<<
>>

Вопросы экономической эффективности природоохранных мероприятий

Являясь комплексной народнохозяйственной задачей, охрана природы не может рассматриваться сегодня как сфера деятельности, дающая исключительно социальный эффект. Несмотря на все трудности экономического анализа и определения денежного выражения ущерба, наносимого природе и здоровью человека поступающими во внешнюю среду токсичными агентами, эти вопросы защиты природы столь же актуальны, как и разработка безотходных технологий, конкретных технических решений в области повторного использования отходов, очистки вентиляционных выбросов и сточных вод и т. д. Не случайно и в научных изданиях [48, 52, 142], и на различного рода конференциях и симпозиумах, и в периодической печати [9, 53, 95] социальные и экономические аспекты природоохранных мероприятий рассматриваются в единстве.

По мнению О. Ф. Балацкого [8], оценка экономической эффективности природоохранных мероприятий должна базироваться на стоимостном выражении того экономического ущерба, который сформировался в результате реальной хозяйственной деятельности человека (предприятия). Экономический ущерб Уэ определяется как сумма материального ущерба Ум (потери от уноса сырья, материалов, полупродуктов и готовой продукции), производственного Уп (дополнительные затраты на замену преждевременно износившегося оборудования, транспорта, на дополнительную уборку, покраску, побелку, мытье окон, потери от заболеваемости, текучести кадров, травматизма и т. д., которые несет предприятие) и народнохозяйственного Ух (потери коммунального, водного, сельского, лесного, рыбного хозяйств и здравоохранения) ущербов. На первые две группы ущерба приходится 8—12 % всего объема ущерба, на третью — 88— 92 %. Наибольший удельный вес в экономическом ущербе занимает локальный ущерб, наносимый здравоохранению. Так, пореципиентные ущербы от загрязнения атмосферы включают ущерб от ухудшения здоровья населения (44—45 %), ущерб, причиняемый жилищно-коммунально^'- (33—34 %), сельскому и лесному хозяйствам (10—12 %), промышленности (12—10 %). К сожалению, определение этого локального ущерба вызывает наибольшие трудности, связанные с отсутствием исследований комплексной экономической оценки последствий за- ■ болевания человека, а они громадны. В США стоимость общих потерь из-за всех случаев заболеваний в 1972 г. определена в размере 182 млрд долларов, в том числе 40,1 млрд долларов — за счет непосредственного загрязнения окружающей среды (из них 8,6 — за счет загрязнения воздуха, 4,4 — за счет загрязнения воды) и

35,5 млрд долларов — ущерб от вредных привычек (из них 23,2 — алкоголизм, 3,7— наркомания, 7,6 —курение табака) [149].

Отражением того, что вопросы оценки этого ущерба созрели для практического решения, служит наличие многочисленных предложений (проектов) по фактическому учету ущерба и расчету экономической эффективности научно-технических решений в области охраны природы. Среди них «Проект методики комплексной экономический оценки ущерба от загрязнения окружающей среды вредными токсикологическими выбросами» (Кузбасский политехнический институт), «Рекомендации для определения ущерба от загрязнения водных источников» (Минводхоз СССР), «Рекомендации по расчету экономической эффективности научно-технических мероприятий в области водного хозяйства промышленных предприятий (проект)» (разработан ВНИИВОДГЕО), «Методические указания по определению экономической эффективности гигиенической рекомендации» (Сумской филиал Харьковского политехнического института) и некоторые другие. В 1986 г. утверждена «Временная типовая методика определения экономической эффективности природоохранных мероприятий и оценки экономического ущерба, причиняемого народному хозяйству загрязнением окружающей природной среды».

