Моделирование процесса эвтрофирования водоемов (стр. 3 )

Рис. 5.4. Связи между параметрами, характеризующими процесс эвтрофирования, для водохранилищ, расположенных в каскаде.

Рис. 5.5. Связи между параметрами, характеризующими процесс эвтрофирования, для водохранилищ с незарегулированным притоком

Различия между этими типами водохранилищ проявляются в особенностях осаждения фосфора, связанных со взвешенным аллохтонным материалом, поступающим с водосбора. Для обоих типов водохранилищ величина коэффициента седиментации определяется, главным образом, величиной интенсивности водообмена. Если помимо водообмена учитывать еще и фосфорную нагрузку на водоем в виде (LP/Kв), то зависимость коэффициента удержания от указанного параметра становится заметно теснее. Связь коэффициента удержания фосфора с проточностью для каскадных водохранилищ несколько слабее, чем для водохранилищ с незарегулированным притоком. По-видимому, здесь имеет значение тот факт, что при высоком водообмене влияние проточности проявляется менее отчетливо по сравнению с другими факторами.

Для обоих типов водохранилищ среднемноголетнее содержание общего фосфора тесно связано с объемной нагрузкой фосфором на водоем (LP/Hs) и почти не связано с площадной. Именно объемная нагрузка определяет уровень содержания фосфора в водоеме, а не площадная, используемая в диаграммах Р. Фолленвейдера. На необходимость учитывать объемную нагрузку фосфора указывал еще Гусаков при исследовании эвтрофирования Ладожского озера.

Средняя глубина водохранилища оказывается значимым фактором для содержания фосфора в водоеме и величины его нагрузки только в каскадных водохранилищах. В первых своих диаграммах Р. Фолленвейдер именно глубину озера рассматривал как важнейший фактор эвтрофирования и коэффициент седиментации определялся в зависимости от глубины. Это подчеркивает некоторую близость процесса осаждения фосфора в каскадных водохранилищах и озерах.

Предложенный нами показатель отношения фосфорной нагрузки к коэффициенту водообмена имеет определенное преимущество перед использованием только коэффициента водообмена при расчете величины удержания фосфора в водохранилищах с незарегулированным притоком. В связи с этим рекомендуется для оценки величины удержания фосфора в водохранилищах использовать эмпирическую формулу, учитывающую фосфорную нагрузку и коэффициент водообмена.

Для водохранилищ с незарегулированным притоком это уравнение имеет вид

Для водохранилищ в каскаде

Это уравнение подчеркивает значимость учета каскадного эффекта при оценке самоочищающей способности экосистем от избыточной фосфорной нагрузки. В каскадных водохранилищах эффект удержания фосфора проявляется слабее, чем в водохранилищах с незарегулированным притоком. Эти уравнения отражают закономерность усиления самоочищающей способности водоема при увеличении внешней фосфорной нагрузки на водоем.

Механизм этого усиления по всей вероятности связан с интенсивностью продукционно-деструкционных процессов превращения органических и минеральных веществ в трофических звеньях экосистемы. Главный стабилизирующий процесс, ограничивающий рост биомассы в этой системе – биоседиментация зоопланктоном фосфорсодержащих органических веществ, отмирание планктона, седиментация детрита. При седиментации детрита происходит и соосаждение с ним и с гидроокисью железа минерального фосфора на дно.

6.3. Оценка влияния каскада волжских водохранилищ на вынос фосфора в Каспий

Трансформация химического стока в зарегулированных речных системах относится к одному из самых важных аспектов влияния водохранилищ на окружающую среду. Особую актуальность приобретает эта проблема при мощном антропогенном воздействии на качество воды речных систем и морей, в которые впадают зарегулированные реки. В частности, стоком биогенных элементов, в первую очередь Р, в значительной мере определяется процесс антропогенного евтрофирования водоемов и прибрежных зон морей.

Одним из самых надёжных и теоретически обоснованных методов оценки влияния водоемов на водный и химический сток считается метод балансовых расчетов. Путем обобщения балансовых данных уже проведены некоторые предварительные оценки удержания Р в отдельных крупных водохранилищах России [Даценко, 1997] и роли водохранилищ в глобальном континентальном стоке Р [Эдельштейн, Даценко, 1998]. Эти оценки свидетельствуют о важности барьерной роли водохранилищ в формировании биогенной нагрузки на прибрежные зоны морей и океанов.

