Моделирование процесса эвтрофирования водоемов (стр. 1 )

5. Моделирование процесса эвтрофирования водоемов

Решение проблемы антропогенного эвтрофирования водоемов невозможно без глубокого знания закономерностей функционирования их экосистем. Все природные экосистемы очень сложны, а когда приходится иметь дело с высокоорганизованными системами, то суждения и интуиция могут приводить к ошибочным решениям и необратимому экологическому ущербу.

Достаточное количество наблюдений для перехода от вполне оформившихся качественных представлений о механизме эвтрофирования к попыткам количественной его оценки было накоплено к концу 60-ых годов нынешнего столетия. Таким образом, была создана необходимая основа для разработки математических моделей эвтрофирования [Modelling…, 1974].

Специфика всех моделей эвтрофирования, с формальной точки зрения, заключается в попытках адекватно описать связи изменения запаса в воде биогенных веществ с трофическим состоянием водоема, отражаемым, в первую очередь, величиной его первичной продукции. На этом пути условно выделяют две группы моделей: качественно-аналитические и эмпирические; имитационные (портретные)

Для первой группы характерно:

- небольшое количество моделируемых параметров состояния, объединяющих характеристики со сходной структурой, таксономию или другие характеристики. Примером может служить количественная характеристика общего фосфора (

,

Робщ), , встречающегося в природных и сточных водах, в виде суммарной массы элемента фосфора во всех его формах, или биомассы многочисленных видов фитопланктона по концентрации хлорофилла “а”(Chl. a) в нефильтрованной воде водного объекта. (В лимнологической литературе стало общепринятым обозначать содержание хлорофилла “а” — символом Chl. a.).

- небольшое число элементарных связей, что вытекает из объединения параметров,

- исследование средних для водоема стационарных условий протекания процесса эвтрофирования.

Вторая группа моделей предназначена для воспроизведения взаимосвязанных изменений отдельных форм элемента. Эти модели детализированы, многокомпонентны и требуют больших объемов исходной информации.

5.1. Модели экологического состояния водоемов

Попытки количественных оценок процесса эвтрофирования начались в середине ХХ века, когда первые серьезные лимнологические исследования этого процесса показали тесную зависимость трофического состояния озера от комплекса гидрологических и гидрохимических факторов [Sakamoto, 1966, Vollenweider, 1968]. Обобщив данные по сравнительно небольшому количеству североамериканских озер, Раусон показал наличие связи между биомассой фитопланткона в озере с его глубиной, а несколько позже Сакамото установил тесную зависимость содержания хлорофилла с концентрацией фосфора в японских озерах [Sakamoto, 1966]. Эти исследования предвосхитили классическую работу Фолленвейдера, разработавшего первые диаграммы для определения трофического состояния озер в зависимости от глубины и фосфорной нагрузки на озеро [Vollenweider, 1968].

Примерно в это же время для расчета средней концентрации фосфора в озерах им были применены дифференциальные балансовые уравнения, основанные на допущении полного мгновенного перемешивания воды в водоеме, при этом Фолленвейдер рассматривал скорость внутриводоемной седиментации фосфора как функцию его общего содержания в озере. Предложенная им эмпирическая зависимость коэффициента седиментации фосфора от интенсивности водообмена водоема завершила формирование достаточно стройной концепции количественного описания процесса эвтрофирования озер, основанной на стационарных балансовых моделях [Vollenweider, 1968]. Принципиальную систему связей балансовых моделей можно представить схематически следующим образом (рис. 5.1).

 

Рис. 5.1. Система связей в простых стационарных моделях эвтрофирования водоема.

Основное балансовое уравнение Фолленвейдера имеет вид

, (5.1)

где — приток общего фосфора с водосбора за определенный промежуток времени t (объемная нагрузка водоема общим фосфором), Pобщ - концентрация фосфора в водоеме, W - объем воды в водоеме, — расход воды, вытекающей из водоема за то же время t, Kс - коэффициент седиментации (осаждения) фосфора

Аналитическое решение этого уравнения имеет вид

, (5.2)

где - начальная концентрация общего фосфора в воде водоема.

