Моделирование процесса эвтрофирования водоемов (стр. 5 )

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 1947-1990гг.  (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 составила 39 349 тонн 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.