Развитие гидротехнического строительства привело к созданию во многих странах каскадов водохранилищ, превративших крупные речные системы в полностью или частично зарегулированные. В России к таким системам в первую очередь относится бассейн Волги. Так как Волга испытывает наибольшую химическую нагрузку [Эдельштейн, 1998] особый интерес представляет оценка суммарного воздействия каскада ее водохранилищ на сток Р и, соответственно, выявление роли водохранилищ в изменении биогенной нагрузки дельтовой части Волги и Каспия при зарегулировании стока. Иначе говоря, необходимо получить ответ на вопрос: какова была бы волжская часть биогенной нагрузки на дельтовую область и Каспийское море при отсутствии каскада водохранилищ?

Ориентировочно оценить ее можно на основе обобщения опубликованных данных по балансу Р в каскаде волжских водохранилищ с использованием стационарных моделей расчета концентрации Р в водоемах. В результате многолетних гидроэкологических исследований, проводимых на волжских водохранилищах различными научными организациями, накоплен значительный материал по гидрохимическому режиму и балансу биогенных веществ в водохранилищах [Волга…, 1978, Зиминова, Законов, 1982, Куйбышевское…, 1983, Биологическая…, 1984, Минеева, 1995, Разгулин и др., 1985]. Поскольку наблюдения осуществлялись нерегулярно, приходится допускать, что рассчитанные по данным специальных гидрохимических исследований составляющие баланса Р в той или иной мере отражают среднемноголетние условия. Это допущение несомненно делает подобный расчет весьма приближенным.

Согласно стационарной балансовой модели среднемноголетняя концентрация Р в отдельном (i-ом) водохранилище каскада может быть определена по формуле

, (1)

где Робщ – средняя концентрация общего фосфора в сбросе из водохранилища; Qout - годовой сброс воды из водохранилища; Kc - коэффициент седиментации Робщ; функционально связанный с удержанием общего фосфора в водохранилище; LP – боковая фосфорная нагрузка на водохранилище, W – объем водохранилища.

Последовательный расчет среднемноголетних концентраций Робщ для всех водохранилищ позволяет, таким образом, определить его концентрацию в нижнем бьефе Волгоградского водохранилища, которая может быть принята в качестве нагрузочной для Каспия с учетом незначительности (по протяженности) участка Волги от нижнего бьефа водохранилища до дельты, но без учета сточных вод гг. Волгограда и Астрахани.

В опубликованных балансовых данных приводится суммарное поступление общего фосфора в водохранилища. Для выделения боковой фосфорной нагрузки водохранилищ из общей нагрузки вычитался приток Робщ из вышележащего водохранилища, определяемый как произведение рассчитанной среднемноголетней концентрации Робщ и среднемноголетнего сброса воды из водохранилища. К вычисленной таким способом боковой нагрузке добавлялось количество общего фосфора, поступающее непосредственно в водохранилище со сточными водами городов, расположенных на его берегах. Приблизительно рассчитать этот вклад можно по данным о населении городов с использованием статистической зависимости [Эдельштейн, 1997]:

(2)

где М – поступление общего фосфора с городскими канализационными водами, тР/год, N – население, тыс. жителей.

Применяемая балансовая модель основана на гипотезе мгновенного перемешивания, согласно которой концентрация Р в сбросе равна средней концентрации Р в водохранилище. Расчет сброса Р из вышележащего водохранилища по вычисленной средней концентрации в самом водохранилище вполне соответствует принятым допущениям.

В литературе отсутствуют данные о фосфорной нагрузке Саратовского водохранилища. Так как на участке этого водохранилища сток Волги по среднемноголетним данным несколько уменьшается, боковая фосфорная нагрузка со стоком рек может быть принята равной нулю, т. е. с естественным стоком Р поступает только из вышележащего Куйбышевского водохранилища, «разгрузка» которого известна. Однако непосредственно в водохранилище сбрасываются сточные воды крупных городов Тольятти, Самары, Сызрани. Эти воды формируют фосфорную нагрузку Саратовского водохранилища, которая рассчитывалась по вышеприведенной формуле в зависимости от численности населения городов по энциклопедическим данным [Города…, 1994].

Таблица 5.5.

Характеристики водного и фосфорного баланса Волжских водохранилищ и результаты расчета среднемноголетних концентраций фосфора (W – объем водохранилища, Kв – коэффициент водообмена, Kс - коэффициент седиментации Робщ, LP0 – общая фосфорная нагрузка, LPбок – боковая фосфорная нагрузка, Qсбр – сброс воды из водохранилища, Робщ – рассчитанная и измеренная концентрация общего фосфора в водохранилище).

