Якість вод екосистем шельфових зон морів в умовах антропогенного впливу

Размещено на http://www.allbest.ru/

Якість вод екосистем шельфових зон морів в умовах антропогенного впливу

Систематично зростаюче антропогенне навантаження на екосистеми шельфових зон морів призводить до порушення існуючого балансу біогеохімічних процесів, погіршення і виходу за межі припустимих екологічних ніш характеристик якості їхніх вод, до стійких змін у структурі і функціонуванні морських біогеоценозів і, як наслідок, до збіднення ресурсів морського середовища. У зв'язку з цим, особливої актуальності набуває проблема управління якістю вод шельфових морських екосистем, яка вирішується шляхом нормування й оптимізації скидів забруднюючих речовин, реалізації різного роду екологічних та природоохоронних гідротехнічних проектів.

Об'єктивне науково-обґрунтоване прогнозування екологічних наслідків впливу на морське середовище функціонуючих та запланованих господарських об'єктів, оцінка ефективності різних управлінських рішень у сфері раціонального використання, охорони і відновлення ресурсів шельфової зони моря неможливі без використання математичних моделей формування якості вод морських екосистем. Створення і верифікація таких моделей, для застосування їх як інструмента екологічного прогнозу в ході сценарного моделювання природних процесів, є одним з головних завдань екологічного моніторингу прибережних морських акваторій.

У зв'язку з активним освоєнням і використанням ресурсів морського шельфу України, актуальною представляється проблема збереження і поліпшення якості морського середовища, забезпечення екологічної безпеки і мінімізації збитків, які завдаються екосистемам прибережної і шельфової зон Чорного й Азовського морів господарською діяльністю людини. Для вирішення цієї проблеми потрібні прикладні моделі якості вод, що поєднують у собі такі властивості як комплексність, інформативність, адекватність природним аналогам з мінімізацією витрат на їх адаптацію, калібрування і практичне застосування.

Зв'язок роботи з науковими програмами, планами, темами. Результати, покладені в основу дисертаційної роботи, були отримані в рамках наступних проектів і науково-дослідних робіт, які виконувались в Одеському філіалі Інституту біології південних морів (ОФ ІнБПМ) НАН України, Центрі океанографічних і гідрографічних досліджень (CIOH) Головного морського управління Національної армії Колумбії, Одеському державному екологічному університеті:

“Геобиохимические потоки и процессы переноса и трансформации веществ в океане и на его границах”, проект НАМДТ, шифр “Потоки”, контракт ОФ ІнБПМ з МГІ НАН України № 6.3/2, 1994 р.;

“Изучить закономерности и дать прогноз антропогенных изменений экосистемы украинского шельфа Черного и Азовского морей, выработать рекомендации по рациональному использованию и охране их рекреационных и биологических ресурсов”, проект ДКНТ України,2.05.01/304-92, 1994-1995 рр.;

“Разработать научные основы комплексного использования ресурсов шельфа и защиты прибрежной зоны Черного и Азовского морей”, проект ДКНТ України, 2.05.01/297-93, 1996 р.;

“Аналіз стану та розробка нормативної бази природоохоронної діяльності в області морського природокористування (ресурсозберігаючі та екологічні аспекти)”, проект Мін. науки і техн. України, № 3.4 “Нормативи”, 1997 р.;

“Planificacion y Manejo de Bahias y Areas Costeras Fuertamente Contaminadas del Gran Caribe. Estudio de caso: Bahia de Cartagena”, Proyecto Global Environmental Facilities - Unated Nations Office for Project Service (GEF-UNOPS)/RLA/93/G41, CIOH, Колумбія, 1998 р. (на ісп. мові);

“Restauracion ambiental de los ecosistemas de influencia del canal del Dique, description y caracterizacion biotica del area”, Proyecto Universidad del Norte - CIOH, UN-1999-0010, Колумбія, 1999 р. (на ісп. мові);