При установившемся процессе

Альтернативный подход разработан П. Диллоном и Ф. Риглером [1975], использовавшим вместо коэффициента седиментации коэффициент удержания фосфора в водоеме (КР), сравнительно легко определяемый по составляющим внешнего баланса фосфора

,

Где — количество вытекающего с водой из озера или сбрасываемого из водохранилища общего фосфора.

Стационарная модель Диллона-Риглера имеет вид

Где LPобщ – нагрузка водоема общим фосфором по площади, Н – средняя глубина, Кв – коэффициент водообмена водоема

Предложенные балансовые модели интегрально описывают комплекс процессов, определяющих удержание фосфора в водоеме и вовлечение его во внутренний круговорот. Теоретическая обоснованность их применения, подтверждаемая получаемыми адекватными результатами, основана на том, что скорость изменения результирующей внешнего баланса фосфора в водоеме замедленного водообмена, т. е. запаса общего фосфора, значительно меньше, чем скорость основных биологических процессов в ходе круговорота фосфора – первичной продукции и бактериальной деструкции (месяцы-годы по сравнению с сутками-часами). Эта особенность позволяет рассматривать задачу прогнозирования концентраций общего фосфора в водоеме независимо от оценки состояния его экосистемы при данном уровне содержания фосфора. Таким образом, стационарные модели определяют биогенный фон экосистемы и тем самым могут успешно служить для косвенных ориентировочных оценок изменения трофического состояния экосистемы. Их теоретическую обоснованность подтвердил , получив такую же как и Фолленвейдер зависимость содержания хлорофилла в озере от концентрации фосфора с помощью аналитической, но сильно детализированной экологической модели [Вавилин, 1980].

С момента появления стационарных балансовых моделей усилия исследователей процесса эвтрофирования были сосредоточены на поисках эмпирических связей коэффициента седиментации и коэффициента удержания фосфора с гидрологическими и морфометрическими характеристиками водоемов. В 70-х годах появилось большое количество работ с предложениями подобных эмпирических зависимостей, результаты которых обобщены К. Рэкхау [1979]. При этом в большинстве работ водоемы не дифференцируются по типам и не выделяются границы применимости этих зависимостей. Использование предложенных связей коэффициента седиментации от определяющих его факторов привело к многочисленным модификациям балансовой модели эвтрофирования.

В общем случае процесс седиментации фосфора зависит не только от гидрологических факторов, но также и от гидрохимического режима и состояния экосистемы водоема. В частности, содержание и изменчивость форм некоторых элементов (кальция, железа и алюминия) может оказывать прямое воздействие на величину удержания фосфора в водоеме, контролируя растворимость его соединений и процессы сорбции на минеральной взвеси. Осаждение фосфора также зависит от продукционных процессов в водоеме как прямо (сорбция фосфатов органической взвесью), так и косвенно (изменение физико-химических характеристик среды, определяющих процесс сорбции и растворимости фосфатов). Недостаточно еще изучена в континентальных водоемах и роль биоседиментации в осаждении фосфора, которая в океанах имеет исключительно важное значение [Савенко, 1988].

Большинство водохранилищ относится к долинному типу и характеризуется длинной и вытянутой формой в плане. Для описания удержания фосфора и расчета средней концентрации фосфора в таких водохранилищах Д. Хиггинсом и Б. Кимом [1981] была рассмотрена модель, основанная на гипотезе полного вытеснения, примененная ими к водохранилищам каскада Тенесси. Расчет средней концентрации общего фосфора по этой стационарной модели проводится по формуле

Где - концентрация общего фосфора в притоке, Кс – коэффициент седиментации общего фосфора, Т – период водообмена водоема

Коэффициенты седиментации фосфора в водохранилищах определяется с помощью коэффициентов водообмена и удержания по формуле

Где Кв – коэффициент водообмена водохранилища, КPобщ – коэффициент удержания общего фосфора в водохранилища.