Возможность применения этих методик во многом лимитируется отсутствием информации об удельных ущербах, наносимых отдельным подразделениям народного хозяйства от потерь сырья, полупродуктов и целевых продуктов и поступления их в биосферу, а также необходимостью учета местных конкретных условий, поскольку расчет ущерба должен проводиться на региональном уровне дифференцированно к каждому загрязнителю. Между тем отсутствие корректных, приемлемых и утвержденных на соответствующем уровне методик оценки прямого и опосредованного ущерба порождает миф об экономической убыточности противохимической защиты биосферы. Задача ближайшего времени — ввести подлинно экономическое управление народным хозяйством, безусловно, учитывающее медицински и биологически обоснованные санитарные и экологические нормативы. Механизм штрафных санкций следует заменить полной компенсацией гигантского ущерба, который нерационально организованные энергетика, промышленность, транспорт, сельское хозяйство наносят природе и человеку в результате химического загрязнения окружающей среды [114].

Применительно к предприятиям металлургии О. Ф. Балацкий предложил понятие общего ущерба У0 от действия загрязненной атмосферы определять как сумму ущербов, причиняемых отдельным подразделениям народного хозяйства (локальные ущербы) на площади радиусом 18 км2. Эта площадь условно разделена на 8 кольцевых зон с источником выброса в центре первой зоны (число зон, которые необходимо выделить и учитывать при расчете ущерба, зависит от природы загрязнителя и количества выбросов). Ущерб, причиняемый каждому подразделению хозяйства, складывается из ущерба по всем зонам, на которые распространяется загрязнение. Ущерб, причиняемый тому или иному подразделению в каждой зоне, зависит от удельного ущерба и величины выброса. По данным автора, удельный ущерб составляет для пыли металлургических производств 60—100 р./т, для оксида серы (IV) — 25—300 р./т, для оксида углерода (IV) — 6—27 р./т. Главная задача состоит в том, чтобы правильно определить удельные ущербы от того или иного загрязнителя для каждого подразделения народного хозяйства. Зная ущерб, причиненный народному хозяйству, можно рассчитать эффективность принятой системы очистки вентиляционных выбросов как разницу между общим ущербом и затратами на проектирование, строительство и эксплуатацию очистных сооружений (в рублях). Однако пользоваться этой методикой предприятиям, эксплуатация которых сопровождается загрязнением окружающей среды ртутью, можно будет только после того, как будут определены удельные ущербы поступления в атмосферу техногенных выбросов ртути.

Применительно ко ртути с учетом сказанного выше реальной представляется попытка оценки ущерба, наносимого водным экосистемам. Для этого была разработана математическая модель обмена и трансформации элемента (ртути) в абиотических компонентах экосистемы, проанализирована реакция биологических компонентов экосистемы на повышенные уровни ртути, рассмотрены вопросы возможного снижения кормовой базы и накопления ртути ихтиофауной водоема [12]. При разработке математической модели были сделаны неизбежные упрощения реальной картины, заключающиеся в следующем: модель включает три основных блока — атмосферу, почву и водоем, занимающий центральное место в модели. Рассматривались только процессы обмена неорганической ртути (процессы метилирования и биотрансформации элемента не учитывались). Фоновое содержание ртути в атмосфере, почве и водоеме опреде* лилось естественным поступлением из глубоких слоев почвы, испарением с земной поверхности, вымыванием из атмосферы и из почвы поверхностными и почвенными водами. Исследования показали, что основное количество ртути, поступившей из антропогенных источников, сосредоточено в почвенном слое глубиной 20 см; водоем является конечным звеном процесса миграции и транспорта ртути; донные отложения водоема и гидробионты— необратимое дего ртути. Достоинством модели (и предложенной системы линейных дифференциальных уравнений) является то, что все параметры могут быть определены по известным геохимикам уровням ртути в контрольном районе, данным геологических и гидрографических изысканий, имеющихся в органах водной инспекции, и данным о мощности выбросов ртути в изучаемом районе, также имеющимся в инспектирующих органах. Используя систему уравнений, можно прогнозировать возможные уровни ртути в атмосфере, почве и водоеме при различных мощностях промышленных выбросов ртути и различной длительности подобного загрязнения.