Водохрани-лище	W при НПУ, км3	Кв, год-1	Кс, год-1	LPо т/год	LPбок, т/год	Qсбр, км3/год	Робщ
Расч.	Изм.
Иваньковское	1.12	10.6	5.7	1072	1072	9.23	89	101
Угличское	1.24	9.7	2.4	1582	946	10.96	113	100
Рыбинское	25.42	1.9	1.6	2697	1459	30.11	38	49
Горьковское	8.70	6.1	0.2	4290	3146	46.75	88	91
Куйбышевское	57.30	4.1	3.3	30065	25951	234.86	71	103
Саратовское	12.90	17.8	1.0	20359	3684	230.57	84	90
Волгоградское	31.45	7.5	1.9	19231	3091	236.05	76	86

В табл. 5.5 отсутствует Чебоксарское водохранилище, которое не принималось во внимание вследствие его очень высокой проточности и в связи с этим крайне слабого влияния на трансформацию стока фосфора. Соответственно приток фосфора с водами р. Оки и поступление со сточными водами г. Нижний Новгород рассматривались как нагрузка на нижележащее Куйбышевское водохранилище.

Некоторые различия рассчитанных и измеренных концентраций Р обусловлены как допущениями принятой модели, так и неточностями оценки фосфорной нагрузки и средней концентрации Р в водохранилище. Трудности надежных оценок этих величин в реальных условиях достаточно хорошо известны. Кроме того, в расчетах были использованы объемы водохранилищ при НПУ, в то время как среднемноголетние объемы водохранилищ были несколько ниже. Наиболее велика разница между объемами при НПУ и среднемноголетними для водохранилищ, осуществляющих глубокое снзонное регулирование стока (Рыбинского и Куйбышевского). Как видно из (1), при расчете среднемноголетнего содержания Р объем водохранилища не оказывает большого влияния на результат. Так, для Рыбинского водохранилища, осуществляющего наиболее глубокое регулирование стока, при использовании среднемноголетнего объема по осреднению за период гг. (20,3 км3) вместо объема при НПУ (25 км3) получаем концентрацию Р 42 мкг/л, всего на 4 мкг/л больше рассчитанной при НПУ. Для других водохранилищ это изменение будет еще менее значительным. Не имея данных о среднемноголетних объемах водохранилищ волжского каскада (кроме Рыбинского), в расчетах использовались значения объемов водохранилищ при НПУ.

Поскольку при расчете поступления Р в водохранилища со сточными водами городов брались современные статистические данные о численности населения, среднемноголетняя концентрация Р в водохранилищах определялась по обобщенным данным наблюдений, проводимых в последние десятилетия. Оценить среднемноголетнюю концентрацию Р в Волге в отсутствие водохранилищ можно с помощью отношения суммарной годовой боковой нагрузки Р на все водохранилища к среднемноголетнему стоку Волги, который равен 242.9 км3 [Круглова и др. 1994].

Суммарная фосфорная нагрузка в бассейне Волги составилатонн в год, что соответствует средней концентрации Р нижнем бьефе Волгоградского г/у 167 мкг/л. Близкая к полученному значению среднегодовая концентрация Р в устье Волги в отсутствие водохранилищ получена в работе [1998]. Средняя концентрация в нижнем бьефе Волгоградского водохранилища согласно результатам балансовых расчетов составляет 76 мкг/л. Таким образом, ориентировочная оценка показывает, что каскад Волжских водохранилищ более чем в 2 раза снижает сток Р и, соответственно, фосфорную нагрузку на Каспийское море. По расчетам , это снижение составило 1.3 раза, но при оценке роли водохранилищ в снижении фосфорного стока использовалось значение концентрации Р у Астрахани, приведенное в работе [Авакян и др. 1994] и равное 138 мкг/л. Это значение концентрации Р в устье Волги, очевидно, завышено. Даже если учесть увеличение нагрузки Р на этом участке за счет сбросов в Волгу сточных вод Волгограда, Ахтубинска, Астрахани концентрация Р повысится по сравнению с концентрацией Р в сбросе из Волгоградского водохранилища не более, чем на 15%, т. е. составит ~ 90 мкг/л.

В расчете принималась во внимание удерживающая способность только волжских водохранилищ без учета водохранилищ в бассейне. Поэтому боковая нагрузка Р на Куйбышевское водохранилище учитывает концентрацию Р в устье Камы. Этот крупнейший приток Волги также зарегулирован и, естественно, каскад камских водохранилищ также влияет на изменение стока Р. К сожалению, отсутствие надежных данных о составляющих фосфорного баланса Камских водохранилищ не позволяет провести подобную количественную оценку для Камы. Однако не вызывает сомнений, что с учетом такой оценки роль водохранилищ бассейна Волги в снижении нагрузки Р на Каспий еще значительнее.