Из дальнейших предложений по совершенствованию стационарных балансовых моделей фосфора заслуживают внимания работы Т. Фриска [1989], С. Чапры и К. Рэкхау [Chapra, Reckhow, 1983], попытавшихся подкорректировать один из главных недостатков моделей Фолленвейдера – допущение о полном мгновенном перемешивании водоема. Эта корректировка основана на введении дополнительного параметра, формально характеризующего долю объема водоема, соответствующего условиям полного перемешивания. Параметр D предлагается определять на эмпирической основе (Frisk, 1989). В этом случае средняя концентрация общего фосфора в водоеме вычисляется с учетом расчетных концентраций общего фосфора по моделям полного мгновенного перемешивания и вытеснения

- концентрация общего фосфора, рассчитанная по модели вытеснителя

- концентрация общего фосфора, рассчитанная по модели идеального перемешивания

D – безразмерный параметр, т. е. доля объема водоема, условно соответствующая условиям идеального вытеснения.

Сравнительная оценка моделей полного мгновенного перемешивания и полного вытеснения проведена по результатам расчетов концентраций фосфора в водохранилищах Днепровского и Волжского каскадов [Даценко, 1996]. Для этого использовались опубликованные результаты расчетов балансов общего фосфора в водохранилищах. Эти расчеты характеризуются различной полнотой и относятся к разным периодам наблюдений. Наиболее длинные ряды наблюдений имеются для водохранилищ Днепра: Киевского (годы , 1971, 1982), Кременчугского (годы , 1973, 1982), Каховского (годы , , 1978, 1981, 1985), и Волги: Куйбышевского (), Горьковского (), а также Цимлянского водохранилища (). Особой детальностью учета притока и стока общего фосфора характеризуются данные по Иваньковскому, Угличскому, Рыбинскому водохранилищам, Можайскому за 1984 год. В Учинском водохранилище, водный режим которого близок к стационарному, расчеты баланса фосфора проводились за многолетний период (гг.). Коэффициент удержания фосфора (КРобщ) рассчитывался при допущении стационарности процесса стока фосфора, т. е. с осреднением по годам величин притока и стока фосфора. Результаты проведенных расчетов представлены в таблице 5.1.

Таблица 5.1.

Расчетные и наблюдаемые концентрации Р, мкг/л, в водохранилищах Днепровского и Волжского каскадов

Водохранилище	R	Kс год-1	Pср модель идеального перемешивания	Pср модель полного вытеснения	Pср наблюдения
Волгоградское	0.20	1.9	43	53	86
Горьковское	0.03	0.2	40	70	91
Иваньковское	0.35	5.7	64	75	101
Каневское	0.11	1.5	299	251	-
Каховское	0.18	0.5	93	90	94
Киевское	0.30	1.6	83	108	72
Клязьминское	0.02	0.4	176	187	128
Кременчугское	0.08	0.3	255	281	201
Куйбышевское	0.34	2.3	72	60	103
Можайское	0.60	1.1	52	126	79
Рыбинское	0.46	1.6	61	129	49
Саратовское	0.05	0.8	51	59	94
Цимлянское	0.52	1.0	139	170	144
Угличское	0.20	0.3	91	87	100
Учинское	0.15	1.0	125	130	115

