Лисиенко Ресурсы и факторы управления в енергосбережении 2011

Основная производственная деятельность (то есть деятельность, выполняемая на рынках), в которой выгоды связаны с улучшением окружающей среды, включают сельское хозяйство, коммерческое рыболовство и коммерческое лесоводство. Выгоды могут проявиться как от увеличения производства продукции, так и от улучшения качества. С производственным сектором связаны выгоды, которые получаются от очистки промышленных сбросов в поверхностные воды, которые потом используются для бытовых нужд и в качестве питьевой воды.

Экономические активы – это здания, материалы, свойства и т.д., которые могут иметь выгоду от уменьшения загрязнения разрушенными материалами, улучшения их свойств, уменьшения риска от свалок бытовых и опасных отходов и т.д.

Активы окружающей среды – это выгоды от использования рекреаций, благоприятных условий среды и т.д.

Хотя большая часть анализа выгоды обычно использует концептуальное положение – экономическое благосостояние, все они имеют целью сделать оценки затрат в денежной форме. Если хочется использовать анализ затраты-выгоды, как нормативное средство для принятия решения, выбор должен согласовываться с экономической теорией, а не полагаться на произвол аналитика. Согласованность является необходимым условием, если нормативные утверждения должны быть сделаны на основе исследования затра- ты-выгоды.

Оценки экологического риска. Отметим, что опасность и риск

– это различные понятия, и различие между ними имеет принципиальное значение при оценке уровня риска. Токсическая опасность зависит от способа, которым химическое соединение воздействует на отдельные биологические виды. Химические соединения отличаются по своему воздействию на различные живые организмы. Некоторые химические соединения опасны только для специфических групп организмов. Другие неблагоприятно воздействуют на широкий круг организмов.

При описании токсической опасности используют термины:

неблагоприятное воздействие или воздействия, которые химическое соединение оказывает на живые организмы (идентификация опасности);

121

отношение между количеством химического соединения и характером и серьезностью неблагоприятного воздействия или частотой возникновения заболеваний среди населения (функции дозаэффект и доза-отклик, соответственно).

Токсическая опасность существует независимо от того, имело или нет место воздействие на какой-либо живой организм, потенциально реагирующий на такое воздействие. Опасность заключается в «механизме» взаимодействия химического соединения и живого организма.

Напротив, риск является результатом фактического или потенциального воздействия химического соединения на живой организм. Без воздействия не будет риска, независимо от степени опасности. Таким образом, в то время как токсическая опасность – общий признак взаимодействия химического соединения с биологической системой, риск – специфической признак частной ситуации.

Так как опасность и риск – отличные друг от друга понятия, то и подходы к оценке опасности и оценке риска различны.

Опасность – общий процесс и не зависит от специфики местных условий. Оценка опасности может быть произведена в глобальном масштабе. Например, оценка минимальной дозы хлороформа, которая будет влиять на функции печени у взрослых людей, одинаково применима в Нью-Йорке, и сельском штате Айдахо, и в Ташкенте.

Оценка воздействия и оценка риска, напротив, зависят от характеристик местных условий. Без знания того, как происходит воздействие и какова его продолжительность, невозможно преобразовать оценку токсической опасности в оценку риска. Так, пищевой рацион человека может меняться весьма значительно в мегаполисе Нью-Йорке, на американском Среднем Западе и в Центральной Азии. Можно ожидать, что жители Нью-Йорка едят значительно большее количество сига и щуки, чем американцы в среднем, в то время как жители Айдахо едят большее количество речной форели, а население Ташкента меньше использует в своем рационе рыбу изза истощения рыболовства в Аральском море.

Оценка риска является результатом оценок токсической опасности, которые являются общими, и оценок воздействия, которые являются частными (ситуационно-зависимыми). Оценки токсических

122

опасностей, связанных с питанием (в пределах определенной группы, например, среди взрослых людей), имеют вполне определенные значения и могут быть сведены в таблицу и опубликованы для общего пользования. При оценке риска часто используют эти значения, и большее внимание уделяют аналитическому учету специфических особенностей воздействия на реципиентов в конкретных условиях.

Любая оценка риска при воздействии токсичного вещества состоит из двух основных компонентов:

оценка степени токсической опасности, связанной с химическим соединением и

оценка условий воздействия, которые приводят (или нет) к опасному значению уровня риска.

Методы, обычно используемые для характеристики токсической опасности химического соединения, сильно отличаются от методов, используемых для оценки потенциальных возможностей подвергнуться воздействию этого вещества. Однако, часто и на те, и на другие методы ссылаются как на «оценку риска».

Таким образом, оценка риска характеризует как вероятность наступления самого неблагоприятного события, скажем, аварии АЭС или выброса вредных загрязняющих воздух веществ «нормально» действующим предприятием, так и вероятность негативных последствий этого события, например, заболевания или смерти человек.