5.4. Модели функционирования эвтрофирующихся водоемов

При изучении механизма эвтрофирования чрезвычайно важное значение имеют модельные исследования короткопериодной внутригодовой изменчивости процессов функционирования экосистемы водоема, которые невозможны в рамках стационарнных моделей. Внутригодовая изменчивость экосистемных процессов обусловлена, с одной стороны, процессами внутреннего водообмена, связанные с динамикой водных масс и изменением поля плотности воды водоема под воздействием гидрологических и синоптических факторов, и с другой стороны, высокими скоростями взаимодействия компонентов химической и биохимической природы, определяющих биотрансформацию веществ и активность внутриводоемных биологических процессов. Моделирование процессов функционирования экосистемы базируется на методологии системного анализа и сложные структурные взаимосвязи в экосистеме воспроизводятся на фоне пространственно-временной изменчивости ее компонетов в зависимости от комплекса внешних воздействий. Подобные модели относятся к классу имитационных, или портретных, и разрабатываются на основе законов сохранения и превращения веществ, наиболее существенных переменных, факторов среды и внутриводоемных процессов. Теоретические основы этого направления моделирования в гидроэкологии заложены датским лимнологом С. Йоргенсеном [Йоргенсен, 1985, Jorgensen, 1994], в России впервые задачи управления озерными системами на основе моделирования начал решать [1971].

Главная особенность моделей экологических процессов состоит в том, что они носят в основном эмпирический характер, т. к. в экологии нет классических уравнений, как, например, в гидродинамике. Поэтому имитационное моделирование предполагает относительную свободу в описании биологических и биохимических взаимодействий в экосистемах, но теоретическая разработанность экологических математических моделей в виде систем дифференциальных уравнений остается на сегодняшний день явно недостаточной. При этом совершенно очевидно, что ни о какой универсальной модели не может быть и речи. Универсальными могут быть только принципы и подходы к построению имитационных моделей экосистем.

Математические модели круговорота веществ в экосистеме и качества воды водоемов всегда содержат как минимум два относительно самостоятельных блока: гидрологический (гидродинамический), определяющий перенос и перемешивание пассивных субстанций в водоеме, и экологический, описывающий кинетику внутриводоемной трансформации неконсервативных переменных состояния экосистемы. Моделирование процессов распространения веществ в водоеме под влиянием течений, процессов турбулентной диффузии и динамики водных масс имеет свою давнюю историю (наиболее полные обзоры этих моделей представлены в работах [Orlob, 1992, Beck, 1987]). Также сравнительно давно разрабатываются модели другого направления в моделировании - модели кинетики химических, биохимических и биологических взаимодействий (обзоры [Айзатуллин, Шамардина, 1980, Straskraba, 1994]). Активное объединение этих направлений при моделировании экосистемных процессов и качества воды в водоемах началось в конце 70-х годов и привело к созданию ряда сложных комплексных моделей, связанных с проблемой эвтрофирования водоемов и позволяющих решать вопросы короткопериодной изменчивости трофического состояния водоемов (табл. 5.6).

Таблица 5.6.

Характеристики гидроэкологических моделей, используемых для диагноза и прогноза эвтрофирования озер и водохранилищ.

