Устойчивость экосистем рассматривается отдельно для различных видов нарушений и обычно понимается как: 1) способность экосистем противостоять воздействию не изменяясь; 2) способность и скорость самовосстановления экосистем и способность их самоочищения в случае загрязнений.
Как противоположность понятию устойчивости может быть рассмотрен экологический риск, который определяется величиной последствий, возникающих в результате воздействия: 1) легкость разрушения экосистем при слабых воздействиях, 2) продолжительность или невозможность восстановления первоначального типа.
Однако, в отличие от устойчивости, кроме указанных аспектов экологический риск определяется: 1) возможностью и стоимостью проведения рекультивации, 2) величиной экологических и экономических потерь при изменении типа экосистем в результате воздействия, 3) агрессивностью источника воздействия.
На месте разрушенных экосистем формируются новые экосистемы, отличные от первоначальных. Понятие устойчивости в этой ситуации неприменимо. Вместе с тем решение о предпочтении или выборе того или иного варианта освоения должно быть обосновано. Понятно, что предпочтение может быть отдано в пользу экологически или экономически более ценных экосистем, формирующихся на месте разрушенных или в пользу тех вариантов, где рекультивационные мероприятия более дешевы или в пользу тех - где экономическая и экологическая стоимость потерянных экосистем меньше.
При освоении нефтегазовых месторождений в Западной Сибири каждый раз приходится сравнивать относительный экологический риск воздействия на лесные и болотные экосистемы. В таблице (см. Приложение) рассмотрены основные варианты воздействия на лесные и болотные экосистемы при освоении нефтяных месторождений и их последствия в общем случае. Болота можно считать более "дешевой" экосистемой в сравнении с "лесной" в сырьевом аспекте. Часто дешевизна болот в сравнении с лесами принимается и с экологической точки зрения. Вместе с тем, анализ суммы последствий, их продолжительности и глубины показывает, что болота в целом более "ранимы", чем лесные экосистемы с экологической точки зрения, а часто и с экономической, если считать затраты на рекультивацию. В общем случае это верно, но в частных - может быть и не так.
Последствия воздействий на болотные экосистемы не всегда могут быть рассмотрены однозначно как отрицательные. При засыпке песком и при прокладке трубопровода болота часто замещаются лесными сообществами, которые могут оказаться более ценными с экологической точки зрения. Тенденция смены лесными сообществами и накопление древесного подроста наблюдается при обсушке болотных экосистем, когда болотный сток перегораживается дорожными дамбами. При слабых солевых загрязнениях на олиготрофных местообитаниях в десятки раз увеличивается прирост сосны, а сфагновые мхи меняются на гипновые. Во всех этих случаях устойчивость болотных экосистем ниже, чем лесных, но экологический риск может быть расценен как меньший, в зависимости от конкретной ситуации.
Не всегда экологический риск ниже в лесных сообществах и при механических нарушениях. Самовосстановление лесных сообществ при удалении верхних горизонтов почвы или на отсыпках на суглинистых грунтах протекает хорошими темпами, однако на песчаных грунтах существенно замедляется вследствие перевевания. Особенно это заметно в северной тайге и в полосе предтундровых лесов, где преобладают открытые местности. На открытых карьерах в долине Пура в 1997 году наблюдались подвижные новообразованные дюны высотой более 10 метров, засыпающие ненарушенные сопредельные лесные сообщества. Перевеванию песка косвенно способствует чрезмерная сухость местообитаний на песках, она же имеет и прямое отрицательное воздействие. Темпы восстановления существенно выше во влажных и сырых местообитаниях понижений, чем на возвышенных и сухих. В том же карьере по днищу вокруг водоемов наблюдалось обильное возобновление ивы возрастом до 7 лет, плотностью до 5-10 тыс.шт./га. Формируются отдельные дернины мха из родов политрихум и полия. Травостой образован вейником Лангсдорфа, пушицами, осоками, ситниками и кипреем узколистным. На влажных участках днища формируется возобновление березы и сосны возрастом 3 - 5 лет, плотностью менее 1 тыс.шт./га. В то время как на поверхности перевеваемого песка и вдоль сухих склонов возобновления не отмечено. Сходная картина возобновления наблюдалась и вдоль трасс магистральных трубопроводов в районе верховьев Казыма[4].