В большинстве случаев концентрации фосфора, рассчитанные по модели полного вытеснения вод, превышают аналогичные значения, полученные по модели идеального перемешивания. Однако это превышение особенно велико в водохранилищах с низкими значениями коэффициента водообмена, в Можайском, Рыбинском, Цимлянском. Значительные расхождения между измеренными и наблюденными значениями концентраций фосфора обусловлены как большими допущениями моделей, так и неточностями оценки средней концентрации фосфора, поскольку в качестве оценки среднемноголетней концентрации фосфора в большинстве случаев использовались данные эпизодических нерегулярных наблюдений. Модель полного вытеснения оказалась несколько предпочтительней лишь в трех длинных и сравнительно узких водохранилищах (Горьковское, Саратовское и Волгоградское). Для других водохранилищ, как котловинных по морфологическому типу, так и долинных, но характеризующихся низкими значениями коэффициента водообмена, модель идеального перемешивания дает лучшие результаты. Специальное исследование процесса водообмена Можайского водохранилища (коэффициент водообмена 1.8), выполненное , показало, что в водохранилище многолетнего регулирования реальный водообмен оказывается ближе к типу идеального перемешивания, чем полного вытеснения [Штефан, 1975].

Предложенные в литературе эмпирические зависимости удержания фосфора в водоемах от различных факторов характеризуются, как правило, высокими коэффициентами корреляции, несмотря на значительные различия как в структуре эмпирических формул, так и в значениях коэффициентов. Это обусловлено, видимо, региональным характером получаемых зависимостей, поскольку они устанавливались для отдельных озерных регионов, причем почти исключительно умеренной зоны. Детальное тестирование различных моделей фосфора, проведенное в работах Д. Кэнфилда и Р. Бэчмена [1981], Д. Мэхемаха и С. Бхэгета [1982], С. Болина, Т. Уорда и Р. Коле [1987], показало возможность получения значительных расхождений в расчетах фосфора в зависимости от применяемой модели, что еще раз подчеркивает региональность предлагаемых моделей. Однако для ориентировочных оценок стационарного содержания фосфора в неизученных водоемах применение некоторых общих зависимостей явно целесообразно, поэтому как продолжающиеся оценки применимости известных моделей и зависимостей к различным водоемам, так и поиск более адекватных моделей продолжаются.

Основой для разработки диаграмм и моделей Фолленвейдера послужили данные уже упоминавшейся программы мониторинга озер Северной Америки и Европы. Специального разделения озер и водохранилищ в этой программе не проводилось, и полученные формулы рекомендовались как для озер, так и для водохранилищ. Впервые это разделение провели Кэнфилд и Бэчмэн на основе данных агентства по охране окружающей среды США (EPA), дополненных опубликованными ранее материалами наблюдений по канадским и европейским озерам [Canfield, Bachmann, 1981]. Они получили различные эмпирические оценки для коэффициентов седиментации фосфора в озерах и водохранилищах, причем наиболее тесная зависимость была обнаружена не от характеристик проточности водоема, а от величины объемной фосфорной нагрузки на водоем. Специальное исследование различий в удержании фосфора озерами и водохранилищами проведено M. Cтрашкрабой и его коллегами [Straskraba et al., 1995], которые по данным наблюдений на 59 озерах и 51 водохранилище в центральной Европе получили различные эмпирические зависимости удержания фосфора от периода водообмена для озер и водохранилищ. Страшкраба подтвердил один из основных выводов Кэнфилда и Бэчмэна о более высокой эффективности удержания фосфора в водохранилищах по сравнению с озерами. Проведенные обобщения охватывали наблюдения на водоемах, расположенных в сравнительно однородных географических условиях, хотя и включали большое разнообразие их размеров и режимов. Поэтому эти зависимости в значительной степени отражают географические особенности рассматриваемых регионов.

