяційно-екстраполяційні
рішення. При цьому однорідні структури районування, які виділяються чи
можуть бути виділені, зовсім не пов’язані чи недостатньо вмотивовано
пов’язані з контурами певних природних територіальних виділів, таких як,
наприклад, ландшафтно-геохімічні структури, річкові басейни, грунтові
комплекси тощо. Інколи здійснюється також комплексування вельми довільно
просторово вирізнених інтервальних монопараметричних структур
районування у поліпараметричні;

районування на основі моно- чи поліпараметричної характеристики і
групування існуючих чи частково модифікованих природних (інколи
природно-технічних) територіальних виділів за прийнятими інтервалами
провідних для районування параметрів і новими ознаками таких структур
різного рівня. При цьому застосовуються вже згадані методи комп’ютерного
модельного картографування вихідних структур (як для їх груп, так і
подекуди «всередині» структур), з присвоєнням останнім нових назв
відповідно до цілей районування або без такого присвоєння;

районування, яке можна визначити як системну (екосистемну)
полікритеріальну синтезувально-модельну структуралізацію певних
територій багатокомпонентного природного і техногенного впливу за
обраними і категорованими показниками рівня гідроекологічного стану
нових за змістом і координатами одиниць районування. Така група підходів
частково використовує деякі побудови, що широко застосовуються і згадані
у попередніх абзацах. А проте вона базується на власних жорстко
обумовлених принципах та нових за сутністю схемах моделювання,
притаманних методології стохастичної екогідрології, апарат якої
створений із додатковим залученням положень теорій випадкових функцій та
систем [1-3].

Власне викладу принципових основ третьої групи підходів, складники якої
успішно апробовані у методологічно-прикладному аспекті при комплексному
районуванні радіоактивно забруднених територій Полісся та півночі
Лісостепу [1,2], і присвячена ця стаття.

Отже гідроекологічне районування територій згідно з методологією
стохастичної екогідрології – це модельне вирізнення, визначення
складників та тестування рівня стану таксонів районування певного рангу
у природних або природно-технічних територіальних утвореннях, що
належать досліджуваним територіям суходолу. У межах таких однорідних
таксонів екологічний стан водних об’єктів має характеризувати ситуацію,
за якої існуючі чи розрахункові режими і види реального або потенційного
водокористування (інколи у контексті ресурсокористування загалом)
призвели чи можуть призвести до категорійно-класифікованих наслідків
заданого порядку для рівноваги екосистем водних об’єктів та для здоров’я
і життєдіяльності певної критичної групи населення – водокористувачів –
за означеними і змодельованими інтегральними оцінними показниками
екологічної безпеки.

До речі, за такого підходу найближчим англійським еквівалентом щойно
наведеного терміну «гідроекологічне районування» буде
«Hydro-Environmental Structurization (or Zoning) of Territories».

Послідовно зупинимося на змістовній сутності головних складників поданої
вище визнаки гідроекологічного районування територій, зважаючи на те, що
можна загалом вирізнити три взаємопов’язані етапи такого районування:
загальної структуралізації, модельної параметризації та функціональної
структуралізації обраних для районування територій.

На етапі загальної структуралізації досліджувані території у цілому (ДТ)
розглядаються як макросистема, що містить набір природних територіальних
(ПТУ) або природно-технічних територіальних (ПТТУ) утворень різного
рангу, вирізнених в усіх випадках із загальним дотриманням басейнового
принципу, у т.ч. у комбінаційних варіантах, тобто

(ДТ) ( [ПТУ, ПТТУ] .
(1)

Як природні територіальні можна, наприклад, розглядати утворення: «суто»
гідрологічні (річкові басейни різних порядків чи їх поєднань);
гідрологічно-ландшафтні у вигляді гідрологічно-ландшафтних («ландшафти в
межах басейнів») або ландшафтно-гідрологічних («басейни в межах
фізико-географічних виділів») комплексів; аналогічно щойно означеним
підходам – гідрологічно-ландшафтно-геохімічні або
ландшафтно-геохімічно-гідрологічні комплекси, гідрологічно-грунтові або
грунтово-гідрологічні комплекси і т.ін. Природно-технічні територіальні
утворення можуть бути вирізнені з дотриманням або поєднанням басейнового
і адміністративно-територіального та інших принципів, наприклад, за
певними показниками чи суб’єктами водовилучення і водовідведення, за
видами земельних угідь чи землеустрою, за типами меліоративних систем чи
їх складниками тощо. Загалом поділ на природні та природно-технічні
територіальні утворення досить умовний, і покликаний скоріше більше
«відтінити» застосування провідних «природних» або «техногенних» ознак
їх формування. У цьому аспекті у тих же природно-технічних
територіальних утвореннях можна виділяти за функціональним змістом [4]
природну, технічну і природно-технічну підсистеми, а, наприклад,
особливості ландшафтно-гідрологічних природних територіальних комплексів
відображають наслідки і техногенного впливу на ландшафти та гідромережу
і т.ін. Але за будь-яких умов обрані складники макросистеми
досліджуваних територій слід одночасно розглядати як територіальні
утворення, в межах яких реалізуються або можуть бути реалізовані процеси
водокористування.