Авторы	Название или первый объект	Характеристика гидрологического блока	Характеристика экологического блока	Источник
Меншуткин	Оз. Дальнее	Двуслойная модель	ОВ, детрит, биогенные вещества, фитопланктон, бентос, рыбы	[Меншуткин, 1973]
Умнов	Оз. Нарочь, оз. Мястро	точечная	Биогенные элементы, кислород, фитопланктон	[Умнов, 1973]
Риллей, Стефан	MINLAKE		Эвтрофирование	[Rilley, Stefan, 1975]
Домбровский		точечная	Формы азота, фитопланктон	[Домбровский, Селютин, 1975]
Страшкраба	AQUAMOD-1	Нульмерная	Эвтрофирование
Скавиа, Парк и др.	MS CLEANER	Резервуарная	Циклы биогенных элементов, фитопланктон, зоопланктон	[Skavia, Park, 1976]
Андерсон	DRM-2	Три слоя	ОВ, формы азота, фосфаты, неорганический углерод, детрит, кислород	[Anderson et al. 1976]
Томанн	Оз. Онтарио	Плановая гидродинамика	фитопланктон	[Томан, 1979]
Дворакова и Козерски	AQUAMOD-3	Три слоя (эпи - гиполимнион, донные отложения	Фосфор, две группы фитопланктона, зоопланктон	[Dvorakova, Kozerski, 1979]
Cтефан, Кардони	RESQUAL-II	Двумерная плановая гидродинамика		[Stefan, Cardoni, 1982]
Бендорф, Рекнагель	SALMO	Двумерная плановая гидродинамика	Фосфор, фитопланктон, зоопланктон	[Bendorf, Recknagel, 1982]
Коллектив авторов	CE-QUAL-R1	Одномерная вертикальная	17 переменных: биологических и химических	[CE-QUAL-R1…, 1982]
Коллектив авторов	CE-QUAL-W2	Двумерная вертикальная	12 переменных	[Cole, Buchak, 1985]
Амброуз	WASP-4	Одномерная вертикальная	Эвтрофирование	[Ambrose et al., 1988]
Леонов		Боксовая, нульмерная	5 форм фосфора	[Леонов, 1989]
Гамильтон	DIRESM-WQ	Гидродинамическая основа – модель Имбергера-Паттерсона	Биогенные элементы, органическое вещество	[Hamilton, 1992]
Воинов, Тонких	Оз. Плещеево	Плановая гидродинамика	21 переменная	[Воинов, Тонких, 1988]
Коллектив авторов	Оз. Ладожское	Модель экосистемы озера	7 переменных	[Астраханцев и др. 1992]
	ТМО долинных водохранилищ	Боксовая квазидвумерная в вертикальной плоскости, адаптитрованная к морфологически сложному водохранилищу	Фосфор, кислород	[Пуклаков, 1987, 1999]

Экологические модели преследуют цель воспроизведения короткопериодной пространственно-временной изменчивости компонентов экосистемы и ее трофического состояния в целом или в отдельных частях экосистемы. Однако все они требуют специальной, индивидуальной настройки на тот водоем, к которому они применяются, поскольку, во-первых, нужна детальная морфометрическая характеристика водоема, во-вторых, диапазон многочисленных эмпирических коэффициентов, использующихся в экологических блоках моделей, достаточно велик. Основная трудность при создании модели водной экосистемы для конкретного водоема состоит в подборе адекватных зависимостей и эмпирических коэффициентов для описания биологических и биохимических взаимодействий в водоеме. Наиболее надежный путь преодоления этой трудности состоит в использовании коэффициентов, полученных в результате экспериментальных работ непосредственно на моделируемом водоеме.

В большинстве моделей формирования качества воды в водоемах все же делается акцент на один из основных блоков, причем чаще всего предлагается явно упрощенное описание гидродинамики и внутреннего водообмена. Наиболее сбалансированы эти блоки в последних версиях моделей CE-QUAL-R1 и CE-QUAL-W2. Только эти модели, а также модель тепломассообмена водохранилищ (ТМО) учитывают специфику водохранилищ при моделировании процессов многометровых колебаний уровня и переноса воды и веществ в разных слоях водной толщи с учетом поверхностных и донных водосброов, шлюзования. Модель ТМО кроме того, позволяет рассчитывать внутренний водообмен многолопастных, морфологически сложных водохранилищ, включающих несколько протяженных заливов в затопленных речных долинах своих притоков.

К сожалению, в литературе почти не рассматриваются ни методические подходы к тестированию моделей, ни результаты детальных проверок этих моделей, совершенно необходимых для обоснования доверия к получаемым с помощью этих моделей результатам. Некоторые результаты практических применений моделей CE-QUAL-R1 и CE-QUAL-W2, приводимые в литературе [Diogo, Rodrigues, 1997, Wlosinski, 1985, Martin, Wlosinski, 1986], ограничиваются визуальным сравнением наблюдаемых и расчетных характеристик. Не рассматриваются в них в полной мере вопросы валидации модели, под которой понимается статистическая оценка погрешности расчета, выполненных на основе независимых данных наблюдений с применением различных численных критериев, например, широко применяемого в экологическом моделировании критерия Тэйла [1971]. В этом отношении заметно отличается модель ТМО, неоднократно проверявшаяся по результатам наблюдений на водохранилищах с использованием различных подходов и специальных экспериментов. Многоэтапной статистической оценкой погрешностей расчетов по этой модели было убедительно показано, что модель ТМО позволяет получить результаты лимнологических расчетов близкие к пределу их проверяемости даже по материалам специальных учащенных наблюдений [Даценко и др., 2005]. Такие статистические проверки моделей должны стать необходимым элементом построения моделей и обязательным условием и доказательством их практического применения.