Наиболее полное обобщение эмпирического подхода к моделированию эвтрофирования водоемов, доведенное до практического использования с помощью компьютерного пакета было реализовано в комплексной модели, разработанной Уокером на основе детального статистического анализа морфометрических, гидрологических характеристик и данных о качестве воды 299 водохранилищ США и Зап. Европы [Walker, 1984, Walker, 1985]. Данные о качестве воды получены в результате реализации специальной программы мониторинга процесса эвтрофирования водохранилищ в США (EPA/NES – Enviromental Protection Agency/ National Eutrophication Servey), по программе ОЕСД (Organization for Economic Cooperation and Development), а также наблюдений в каскаде водохранилищ р. Тенесси. Направленность модели на решение проблем эвтрофирования именно водохранилищ обусловила существенные модификации классического озерного подхода, обоснованные статистическим анализом данных мониторинга эвтрофирования водохранилищ. В модели В. Уокера принимаются во внимание следующие основные модификации балансовой и дополнительные факторы:

- влияние нелинейной кинетики осаждения биогенных веществ на их баланс,

- влияние соотношения растворенных и взвешенных фракций фосфора в притоке на баланс фосфора в водохранилище и степень фосфорного удержания,

- влияние сезонных изменений нагрузки водохранилищ на баланс фосфора и распределение его в водоеме,

- влияние совместного азотно-фосфорного лимитирование на величину содержания Chl-a в водохранилищах [Walker, 1982].

Особенности процесса эвтрофирования водохранилищ легко проявляются при попытке прямого использования диаграмм Фолленвейдера для оценки их трофического состояния. С этой целью обобщены данные наблюдений за фосфорной нагрузкой 20 водохранилищ России и Украины. Представление этих данных в координатах «фосфорная нагрузка» - «гидравлическая нагрузка» (произведение глубины на коэффициент водообмена) ( рис. 5.2 ) показывает, что все они должны относиться к эвтрофному типу.

Рис. 5.2. Представление водохранилищ на диаграмме Фолленвейдера. Цифрами обозначены водохранилища:

1-  Веселовское, 2 – Волгоградское, 3 – Воткинское, 4 – Горьковское, 5 – Иваньковское, 6 – Ириклинское, 7 – Камское, 8 – Каневское, 9 – Каховское, 10 – Кмевское, 11 – Клязьминское, 12 – Кременчугское, 13 – Куйбышевское, 14 – Можайское, 15 – Рыбинское, 16 – Саратовское, 17 – Угличское, 18 – Учинское, 19 – Цимлянское, 20 – Шекснинское.

В то же время по современным комплексным гидробиологическим оценкам лишь Цимлянское и Кременчугское водохранилища можно отнести к типично эвтрофным водоемам, большинство из них имеют статус мезотрофных или слабоэвтрофных водоемов, а такие водохранилища, как Учинское, Шекснинское скорее относятся даже к олиготрофно-мезотрофным. Отсюда следует, что водохранилища выдерживают более высокие, чем озера, нагрузки биогенными веществами без существенного увеличения их трофического уровня. По этой причине для них оказываются неприемлемыми эмпирические формулы критических нагрузок, полученные для озер, и использованные при разработке стратегии их восстановления [Vollenweider, Kerekes, 1980]. Расчеты по этим формулам дают результаты намного, порой на порядок, ниже фактически наблюдаемых на водохранилищах.

Главная причина неприменимости диаграмм Фолленвейдера для оценки трофического состояния водохранилища - значительно более высокая доля аллохтонной составляющей в составе взвешенного вещества в водохранилищах по сравнению с озерами. Взвеси способствуют осаждению сорбированного фосфора, делая его недоступным для фитопланктона, поэтому повышенный приток взвесей может быть важным катализатором скорости седиментации фосфора в водохранилищах и снижения их продуктивности. Сделанный вывод подтверждается существованием тесной эмпирической зависимости между среднегодовой концентрацией фосфора и среднегодовой мутностью получена Кэнфилдом и Бэчманом для водохранилищ США. Повышенное содержание взвесей по сравнению с озерами обусловлено и наличием специфического внутреннего источника взвесей – продуктов разрушения и переработки берегов. Этот источник доминирует в приходной части баланса взвешенного вещества водохранилищ [Буторин и др., 1975, Новиков, 1985]. И хотя поступающие от берегов взвеси в основном отлагаются в непосредственной близости от берега, мелкодисперсная их часть несомненно вносит вклад в увеличении сорбции и седиментации фосфора.