Водокористування при гідроекологічному районуванні територій у цілому,
на відміну від [5], розглядають за принципами [3,4] як користування
усіма видами природних ресурсів екосистем водних об’єктів суходолу
(поверхневих з їх береговими зонами та підземних) – водними, земельними,
біологічними, рекреаційними, енергетичними, транспортними ресурсами
тощо. В залежності від специфіки районування інколи доцільно розглядати
водокористування в контексті ресурсокористування загалом у річкових
басейнах і т.ін., що було зроблене, наприклад, у монографії [1], де
таким чином характеризувалися як певні поверхневі вододжерела, так і
грунтові води, спільно вирізнені за обумовленими критеріями як «місцеві
водні об’єкти». Отже за всіх умов одним з головних принципів районування
має бути точне визначення видів, регламентів, об’єктів і суб’єктів
водокористування досліджуваних територій, зважаючи на можливу наявність
«азональних» структур (наприклад, каналів тощо) або «надмірильних»
структур (наприклад, каскаду дніпровських водосховищ, який потребує
окремого районування власне як водний об’єкт). При цьому не виключена
можливість та доцільність вибору певних видів водних об’єктів, стан яких
є індикаторним при районуванні територій з водними об’єктами у цілому.
Таке було зроблене, наприклад, у [1], де за індикаторні водні об’єкти
під час оцінки наслідків водокористування правили водойми. Вони були
обрані через те, що за своїми морфогенетичними та гідроекологічними
характеристиками і особливостями є індикаторними щодо тестування
загального рівня різногенезисної забрудненості ресурсів водного фонду,
що загалом як принцип властиве положенням стохастичної екогідрології при
її становленні [3].

На етапі модельної параметризації при районуванні оперують з
водогосподарсько-екологічними [3] системами (англ. «Water-Management
Environmental Systems», надалі просто «екосистемами») обраних природних
або природно-технічних територіальних утворень певного рангу. Такі
екосистеми задаються на різних рівнях формалізації як детермінованими,
так і випадковими (детерміновано-стохастичними) числовими скалярними
полями за основними чинниками, що визначають стан екосистем утворень і
водних об’єктів в їх межах, а також комбінаціями цих полів. У цілому при
моделюванні і оцінці стану екосистем зазначених утворень, як і стану
макросистеми ДТ загалом, застосовують принцип зниження від груп
показників такого стану (макрорівень формалізації) до наборів
компонентів і елементів цих груп (мезо- і мікрорівні). Отже, наприклад,
на макрорівні у загальному вигляді динаміка макросистеми досліджуваних
територій [D(ДТ)] визначається динамікою екосистем кожного з природних
або природно-технічних територіальних утворень ДТ [D(ПТУ, ПТТУ)] і
подається як параметричні збурення відповідних екосистем у вигляді

D(ДТ) = D(ПТУ, ПТТУ) = [(ГД)(R,t); (ТД)(R,t); (ДС)((,R,t)] ,
(2)

де (ГД)(R,t), (ТД)(R,t) і (ДС)((,R,t) – набір, відповідно,
географічно-детермінованих, «технічно»-детермінованих і випадкових
(детерміновано-стохастичних) полів за означеними для кожного набору
групами показників стану екосистеми обраного утворення; ( – число
елементарних результатів дослідів (елементарних подій, або наслідків,
випадкових експериментів) у визначених просторово-часових координатах
(тобто сукупність елементів початкового простору, чи множини,
елементарних подій та основного ймовірнісного простору [3,5]); R –
загальна просторова область зазначених полів, як правило, – загальні
межі ДТ; R ( (х,y,z) у заданій системі координат [наприклад, у системі
координат ГІС MapInfo R ( (x,y)]; t – час; t ( Т, де Т – множина (0,()
(неперервний час).