Анализ зарубежного опыта в рассматриваемой сфере показывает, что существенный прогресс в деле разработки и применения процедур оценки риска достигнут в отношении последнего из названных элементов – определения опасности для здоровья человека, причем относительно более совершенна процедура расчетов по оценке риска онкологических заболеваний. Концепция риска выра-

зилась в конкретных показателях дополнительной смертности не более 1 человека на миллион или 10-6 человек в год.

Производят два типа оценки риска:

для потенциальных канцерогенов – оценку возрастающей вероятности получить раковое заболевание в результате определенного воздействия;

123

для потенциальных не канцерогенов – сравнение ожидаемого уровня воздействия с уровнем, при котором, предположительно, риск практически равен нулю.

К сожалению, эти результаты не дают однозначной абсолютной величины ожидаемого числа заболеваний и смертей, а представляют собой более или менее корректную оценку вероятности указанных негативных последствий загрязнения окружающей среды для здоровья и жизни человека, коррелированную с определенным уровнем концентрации токсичных веществ.

Оценки токсикологических опасностей различных химических соединений разработаны несколькими агентствами федерального правительства США, правительствами штатов, частными организациями и отдельными учеными. Наиболее широко используемые оценки токсикологических опасностей химических соединений – данные Агентства по охране окружающей среды (ЕРА) США.

Хемпширский Исследовательский Институт в Александрии, штат Вирджиния, США разработал программу Risk Assistant – мощный и удобный для пользователя набор методик и баз данных, позволяющий оценить риски для здоровья, связанные с присутствием химических соединений в окружающей среде в конкретных условиях.

В РФ в 1997 г. вышло постановление «Об использовании методологии оценки риска для управления качеством окружающей среды и здоровья населения РФ», согласно которому методика оценки риска может быть с успехом использована для целей социальногигиенической экспертизы, экологического аудита, определения зон экологического бедствия и чрезвычайной экологической ситуации, государственного экологического контроля, обоснования планов действий по охране окружающей среды и здоровья населения.

Уральский филиал Центра подготовки и реализации проектов в рамках Регионального плана действий по охране окружающей среды для Свердловской области для расчета количественной оценки риска здоровья населения от загрязнения воздуха от предприятий на территории Свердловской области провели трансформацию методики оценки риска стран объединенного экономического содружества и развития (ОЭСР) для условий РФ. Для этого воспользова-

124

лись зарубежными исследованиями в этой области для функции доза–отклик таких вредных веществ, как свинец, твердые вещества (частицы), диоксид серы (SO2), озон. Расчет стоимости заболеваний проведен на основе затрат здравоохранения, социальной стоимости заболевания и социальной стоимости потери здоровья. Стоимостная величина ущерба для атмосферных выбросов от заболеваний и преждевременной смерти определена по зарубежным источникам с учетом введенного коэффициента (отношение валового национального продукта для стран ОЭСР и Свердловской области (9,8:1)).

По данным этих исследований, оказалось, что экономическая оценка риска от загрязнений окружающей среды на порядок превышает оценку экологического ущерба по обычной, действующей

вРФ методике.

6.2.Методики оценки эколого-экономического ущерба

иметодика риска

Накопленный опыт. При проведении энергоэкологического анализа и в связи с все обостряющейся экологической обстановкой одной из важнейших проблем является, с нашей точки зрения, оценка уровня технологических загрязнений и прорисовка возможных подходов к более реальной оценке экологического ущерба от загрязнения окружающей среды. При этом весьма ценным является опыт развитых стран в решении этих вопросов. В рамках оценки экологического риска и экологического ущерба авторами накоплен и свой собственный опыт.

Весьма ценной для экологических служб и промышленных предприятий явилась разработка в УГТУ-УПИ (В.Г. Лисиенко, О.Г. Трофимова (Дружинина)) медико-инженерной методики оценки экономического ущерба от загрязнения окружающей среды. Методика доступна не только чисто медицинскому персоналу, но и инженерам-экологам и позволяет экспресс-методом, хотя и приближенно, определить на основе оценки риска экологоэкономический ущерб с использованием таких представлений, как стоимость жизни и риск летальных исходов заболеваний. Эта оценка все же более достоверна, чем назначаемые в настоящее время и

125

вряд ли достаточно обоснованные (и, как правило, значительно заниженные), нормативы платы за загрязнение окружающей среды.

Сопоставление типовых методик и методики оценки риска.

Для того чтобы обеспечить контроль за загрязнением окружающей среды, устанавливаются стандарты воздействия на нее и стандарты качества. Исходят из того, что уровни загрязнения в переделах стандартов (часто их называют нормативами) находятся внутри ассимиляционного потенциала экосистемы, или иными словами, не оказывают отрицательного воздействия на окружающую среду. За последние 15–25 лет, как у нас, так и на западе появился ряд методов, оценивающих влияние загрязняющих веществ на окружающую среду и здоровье человека.