При анализе реакции биологических компонент водных экосистем на повышенные уровни ртути 'Водоем рассматривался не как совокупность отдельных видов и классов биологических объектов, а как совокупность отдельных связанных между собой трофическими цепями звеньев ценоза. При таком рассмотрении роль каждого выделяемого трофического уровня в распределении ртути и ее соединений по компонентам водоема, а также всей водной экосистемы определяется следующими факторами:

1) уровнями накопления ртути;

2) темпами накопления ртути на каждом из рассматриваемых уровней;

3) биомассой выделяемого трофического уровня;

4) влиянием ртути на биологическую продуктивность звена.

Кумулирующая способность гидробионтов характеризуется коэффициентом накопления (КН), равным отношению содержания токсичного вещества в определенном виде гидробионтов (в мг/кг) к содержанию этого же вещества в воде (в мг/дм3). По данным разных авторов, КН ртути колеблется в диапазоне 10—550 (фитопланктон), 14—105 {высшие растения), 300—2240 (зоопланктон),

100—2240 (бентос), 11—2700 (рыба). Создается впечатление, что ни один из выделенных уровней не обладает ярко выраженной способностью преимущественного накопления ртути. Анализ влияния ртути, ее органических и неорганических соединений на отдельные звенья водной экосистемы также не позволил выделить наиболее чувствительное (поражаемое) к ртути звено. Однако фитопланктон является первичным звеном водных экосистем, определяющим первичную продукцию всей экосистемы, при этом была установлена зависимость снижения интенсивности фотосинтеза фитопланктона от содержания неорганических солей ртути в воде и показано, что при содержании ртути 10_в г/дм3 или менее интенсивность фотосинтеза максимальна. Приняв произвольно КН ртути рыбами, равным 700—2500, и опираясь на величину ДОК ртути в рыбе (0,5 мг/кг), авторы рассчитали то содержание ртути в водоеме, которое соответствует утвержденной М3 СССР ДОК и превышение которой приводит к накоплению ртути в предельно допустимом уровне во всей рыбе водоема, т. е. к непригодности к пищевому потреблению всей рыбы. Такое содержание ртути в воде водоема является критическим. Таким образом, необходимо установить тот отрезок времени, после которого при заданных условиях поступления ртути в атмосферу рыба данного водоема окажется непригодной в пищу. С этого момента общество начинает нести экономический ущерб, который легко подсчитать, зная рыбопродуктивность водоема и товарную цену рыбы.

Рассмотрим в качестве примера максимально приближенный к авторской редакции расчет ущерба от промышленных выбросов ртути в атмосферу.

Исходная информация. 1. Промышленный сток ртути в водоем отсутствует; мощность атмосферного выброса ртути составляет 300 кг в неделю, что примерно соответствует уровню выбросов крупной тепловой электростанции, работающей на угле.

2. Расчет относится к региону, площадь которого ограничена окружностью радиусом 15 км. Суша в регионе составляет 95 %. Содержание ртути в атмосфере и почве контрольного района (соизмеримого с заданным регионом по климато-географическим и почвенным условиям) составляет соответственно 10“8г7м*и 10-7 г/см3.

3. Исходное содержание ртути в воде водоемов 5 * 10-£ г/дм3. Общая площадь водоема 3,5 тыс. га при

средней глубине 3 м. Средний КН ртути рыбой составляет 1500.

4. Скорость осаждения ртути из воздуха принята равной 0,7—1/нед., скорость вымывания ртути из почвы — 3 • 1СГ4 1/нед.

Подставляя исходные значения в уравнения, рассчитаем прозводные параметры: естественное поступление ртути в почву (1,44 • 1СГ10 г/(см3 • нед.)), скорость сорбции ртути гидробионтами и донными отложениями (0,83 1/нед.), среднее содержание ртути в воздухе рассматриваемого региона (7,7 • 10-8 г/м3), среднее поступление ртути в воздух за счет промышленных выбросов (5,32 • 1СГ8 г/(м3 * нед.)) . Как следует из расчетов, при заданных условиях содержание ртути в водоеме за 100 лет возрастет примерно в 10 раз. Снижение интенсивности фотосинтеза фитопланктона не превысит 4—5 % первоначального значения и не повлияет на кормовую базу водоема в такой мере, чтобы его учитывать в рамках предложенной методики. Иначе обстоит дело с накоплением ртути рыбой водоема. При КН, равном 1500, критическое содержание ртути в воде (3,3 X X 10_4г/м3) будет достигнута в водоеме спустя 10—12 лет после начала загрязнения региона. С этого момента продукция водоема будет непригодна для потребления в пищу.