У моделі (2) можливим набором географічно-детермінованих полів може бути
їх сукупність за гідрологічною, геологічною, геохімічною,
геоморфологічною, «грунтовою», гідрогеологічною, ландшафтною,
фізико-географічною тощо групами показників стану екосистеми певного
природного територіального утворення. «Технічно»-детерміновані поля
згідно з особливостями структури природно-технічних територіальних
утворень можна формалізувати за «технічною» (конструктивною),
«технологічною», «організаційною» тощо групами показників або
поєднаннями таких ознак груп. Відповідно, набір випадкових полів, як
стосовно чи в межах ПТУ, так і ПТТУ, може диференціюватися за
гідрофізикохімічною, екотоксикологічною, водогосподарською,
радіоекологічною, медично-екологічною тощо групами показників, а також
групою інтегральних та спільних показників (для різних груп чи їх більш
низьких елементів). При цьому будь-яка з груп показників може
розглядатися як явна чи неявна (загальноцільова) [3]. Останнє,
наприклад, було здійснене при районуванні можливих радіоекологічних
наслідків місцевого водокористування у [1], коли водогосподарська група
показників виступала загальноцільовою, але без безпосереднього
вирізнення меж конкретних локальних комплексів такого водокористування,
а з моделюванням та наступною структуралізацією полів власне цих
наслідків, віднесених до групи інтегральних показників стану
досліджуваних територій.

Стосовно моделі (2) слід зважати на те, що визнака «детерміновані» має
дещо умовний зміст, як щодо географічно-детермінованих, так і щодо
«технічно»-детермінованих полів. Для географічно-детермінованих полів
(наприклад, за гідрологічною, ландшафтною, фізико-географічною ознаками)
це пов’язане насамперед з відносно нетривалим, як правило, часовим
оцінним інтервалом при гідроекологічному районуванні. Для інших часових
інтервалів, наприклад геохронологічних і т.ін., зазначений вид
детермінованих полів стає вже відчутно і «стохастично» обумовленим.
Аналогічний момент можна відзначити і стосовно «технічно»-детермінованих
полів, причім альтернативний часовий інтервал, що може викликати
«стохастичну» обумовленість цих полів, вже значно менш тривалий, ніж для
географічно-детермінованих полів. Такий інтервал вже пов’язаний із
спрацюванням складових частин природно-технічних утворень, зважаючи на
капітальність, строки служби, ступінь аварійності при експлуатації і
інші чинники, що викликають трансформацію стану технічних підсистем цих
утворень. Крім того, в обох випадках географічно- або
«технічно»-детермінований складник не є єдиним у структурі відповідних
полів, а істотно переважає над «суто» стохастичним, який значною мірою
зумовлений особливостями тестування природних або природно-технічних
територіальних утворень [1,3], передусім похибками картографічної
імплементації та моделювання відповідних полів та їх складників. У
цілому тези цього абзацу свідчать про відсутність при районуванні
перешкод для процесу поєднання стохастичної структури випадкових полів
(субполів) і структури детермінованих полів (субполів).

Значення всіх видів полів моделі (2) – детермінованих з аргументами
(R,t) і детерміновано-стохастичних з аргументами ((,R,t) – можуть бути
як «суто» числовими, так і інтегральними характеристиками (ознаками) за
комплексом вихідних числових величин або якісних параметрів, виражених
за якісною (символьною, вербальною тощо) ознакою. Крім того, нижчі за
ієрархією поля параметрів макросистеми ДТ мають власні просторові
області (субобласті SR) у складі R, тобто є субполями у складі як кожної
групи показників ДТ, так і ДТ взагалі. Отже

R ( [SR(КМ)(R,t)], R ( [SR(КМ)((,R,t)] ;
(3)

R ( [SR(ЕЛ,n)(R,t)], R ( [SR(ЕЛ,n)((,R,t)] ,
(4)

де SR – символ, що маркує відповідні просторові субобласті компонентів
(КМ) і елементів n-го рівня (ЕЛ,n) груп показників стану ДТ та її
складових частин – екосистем природних або природно-технічних
територіальних утворень.

Записи (3) і (4) є символьно-загальнофункціональними. Тобто, наприклад,
субобласть субполя певного елемента за (4) у свою чергу просторово
диференційована за відповідними величинами або ознаками тощо (значеннями
субполя), сукупність (набір) яких, як складників елемента, чисельно
(символьно) і визначає (формує) власне цей елемент. Так, наприклад,
просторова субобласть загального субполя елемента першого рівня «рід
ландшафту» компонента цього елемента «тип ландшафту» групи показників
стану певної макросистеми ДТ за ландшафтною ознакою (або ландшафтної
групи показників) сформована субобластями наявних на досліджуваних
територіях родів ландшафту, значення субполів кожного з яких подані
вербально («лесова сильно розчленована закарстована височина на осадових
відкладах із сірими лісовими грунтами» тощо) або символьно (кодом «15»,
відповідним зазначеній височині, і т.ін.). Таким же чином, наприклад,
просторова субобласть загального субполя, вираженого за вербальною
ознакою як «ділянки осушування», тобто компонент
«функціонально-конструктивної» групи показників
осушувально-зволожувальної системи (як ПТТУ, заданого
«технічно»-детермінованим полем), може бути сформована субобластями
гончарного дренажу, відкритої мережі, механічного водопідйому і т.ін.
Зазначені приклади наведені саме для «складних випадків» задавання
значень полів моделі (2) (при однокомпонентній та одноелементній
«представленості» та «полігамності» компонентів і елементів, див. далі),
позаяк територіальні утворення, значення полів яких є числовими
характеристиками, практично не потребують особливих коментарів.