Другая крайность - плотные третичные глины, вскрытые в моренных отложениях на одном из карьеров На влажных микроместообитаниях вокруг искусственных водоемов здесь отмечено возобновление ивы возрастом 3-5 лет. Формируется травяной ярус из пушицы, вейника, осок. По пологим песчаным склонам карьера, на отдельных участках не затронутых бульдозерной расчисткой, наблюдается возобновление сосны, березы и ивы самосевом возрастом 3-5 лет с плотностью в отдельных пятнах до 2 тыс.шт./га. Разреженный травяной ярус здесь образован вейниками Лангсдорфа и назменым, ромашкой, кипреем узколистным, лисохвостом, хвощем, пырейником. Формируются отдельные дернинки мха родов политрихум и бриум. Вместе с тем, на большей части карьера возобновление травостоя и древесных пород отсутствуют. Препятствием является или перевевание поверхностного слоя песка или плотный корковый слой по поверхности суглинков. Пески слабо удерживают воду, глины практически не промачиваются. Таким образом возобновительный потенциал лесных местообитаний наиболее высок на суглинках в сравнении с песками и глинами, и на влажных и сырых местообитаниях, в сравнении с сухими. В зональном плане также могут обнаружиться расхождения с общим правилом. Основными лимитирующими факторами возобновления древесных пород там являются или переувлажнение местообитаний или чрезмерная сухость (на песках и плотных глинах). В подтаежной зоне добавляется еще один фактор - первоначальное задернение травостоем, препятствующее закреплению проростков древесных пород.
Различного рода месторождения располагается в северной части подтаежной зоны, захватывают дренированные полосы приречных лесов рек Тары и Малой Ичи в верхних отрезках их течения, заболоченный водораздел М. Ича-Тара и частично участок Большого Васюганского болота по южному макросклону Обь-Иртышского междуречья. Здесь можно выделить три ландшафтные группы экосистем: лесные экосистемы приречных дренированных полос (по 2-3 км с каждой стороны реки) на лессовидных суглинках с серыми лесными почвами, болотные экосистемы междуречий (шириной 4-6 км) на мощных и средней мощности торфяниках и экосистемы переходной полосы (шириной 1,5-2 км) на торфянистых глеевых почвах. Леса дренированной приречной полосы представлены в основном осинниками и березняками вейниково-высокотравными. В составе лесов единично встречаются ель, кедр. Среди лесов разработаны участками разнотравно-злаковые луга, которые используются под поколы и выпас. Заболоченные леса периферии водораздельных болот образованы березняками осочково-вейниковыми и вейниково-кустарничково-сфагновыми. В составе лесов обычна примесь сосны, доля которой увеличивается по мере удаления от реки и приближения к болоту. Топяные участки междуречных болотных массивов образованы евтрофными осоково-гипновыми, ерниково-осоковыми и осоковыми болотами. Олиготрофная часть междуречных болотных массивов представлены мочажинными кустарничково-пушицево-сфагновыми болота и сосново-кустарничково-сфагновыми болотами выпуклых водораздельных рямов, гряд в грядово-мочажинных комплексах и облесенной периферии на маломощных торфяниках.
На технологических площадках вокруг разведочных скважин отмечены сообщества различных стадий восстановления. Поздняя стадия восстановления, представленная луговыми сообществами, наблюдается на площадках скважин разработанных в дренированной лесной полосе (разнотравно-злаковые сорные луга, мало чем отличающиеся от лесных лугов пастбищ), а также в переходной полосе заболоченных лесов (вейниковые, осоковые и тростниково-вейниковые сорные луга). Промежуточная стадия восстановления наблюдается на площадках разработанных на болотах междуречья, где представлена тростниковыми и рогозовыми зарослями, которые формируются иногда прямо по гатям. На отсыпных площадках среди болот отмечена только ранняя стадия восстановления представленная ситниковыми и марево-гречишными сорными группировками. В целом можно отметить порядок который следует общему правилу - на дренированных лесных местообитаниях наблюдается луговая стадия восстановления или переходная к луговой от бурьянной. В сырых местообитаниях формируются моновидовые злаковые или осоковые луга, на сухих местообитаниях сложные, разнотравно-злаковые сообщества. На площадках болотной территории фиксируется ранняя стадия восстановления, представленная или несомкнутыми группировками сорных трав или моновидовыми зарослями анемохоров. Отсюда можно сделать вывод, что формирование растительных сообществ, а вместе с этим и формирование почв на дренированной территории протекает более быстрыми темпами, чем на заболоченной. При этом в переходной полосе заболоченных лесов, даже на эксплуатационных площадках ежегодно формируется столь обильный травостой, что его приходится уничтожать гусеничным транспортом. Таким образом максимум восстановительной активности фиксируется в умеренно влажных и сырых местообитаниях, наиболее сложные сообщества на сухих местообитаниях. Тем не менее, во всех случаях на обследованных площадках возобновление древесных пород очень слабое (не более 2 шт./га) или отсутствует. В аналогичных условиях в северотаежной подзоне на лессовидных суглинках возобновление 10 и более тыс.шт./га. В подтаежной зоне возобновительный потенциал лесных экосистем снижен. Восстановление идет через луговую стадию, которая может быть значительно растянута во времени. В этих условиях экологический риск разрушения лесных экосистем может оказаться выше, чем риск разрушения болотных.