“Aplicacion de la modelacion numerica a la solucion de problemas ambientales en lagunas costeras del Caribe Colombiano. Cienaga Grande de Santa Marta”, Proyecto Colciencias - CIOH - UNINORTE - INVEMAR, UN-OJ-2000-0015, Колумбія, 2000 р. (на ісп. мові);

“Разработать методы определения экологических нормативов регионального и локального уровней в области морского природопользования”, тема НАН України, № ДР 0201U001255, 2000 р.;

“Розробити математичну модель якості морського середовища Одеського регіону північно-західної частини Чорного моря”, тема НАН України, № ДР 0203U008433, 2003 р.;

“Розробка заходів щодо відновлення і підтримання сприятливих гідрологічного і гідрохімічного режимів у районі Тузловської групи лиманів”, Одес. дер. екол. ун-т, № ДР 0103U006209, 2003 р.;

“Математичні методи опису просторово-часової структури геофізичного граничного шару та їх застосування до задач гідрометеорології та екологічного моніторингу довкілля”, Одес. держ. екол. ун-т, № ДР 0103U001039, 2004 р.

Мета і задачі дослідження. Метою дослідження є оцінка сучасного екологічного стану шельфових морських екосистем помірних і тропічних широт, що зазнають значного антропогенного впливу, та розробка теоретичних і методологічних основ прикладного використання числових математичних моделей для визначення оптимальної стратегії управління якістю вод досліджуваних акваторій.

Для досягнення цієї мети були поставлені наступні задачі:

виконати екосистемний аналіз сучасного екологічного стану шельфових морських акваторій колумбійського узбережжя Карибського моря і північно-західної частини Чорного моря, які зазнають сильного антропогенного навантаження, а також визначити природні й антропогенні чинники, що формують якість їхніх вод;

розробити адекватні природним аналогам математичні моделі формування якості вод шельфових морських екосистем для прогнозування екологічних наслідків, оцінки доцільності й ефективності різних управлінських рішень, спрямованих на збереження і поліпшення якості вод досліджуваних проблемних морських акваторій;

розробити методи адаптації і калібрування цих моделей в умовах помірних і тропічних широт;

визначити вимоги до структури і змісту екологічного моніторингу морських акваторій, виходячи з потреб екосистемного аналізу і прикладного математичного моделювання хіміко-біологічних процесів, що визначають якість вод;

використати розроблені моделі для прийняття управлінських рішень по регулюванню екологічної обстановки в досліджуваних проблемних морських акваторіях помірних і тропічних широт.

Об'єкт дослідження шельфові морські екосистеми помірних і тропічних широт.

Предмет дослідження якість вод шельфових морських екосистем, які зазнають сильного антропогенного навантаження.

Методи дослідження. У роботі використовувалися методи первинної статистичної обробки і системного аналізу даних багаторічного екологічного моніторингу досліджуваних морських акваторій, а також числове математичне моделювання природних процесів і явищ у морському середовищі за допомогою, розробленої автором у різних модифікаціях, нестаціонарної моделі якості вод шельфових морських акваторій.

Наукова новизна отриманих результатів. Наукові положення, розроблені особисто здобувачем і представлені до захисту, полягають у наступному:

встановлені закономірності формування режимних гідрохімічних характеристик Одеського регіону північно-західної частини Чорного моря в залежності від стоку річок, гідрологічних умов, режиму функціонування антропогенних джерел забруднення в прибережній зоні;

уперше на основі даних моніторингу виконаний системний аналіз сучасного екологічного стану тропічних морських водойм колумбійського узбережжя Карибського моря, які зазнають сильного антропогенного впливу;

уперше розроблене науково-методичне забезпечення технології використання методу імітаційного моделювання для вирішення прикладних екологічних задач за допомогою моделей якості вод;