З іншого боку зрозуміло, що на мезорівні макросистема ДТ [див. модель
(2)] у загальному випадку може бути формалізована системними
сукупностями компонентів за групами показників її стану, а на мікрорівні
– сукупностями елементів за компонентами груп показників з відповідним
подаванням просторово-часової динаміки через детерміновані і випадкові
субполя і їх системи належного рівня. Тобто, за такого підходу у щойно
поданому прикладі компонент «ділянки осушування» був би вже «моногамним»
і містив набір (сукупність) нижчих за ієрархією самостійних елементів:
гончарного дренажу, відкритої мережі і т.ін.

За наявності ж розглянутої вище однокомпонентної у групах або
одноелементної у компонентах груп «представленості» їх членів
обов’язково зберігається «полігамність» складників кожного такого
компонента або елемента у тому чи іншому вигляді. Так, наприклад, у
монографії [1] при загальному дотриманні ієрархічно-параметричного
ланцюжка «групи показників – компоненти груп – елементи компонентів» у
гідрологічній групі показників макросистеми регіону, що досліджувався,
був вирізнений лише один компонент – «тестові річкові басейни»
(першопорядкові для районування річкові басейни або їх групи, конкретний
набір яких з власними межами кожного басейну і сформував «полігамність»
зазначеного компонента), а у складі компонента – єдиний елемент «інші
річкові басейни» (певні групи басейнів наступного порядку, межі
гідрографічної мережі яких маркували комплексний набір просторових
субобластей елемента). У наведеному прикладі використана двомірна
система задавання просторових областей полів і субполів гідрологічної
групи показників за «гідрографічним» критерієм. А проте просторові
області цієї групи можуть бути задані і більш тематично складно – як у
двомірній, так і у тримірній системах через планове положення певних
структурних частин річкової долини (у т.ч. спільно з геоморфологічною
групою) або через використання характерних висотних позначок
(горизонталей) тощо.

На етапі модельної параметризації використовуються також потрібні,
алгоритмічно визначені конкретною специфікою районування, одно- і
міжрівневі (макро-, мезо- і мікрорівні) побудови комбінацій (спільних
параметричних систем і субсистем) «різногрупових» компонентів і
елементів за відповідними групами показників стану досліджуваних
територій і субполів таких комбінацій. Слід зазначити, що при формуванні
параметричної структури гідроекологічного районування територій, на
відміну від формалізації екосистем власне водних об’єктів (див. [4]),
члени різних рівнів можуть бути диференційовані на «модельні», тобто ті,
що модельно картографуються для завдань районування, і «умовно
модельні», тобто ті, для яких таке картографування принципово можливе,
але не є актуальним чи домислюється у неявно вираженій (посередній)
формі, або ті, для яких картографування спеціально здійснюється лише як
допоміжно-проміжне рішення. Тобто, наприклад, знову-таки для ландшафтної
групи за спрямованістю районування у [1] «модельним» елементом був
обраний елемент «рід ландшафту», тоді як компонент «тип ландшафту», куди
входив цей елемент, залишився «умовно модельним», оскільки просторові
субобласті типів ландшафту у цілому спеціально не вирізнялись, хоча й
типологічна ознака ландшафтів бралась до уваги.

Відзначимо ще дві принципово важливі особливості районування. Це,
по-перше, відмінності вихідного (того, що вже існує) просторового
подання складників природних або природно-технічних утворень
досліджуваних територій. Така відмінності можуть призвести при
формалізації відповідних полів і субполів до роботи як з просторово
(суцільно, дискретно), так і з «точково» початково заданими екосистемами
за обмеженим набором їх параметрів. По-друге, інколи виникають
складності, пов’язані з недостатньо структурно-функціонально обумовленим
(за змістом районування) імперативним чи вимушеним визначенням меж
загальної просторової області ДТ [R моделі (2)]. Це викликає одразу
закладену при районуванні «зредукованість» як певних вихідних,
насамперед природних, територіальних утворень, так і наступних модельних
таксонів районування, що теж треба адекватно враховувати при плануванні
і отриманні результатів. Останні моменти найчастіше виникають за рахунок
лімітування простору досліджуваних територій кордонами держави чи межами
її адміністративно-територіальних одиниць (див., наприклад, [1]).