Для перехода к стоимостному выражению экологического ущерба необходимо располагать данными о рыбопродуктивности водоема, цене рыбы, доле вылавливаемой рыбы. В приведенном авторами примере потери составляют 74 тыс. р. ежегодно.

Внедрение природоохранных мероприятий уменьшит выброс ртути в атмосферу и отодвинет срок, начиная с которого продукция водоема окажется непригодной для потребления в пищу. Тем самым будет уменьшен ущерб, наносимый рыбному хозяйству загрязнением атмосферы ртутью. Сведения об удельном весе локальных ущербов от загрязнения ртутью отсутствуют. Приняв за основу расчеты О. Ф. Балацкого (удельные веса ущербов в сфере здравоохранения, коммунального и бытового хозяйства, сельского, лесного хозяйства, промышленности и прочие составляют соответственно 36, 32, 6, 6, 13 и 7 %) и соотнеся 74 тыс. p./год. (как ущерб только рыбному хозяйству) с возможными другими ущербами, убедимся, что он не так уж мал.

Оздоровление окружающей среды от химического загрязнения становится сегодня обязательным условием при повышении эффективности общественного производства, а также необходимым условием развития общее ства. На примере металлургических производств показано, что средства, вложенные в мероприятия по охране окружающей среды, не только быстро окупаются, но и дают экономический эффект.

<< | >>
Источник: Коллектив авторов. Ртуть и ее соединения в окружающей среде (гигиенические и экологические аспекты) / И. М. Трахтенберг, М. Н. Коршун; Под общ. ред. И. М. Трахтенберга.— К. : Выща шк.,1990.— 232 с.. 1990
Помощь с написанием учебных работ

Еще по теме Вопросы экономической эффективности природоохранных мероприятий:

  1. Анализ заболеваемости с ВУТ как критерий оценки экономической эффективности медико-социальных мероприятий
  2. Социальная, медицинская и экономическая эффективность здравоохранения
  3. Современные подходы к оценке экономической эффективности деятельности лаборатории
  4. Критерии оценки экономической эффективности деятельности лаборатории
  5. Методы определения причинно-следственных взаимосвязей факторов риска и здоровья населения, эффективности оздоровительных мероприятий
  6. 2.2. Роль оценок клинико-экономической эффективности медицинских технологий в принятии решений о внедрении новых технологий
  7. 2.2. Роль оценок клинико‑экономической эффективности медицинских технологий в принятии решений о внедрении новых технологий[6]. 2.2.1. Понятие оценки медицинских технологий
  8. Особенности работы центров ГСЭН в новых экономических условиях
  9. Глава З ЭКОНОМИЧЕСКИЕ АСПЕКТЫ ДЕЯТЕЛЬНОСТИ КЛИНИКО-ДИАГНОСТИЧЕСКОЙ ЛАБОРАТОРИИ
  10. ХАРАКТЕРИСТИКА ЛЕЧЕБНЫХ МЕРОПРИЯТИЙ
  11. Глава 4 ИНФОРМАТИЗАЦИЯ ЭКОНОМИЧЕСКИХ АСПЕКТОВ ДЕЯТЕЛЬНОСТИ КЛИНИКО-ДИАГНОСТИЧЕСКОЙ ЛАБОРАТОРИИ
  12. Точка безубыточности экономической деятельности лаборатории
  13. Диагностические мероприятия
  14. Мероприятия по профилактике инфекции
  15. ХАРАКТЕРИСТИКА ЛЕЧЕБНЫХ МЕРОПРИЯТИЙ
  16. ХАРАКТЕРИСТИКА ЛЕЧЕБНЫХ МЕРОПРИЯТИЙ
  17. Экономическая оценка затрат, связанных с вкладом лаборатории в лечение пациента