Российские методы. Один из методов основан на Временной типовой методике, одобренной Постановлением Госплана СССР, Госстроя СССР и Президиумом Академии наук СССР от 21 октября 1983 г. за № 254/284/134. На данный момент эта методика морально устарела, однако с ее помощью в свое время была достигнута цель: внедрение платы за природопользование. За основу начисления платежей были приняты базовые нормативы платы за выбросы, сбросы загрязняющих веществ в окружающую среду и размещение отходов. Методика предусматривает использование укрупненной оценки ущерба от загрязнения атмосферы, водоемов, почвы. Экономическим ущербом в документе называется сумма двух видов затрат: затраты на предупреждение воздействия загрязненной среды на реципиентов и затраты, вызываемые воздействием на них загрязненной среды.

Экономический ущерб для всех источников по этой методике определяется по формуле

Y =∑y F∑δj ∑Аi M i ,	(6.1)
j i

где у – константа, значение которой равно удельному ущербу по загрязнению воздуха (8400 руб./т на 1996 г.) и воды (1400000 руб./т на 1996 г.); F – безразмерный поправочный коэффициент, учитывающий характер рассеяния примеси в атмосфере, для воды F = 1 (рассеивание не учитывается); δi – безразмерный коэффициент относительной опасности загрязнения атмосферного воздуха

126

над территориями различного типа j; Mi – масса выброса, сброса i- го вещества, т/год; Аi – показатель опасности i-го вещества (коэффициент агрессивности).

При этом используются размеры платы в качестве основы для оценки ущерба.

Начиная с 1990-х гг., для каждого предприятия устанавливается норматив допустимых выборов различных веществ в единицу времени – обычно в год. Для атмосферы – это предельно допустимые выбросы (ПДВ). Для воды – предельно допустимые сбросы (ПДС) как в открытые водоемы, так и в канализацию.

Далеко не все предприятия оказались готовыми к жесткому контролю за своими загрязнениями, чему были и объективные причины (в условиях централизованной, плановой экономики от предприятия мало зависел выбор технологии, объем инвестиций в ее обновление, а также объемы и ассортимент выпускаемой продукции), и субъективное нежелание осуществлять дополнительные затраты на снижение валовых выбросов. В этих условиях при априори заданном положении о недопустимости не только закрывать, но и приостанавливать производства приходилось идти на компромиссы. Одним из таких компромиссов можно считать установление временных стандартов, превышающих предельно допустимые выбросы. Временными они назывались потому, что действовать должны были в течение определенного времени, за которое предприятия обязаны были реализовать программы для достижения нормативных показателей. Такие стандарты называются временно согласованными выбросами (ВСВ) или сбросами (ВСС). Устанавливались они обычно на один год, а затем зачастую продлевались.

Расчет ПДВ (ПДС) велся таким образом, чтобы в результате загрязнения обеспечивались бы такие его размеры, которые не приводили бы к нарушению нормативов содержания вредных веществ в единицах объемов атмосферы или воды. Такие стандарты называются предельно допустимыми концентрациями (ПДК). Они устанавливаются для каждого вещества. По аналогии с валовыми выбросами считается, что концентрации загрязнителей в пределах нормативов не приводят к отрицательному влиянию на окружающую среду.

127

ПДК бывают максимально разовые, измеряемые в течение суток, и среднесуточные, из которых впоследствии рассчитываются среднегодовые показатели концентраций (см. также п. 4.3).

Процессы расчетов ПДВ (ПДС) и ПДК связаны между собой. Сначала для источника устанавливается первичное значение объема выбросов, которое суммируется с фоновым загрязнением с учетом рассеивания. Затем в контрольных точках измеряют концентрацию рассчитываемого вещества. Если концентрация в контрольных точках равна ПДК, то начальное значение ПДВ (ПДС) утверждается как стандартное. Если ПДК превышена, то начальное значение ПДВ уменьшается до тех пор, пока не будет обеспечиваться нормативная концентрация. Если же она меньше, чем допустимо, то норматив предельных выбросов может быть увеличен.

Недостатки практического воплощения в жизнь идеи установления стандартов качества среды и воздействия на нее заключаются в следующем. Во-первых, такие стандарты установлены не для всех выбрасываемых в окружающую среду веществ. Во-вторых, в них не учитывается синергетический эффект, при котором два или несколько веществ, взаимодействуя между собой, дают суммарный результат, отличный от суммы сложения их независимых эффектов. В-третьих, до сих пор не доказано в полной мере, что установленные нормативы предельных концентраций действительно отражают тот порог, за которым не происходит вредного воздействия на окружающую среду. И наконец, в-четвертых, многие предприятия обладают в настоящее время несовершенной техникой контроля, и говорить о точности измерений выбросов вредных веществ можно лишь достаточно условно.