У всіх випадках за інформаційні засоби моделювання і характеристики
детерміновано-стохастичної (а далі і функціональної) структури
макросистеми ДТ або її складових частин правлять перетини заданих
моделлю (2) (або похідними від неї) полів просторових величин, що власне
і визначають умови та наслідки водокористування на обраних для
дослідження територіях, включаючи випадки можливого комплексування з
ресурсокористуванням загалом. Такі перетини утворюються, як правило,
спеціально обумовленою фіксацією в моделі (2) аргументу часу (to) або
періодизацією цього аргументу.

При гідроекологічному районуванні стан макросистеми досліджуваних
територій кваліфікується як сукупність властивостей цієї макросистеми і
екосистем її заданих субструктур (включаючи «кінцеві» таксони
районування), які тестуються для оцінювання ознак стану за умовами та
наслідками водокористування, зважаючи і на екологічний стан власне
водних об’єктів (за формулюванням [3,4]), розташованих в межах
зазначених субструктур. Ознаками стану за умовами та наслідками
водокористування або просто ознаками стану макросистеми ДТ і її
субструктур є фактичні числові або «чисельно-ознакові» тощо значення
відповідно обраних, згрупованих (скомбінованих) і співвіднесених між
собою детермінованих або випадкових полів (субполів) моделі (2) різних
ієрархічно-параметричних рівнів. Найчастіше використовують рівень
субполів елементів, тобто значення певних елементів у просторових
областях їх субполів, але з урахуванням належності цих елементів до їх
компонентів або груп показників.

Принципово можливим і бажаним є розподіл стану макросистеми ДТ і її
субструктур на «стан за умовами» та «стан за наслідками»
водокористування. Такий розподіл, навіть у посередньому вигляді, власне
і визначає членів детермінованих і випадкових полів (субполів) груп
показників, які можуть бути залучені до оцінювання ознак зазначеного
стану. Як правило, з ознаками стану за умовами водокористування
пов’язують географічно- і «технічно»-детерміновані поля груп показників,
а також випадкові поля груп показників, що не мають головного
наслідкового за цілями районування характеру, тобто не належать до
домінантної критеріальної групи показників (див. наступний текст). А
проте, при спрощенні – обмеженому наборі протестованих територіальних
систем, обмеженому періоді, на який розповсюджуються результати
районування, застосуванні усереднених даних за період, відсутності
моделювання режимів водокористування тощо – не виключений випадок, у
якому може і не бути розподілу стану екосистем територіальних структур
на два складники, а поєднання стану за умовами та наслідками. Тоді він
оцінюється, наприклад, безпосередньо лише за екологічним станом водних
об’єктів в межах зазначених екосистем, особливо якщо стан цих об’єктів
задати групами показників, які «однозначно» підлягають екологічному
нормуванню, і т.ін.

Рівень стану заданих субструктур районування тестується, користуючись
двома принциповими підходами. З одного боку, певний рівень «стану за
умовами» відповідає адекватним, найчастіше «чисельно-ознаковим»,
значенням обраного набору субполів, просторові субобласті яких поєднані
за межами з підсистемами екосистем територіальних утворень, однорідними
(квазіоднорідними) за умовами водокористування згідно з генетичними,
природно-функціональними, природно-технічними,
природно-технічно-функціональними особливостями цих підсистем, включаючи
особливості техногенезу. При цьому, по-перше, у випадку застосування
набору субполів обов’язковим є визначення домінантних типів субполів,
по-друге, не виключеним є використання за необхідності вибіркових
еталонних показників «стану за умовами» (див. далі). Стосовно першої
тези, у [1,3], наприклад, при домінуванні гідрологічної групи показників
«стану за умовами» застосовувалися генетично і природно-функціонально
однорідні субполя гідрологічно-ландшафтних комплексів, при домінуванні
ландшафтної групи – субполя ландшафтно-гідрологічних комплексів і т.ін.
Ілюстрацією ж другої тези може бути вирізнення певних природно-технічно
однорідних субструктур: за ймовірністю (ризиком) затоплення територій
при повенях без об’єктної і суб’єктної «персоніфікації» можливих
результатів такого затоплення, за рівнем технічного стану конструктивних
елементів меліоративних систем тощо.

З іншого боку, рівень стану субструктур районування за наслідками
водокористування ототожнюється з його відповідністю значенням однорідних
субполів, отриманими за певним категоріями категорійно-класифікаційних
схем елементів домінантної при районуванні критеріальної групи
показників «стану за наслідками». За останню при комплексному підході
доцільно обирати групу спільних і інтегральних показників.

Вибір чи створення щойно зазначених критеріальних
категорійно-класифікаційних схем при гідроекологічному районуванні
територій є самостійною задачею етапу модельної параметризації. Вона
пов’язана і з визначенням з такими атрибутами процесу районування, як
критична група населення та інтегральні оцінні показники екологічної
безпеки (див. визнаку районування).

Вибір критичної групи населення проводиться в залежності від видів,
регламентів, безпосередніх об’єктів та оцінних критеріїв наслідків
водокористування з орієнтацією на суб’єктів останнього, які щонайменшим
чином охоплені заходами із зниження таких можливих негативних наслідків
(природоохоронними, водоохоронними і т.ін.), якщо такий вибір є можливим
чи доцільним. Тобто існує досить великий можливий набір осіб критичної
групи населення як водокористувачів – від населення досліджуваних
територій загалом до його розподілу на міських і сільських мешканців або
вирізнення у складі таких мешканців ще більш деталізованих категорій,
популяцій тощо. А проте, у цілому вирізнення критичної групи у
зазначеному аспекті можна проводити, спираючись на принципові підходи
монографії [4]. У ній запропоновано користуватись трьома
узагальнювальними ознаками (рівнями) такого вирізнення –
«життєдіяльність» (види і територіальна прив’язка), «вік», «стать», а
послідовне застосування цих ознак дозволяє оперувати як із загальним
поняттям «критична група населення», так і більш конкретним поняттям
«критична група людей».

За вибіркові або інтегральні оцінні показники екологічної безпеки для
цілей гідроекологічного районування згідно з його визнакою і в
залежності від типу субструктур районування, що тестуються, та способів
такого тестування слід приймати певні обрані моно- чи поліпараметричні
еталонні показники стану зазначених субструктур (за умовами і/або
наслідками водокористування). Вони формуються, по-перше, на основі
застосування і/або певного комбінування вже розроблених чинних
еконормативів (нормативів в галузі використання та охорони вод [5],
нормативів радіаційної безпеки тощо), а також технічних нормативів чи
вимог, що регламентують безаварійну роботу водогосподарських об’єктів,
гідротехнічних споруд і т.ін. По-друге, еталонні показники можуть бути
обрані або запропоновані в результаті спеціальних наукових розробок з
моделюванням комплексних, нових за змістом екологічних критеріїв, які
базуються як на чинних нормативах, так і на результатах розвитку їх
положень. В усіх випадках зазначені еталонні показники мають певним
чином характеризувати вимоговий ступінь екологічної безпеки (або
пов’язані з ним ризики) при водокористуванні, часто у контексті
ресурсокористування загалом. Цей ступінь може відображати або поєднувати
міри загрози: біорізноманіттю гідросфери, рівновазі конкретних водних
екосистем, здоров’ю і/або життєдіяльності критичної групи населення –
водокористувачів. Корисним при цьому може бути застосування і розвиток
принципів, запропонованих у [3,4], за якими рівень стану певних
субструктур гідроекологічного районування (як ступінь відповідності
заданим параметрам і вимогам) можна моделювати шляхом оцінювання
потенціалу екологонегативних соціально-економічних функцій екосистем цих
субструктур – ресурсоредукційних, середовищередукційних, «екоризикових»
і т.ін. із запровадженням при необхідності понять [3] стійкості,
надійності та еколого-економічної стабільності
водогосподарсько-екологічних систем.

Критеріальні категорійно-класифікаційні схеми рівнів стану субструктур
районування за наслідками водокористування (у т.ч. допоміжні чи проміжні
та кінцеві) і будуть безпосереднім підсумковим відображенням
розрахункового ступеня відповідності обраним еталонним показникам цього
стану з урахуванням критичної групи населення. Такі схеми, відповідно,
можуть бути моно- або поліпараметричні, конкретно числові або
інтервальні тощо, але за всіх умов мають категорувати рівень стану
субструктур районування з класифікаційною семантичною його визнакою
(«задовільний», «поганий» тощо) за певними інтегральними або
«груповими», «компонентними» чи «елементними» (див. формалізацію
екосистем) індексами цього рівня «стану за наслідками». Зазначені
визнаки за індексами рівня стану або їх інтервалами, групами тощо мають
адекватно обумовлювати непотрібність або необхідність (і певні типи)
заходів з посилення екологічної безпеки водокористування, включаючи
терміновість і види відповідних обмежень чи втручань тощо в загальній
системі еколого-економічного нормування водокористування та охорони
водних об’єктів. Загалом, як було показано у [2], створення
повномірильної критеріальної схеми рівнів стану екосистем територіальних
субструктур – завдання майбутнього. При цьому, крім інших, мають бути
вирішені питання: врахування синергічних та антагоністичних ефектів
комплексування токсичного, радіонуклідного, бактеріального забруднення
екосистем водних об’єктів, їх евтрофування і сапробізації та наслідків
цих процесів для екосистем і населення; оцінювання оптимальної
еколого-економічно виправданої ресурсовидатності екосистем при
водокористуванні; створення багатофакторних критеріальних схем
екологічної безпеки водо- і ресурсокористування і т.ін.