Все выбросы, выходящие за рамки ПДВ (ПДС) или ВСВ (ВСС), если таковые установлены, считаются сверхнормативными или сверхлимитными. Расчет ПДВ (ПДС) имеет вполне конкретный экономический смысл. Именно эти нормативы лежат в основе платежей предприятий за загрязнение, применяемых в нашей стране.

По идее, платежи за загрязнения призваны компенсировать экономический ущерб, наносимый предприятиями природной среде в процессе своей деятельности. В соответствии с этим платежи выполняют две функции: стимулируют предприятия сокращать выбросы вредных веществ и являются источником последующего ак-

128

кумулирования денежных средств, предназначенных для ликвидации негативных экологических последствий производства.

Вводились три платежеобразующие показателя:

-плата за загрязнение в размерах, не превышающих установленные природопользователю предельно допустимые нормативы выбросов (сбросов, объемов размещаемых отходов) – это базовая ставка;

-плата за загрязнение в пределах установленных лимитов;

-плата за сверхлимитное загрязнение.

В случае отсутствия у предприятий утвержденных разрешений на выбросы (ПДВ, ПДС или ВСВ, ВСС) весь их объем должен учитываться как сверхлимитный.

Сумма платежей за выбросы в пределах установленных нормативов должна относиться на издержки (себестоимость). В конечном итоге величина платежей в этой части будет оплачиваться потребителем, т.е. принцип «загрязнитель платит» трансформируется в принцип «платит жертва», так как за загрязнение, не устраняемое при данном уровне техники и технологии, должно в принципе расплачиваться общество, если хочет потреблять тот или иной продукт. Напротив, источником платежа за сверхлимитное загрязнение должна быть прибыль, остающаяся в распоряжении предприятия после расчетов с бюджетом, банками и т.д. В реальной жизни часто и тот, и другой платеж относят на себестоимость, что недопустимо, так как относить платежи за сверхлимитное загрязнение на затраты

– это значит обесценить стимулирующую функцию платежей и фактически обессмыслить принцип «загрязнитель платит».

Несмотря на некоторые недостатки, система платежей за загрязнение работает и вносит определенный вклад в финансирование природоохраны.

Экономический смысл базовой ставки состоит в необходимости аккумулирования средств для воспроизводства окружающей среды при ее нормальном (неизбежном при данных технологиях) загрязнении. Ставка за сверхлимитные выбросы предназначена для расчета экономического ущерба, нанесенного природе вследствие несоблюдения стандартов в данной области. Этот ущерб практически зависит от массы вредных выбросов в год для конкретного предприятия.

129

Зарубежные методы. В США уже в течение многих лет по инициативе ЕРА (Агентство по охране окружающей среды) ведутся работы по оценке экологического риска от вредных выбросов. Эти данные ежегодно пополняются. В наших исследованиях были использованы фактические результаты по оценке риска, проведенные ЕРА за последние несколько лет. Расчеты с использованием методики оценки риска призваны в наибольшей степени отражать приближающийся к фактическому ущербу от воздействия вредных веществ.

По методике оценки риска, используемой в странах ОЭСР, а также примененной в исследованиях объединенных групп американских и российских исследователей в рамках Центра проектов регионального плана, принято оценивать экологический ущерб с точки зрения соответствующих последствий на организм человека, вызванных воздействиями вредных веществ. В методике оценки риска проводится оценка концентраций веществ, не оказывающих влияние на здоровье человека (для токсических выбросов), и статистическая оценка смертности (для канцерогенных веществ).

Разработанные методики используют такие понятия, как «стоимость жизни», количество населения, подвергшееся воздействию, и другие факторы. С учетом имевшихся данных была разработана методика для расчета экономического ущерба, связанного с преждевременной смертностью населения на основе имеющихся данных зависимости между вероятностью преждевременной смерти от агрессивности вредных выбросов, а также стоимости жизни. Например, в расчетах стоимость жизни оценивалась по данным Уральского филиала Центра проектов регионального плана, Так, на 01.01.1998 г. для Свердловской области она составляла 352760 долларов США.

В методике оценки риска, используемой в странах ОЭСР, экономический ущерб оценивается с точки зрения соответствующих последствий на организм человека, вызванных данными воздействиями вредных веществ (см. формулу (6.2)). При этом уровень загрязнения, выраженный в концентрациях k-го загрязняющего вещества ψk, связывается со степенью вероятности m-го заболевания Рkm, в том числе и ракового (функция доза–отклик). Экономические показатели по лечению этих заболеваний Сkm являются не усредненными, а конкретными величинами для каждого заболевания, в

130