Третій етап – етап функціональної структуралізації обраних для
гідроекологічного районування територій – вже безпосередньо пов’язаний з
тестуванням стану макросистеми ДТ і оцінюванням його рівня. Цей процес
зводиться до формування єдино-параметрично заданих складників
функціональної структури макросистеми досліджуваних територій шляхом
використання як існуючих складників макросистеми, послідовно
трансформованих згідно з моделями (1)-(4), так і модельного синтезу
нових. Функціональну структуру розподіляють на:

початкову функціональну структуру;

первинну змодельовану функціональну структуру;

інтегральну (вторинну) змодельовану функціональну структуру.

Складники початкової функціональної структури формуються за рахунок
впорядкування і комп’ютерної картографічної імплементації у робочій ГІС
конкретних значень і просторових областей (субобластей) полів (субполів)
параметризованих за (2) екосистем природних і природно-технічних
територіальних утворень, обраних ще на етапі загальної структуралізації.
При цьому в залежності від вихідного вигляду використовується як
просторове задавання значень таких полів з просторовими областями за
змістом ознак їх вирізнення, так і «точкове» (теж звичайно координатне)
задавання значень але з напевне необумовленими у складі початкової
структури просторовими областями.

Для моделювання наступних функціональних структур макросистеми ДТ слід
попередньо визначитися з деякими принциповими положеннями такого
моделювання.

По-перше, це стосується умов стаціонарності (квазістаціонарності) і
однорідності (квазіоднорідності) детермінованих і випадкових «робочих» і
«модельних» полів та субполів макросистеми, зважаючи на задані чи обрані
при районуванні період моделювання і вигляд модельних (розрахункових)
значень цих полів та субполів. Зрозуміло, що будь-які часові перетини
географічно-детермінованих і, за наведених далі умов,
«технічно»-детермінованих полів моделі (2) є перетинами стаціонарних
полів для розрахункового періоду моделювання за їх значеннями в межах
відповідних однорідних субполів складників цих полів. При цьому
стаціонарність «технічно»-детермінованих полів звичайно завбачує
відповідність розрахункового періоду моделювання періоду з «умовно
незмінним» зафіксованим рівнем стану технічних (природно-технічних)
підсистем територіальних утворень, що задаються такими полями. У інших
випадках – при суттєвій протестованій або спрогнозованій трансформації
стану технічних підсистем за період моделювання тощо – слід обов’язково
обумовлювати і погоджувати зазначені періоди. Стосовно ж випадкових
полів моделі (2) мова, як правило, може йти [1] про їх приведення до
квазістаціонарного (у часі) та квазіоднорідного (за простором) вигляду,
у т.ч. задаючись певними спрощеннями. Такі квазістаціонарність і
квазіоднорідність мають засвідчити адекватні умови проведення
стохастичних дослідів та оцінювань стану субструктур районування, тобто
засвідчити відносну постійність впливів і зв’язків в межах макросистеми
ДТ, і можуть бути досягнуті шляхом певних модельних рішень і побудов,
найбільш обгрунтованими з яких є:

застосування розрахунково-прогнозних показників, які за змістом свого
отримання маркують умовно стаціонарні субполя для розрахункового періоду
районування;

застосування певних розрахункових інтервалів модельних при районуванні
величин, що призводить до «інтервальної» квазістаціонарності значень
відповідних цим величинам субполів (див., наприклад, інтервали можливого
ризику у [1]);

поєднання (обмеження) отриманих щойно зазначеними способами
квазістаціонарних у часі просторових субобластей випадкових субполів з
контурами просторово однорідних за умовами водокористування субобластей
детермінованих субполів певного рангу (однорідних за генетичними,
природно-функціональними і іншими особливостями, див. рівень «стану за
умовами»). Таке поєднання (обмеження) проводиться або безпосередньо
«розміщенням у відповідних межах», або розповсюдженням за допомогою
інтерполяції і/або екстраполяції тощо «точкових» значень випадкових
субполів на задані межі детермінованих, що загалом і свідчить про
приведення зазначених випадкових субполів до умовно однорідного вигляду.

По-друге, відповідно до вже зазначених кінцевих критеріальних
категорійно-класифікацій-них схем рівнів стану субструктур районування
необхідно розробити потрібні ієрархічні класифікаційні схеми (з спадними
ланцюжками) власне таксонів гідроекологічного районування. При цьому,
крім іншого, слід дати визнаки і способи вирізнення кожного з зазначених
таксонів та сформулювати принципи утворення нових повних назв таксонів
за ознаками, згідно з якими вони зсинтезовані, а також, при можливості,
запровадити інтегральні характеристики рівня стану таксонів з
визначенням репрезентативної застосовності і змісту таких характеристик.

Урахування щойно зазначених положень моделювання за особливостями
початкової структури дозволяє принципово визначитись зі змістовною
сутністю створення первинної і вторинної функціональної структур
досліджуваних територій, що районуються. Отже первинна функціональна
структура моделюється за допомогою системної супідлеглої комутації
наборів перетинів (квазі)стаціонарних та (квазі)однорідних
детермінованих і випадкових субполів, що характеризують рівень «стану за
умовами» водокористування, з виходом шляхом синтезу на результувальні
субполя «модельних» членів домінантної при районуванні критеріальної
групи показників стану макросистеми ДТ за наслідками водокористування.

Інтегральна (вторинна) функціональна структура досліджуваних територій
модельно синтезується («критеріально розпізнається») за допомогою
перетворення первинної функціональної структури у інтегральну шляхом
диференціювання і поєднання субполів первинної структури у ієрархічно
супідлеглі вже власне таксони гідроекологічного районування та прийнятою
ієрархічною класифікаційною схемою цих таксонів. Остання крім субполів
домінантної критеріальної групи показників стану може базуватися на
субполях і інших груп показників як супідлеглих (допоміжних) при
вирізненні таксонів.

За умов дотримання викладеної загальної схеми етапу функціональної
структуралізації не виключена можливість наступної модифікації
підсумкових оцінок рівня стану таксонів вже отриманої за певними
підходами інтегральної функціональної структури. Це стосується таксонів,
репрезентативних для апарату такої модифікації, а остання може бути
здійснена за рахунок використання додаткових відомостей та додаткових
критеріальних категорійно-класифікаційних схем рівнів стану визначених
субструктур районування за наслідками водокористування (у т.ч. поєднаних
з вже застосованими такими схемами), що у цілому розширює зміст та
«комплексність» районування. Зазначене було виконане, наприклад, у [2],
де попередньо обгрунтована багатофакторна природно-техногенна
однорідність вирізнених ландшафтно-гідрологічних районів дозволила
шляхом модельних рішень розповсюджувати умови цієї однорідності на
мезосистемні особливості міграції забруднювальних речовин не лише
радіоактивного, а й іншого генезису, та відповідне відображення цих
особливостей у результатах районування.

Подальші розвиток і втілення наведених основ системного
полікритеріального гідроекологічного районування у конкретні
алгоритмічні схеми комп’ютерно-картографічного тематичного поділу і
оцінки стану територій та імплементація цих схем для обраних регіонів
можуть стати передумовою об’єктивної оптимізації комплексних
моніторингових мереж зі створенням сучасних геоінформаційних систем та
вибору найбільш доцільних заходів з відновлення та підтримки екологічної
безпеки водокористування і охорони та реабілітації об’єктів гідросфери.

Список літератури

1. Самойленко В.М. Комплексне районування радіоактивно забруднених
територій Полісся і півночі Лісостепу за гідрологічно-ландшафтними
умовами та можливими радіоекологічними наслідками місцевого водо- і
ресурсокористування. – К.: Ніка-Центр, 1999. – 280 с. 2. Самойленко
В.М., Тавров Ю.С., Буянов М.І. Комплексний радіоекологічний моніторинг
водойм місцевого водокористування та методологічно-оптимізувальні
рішення стохастичної екологічної гідрології. – К.: Ніка-Центр, 2000. –
136 с. 3. Самойленко В.М. Методологія і застосування стохастичної
екогідрології у постчорнобильський період: Автореф. дис… д.геогр.н.:
11.00.07 / Київський нац. ун-т ім. Т.Шевченка. – К., 2000. – 32 с. 4.
Самойленко В.М. Кадастр радіоактивного забруднення водних об’єктів
України місцевого водокористування. Том 1. Радіогідроекологічний стан і
використання водойм та загальнометодологічні проблеми. – К.: Ніка-Центр,
1998. – 192 с. 5. Водний кодекс України. – К.: ІВА «Астрея»,
1995. – 60 с.

Похожие записи