на основі дослідження особливостей евтрофування вод шельфових морських акваторій помірних і тропічних широт розроблена нова числова нестаціонарна прикладна модель якості вод та її модифікації;

розроблено вимоги до структури, змісту і науково-методичного забезпечення екологічного моніторингу морського середовища, включаючи спеціалізовані експерименти, обумовлені необхідністю інформаційного забезпечення процесу розробки, адаптації, калібрування і використання моделей якості вод у вирішенні практичних задач;

розвинута й удосконалена методологія використання числових математичних моделей для визначення оптимальної стратегії управління якістю вод шельфових морських екосистем, які зазнають значного антропогенного навантаження;

на підставі результатів числових імітаційних експериментів з моделлю якості вод визначені оптимальні стратегії реалізації природоохоронних заходів, спрямованих на поліпшення якості водного середовища досліджуваних шельфових морських акваторій помірних і тропічних широт.

Теоретичне і практичне значення отриманих результатів. Наукове значення дисертаційної роботи полягає в теоретичному обґрунтуванні і вирішенні актуальної проблеми прикладного використання числових математичних моделей для розробки стратегії управління якістю вод шельфових морських екосистем, які зазнають сильного антропогенного навантаження. Розроблено технологію, яка дозволяє на основі даних екологічного моніторингу, з використанням числових математичних моделей, розв'язувати прикладні задачі екології моря, збереження, відновлення і раціонального використання ресурсів шельфу.

Розроблені модифікації математичної моделі якості морських вод важливі для розвитку теорії математичного опису функціонування шельфових морських екосистем і управління якістю їхніх вод. Запропоновані нова схема включення бактеріопланктону в структуру моделі функціонування водних екосистем, а також концепція розвитку моделі якості вод до рівня комплексної моделі функціонування водної екосистеми та екотоксикологічної моделі. Представлено параметричний опис хіміко-біологічних процесів, що формують якість вод шельфових морських екосистем, які відносяться до різних кліматичних зон Світового океану та мають різні морфологічні, гідрологічні, гідрохімічні і гідробіологічні характеристики.

Отримано нові наукові знання про режимні гідрохімічні характеристики прибережних морських акваторій тропічних і помірних широт, які зазнають значного антропогенного впливу. Описано екологічні наслідки антропогенного впливу на екосистеми досліджуваних морських акваторій, що дозволить розглядати проблеми екології й охорони моря, управління якістю морського середовища в глобальному, загальнопланетарному масштабі.

Практичне значення отриманих результатів полягає в можливості використання запропонованої числової нестаціонарної моделі якості вод шельфових екосистем, її модифікацій і пакета супровідних методик у вирішенні прикладних задач океанології та екології моря. Для досліджуваних морських акваторій, на підставі результатів числових імітаційних експериментів з моделлю, розроблені конкретні, науково-обґрунтовані рекомендації, що складають оптимальну стратегію реалізації природоохоронних заходів, спрямованих на збереження і поліпшення якості морських вод у цих регіонах. Зокрема, для північно-західної частини Чорного моря визначені можливості управління якістю вод в Одеському регіоні, розроблені практичні рекомендації щодо стабілізації гідрологічного і гідрохімічного режимів Тузловської групи лиманів.

Результати дисертаційної роботи автора впроваджені в Науково-дослідному інституті морського флоту України, в Одеському національному університеті ім. І.І. Мечникова, Гідрометцентрі Чорного й Азовського морів, що підтверджується відповідними актами впровадження. Рекомендації, розроблені для тропічних морських водойм колумбійського узбережжя Карибського моря, одержали позитивні відгуки експертів і використовуються на практиці, що підтверджується свідоцтвом Центру океанографічних і гідрографічних досліджень (CIOH) Головного морського управління Національної армії Колумбії (DIMAR).

Особистий внесок здобувача. Усі приведені в дисертаційній роботі теоретичні і методологічні розробки по побудові, наповненню вихідною інформацією, калібруванню, верифікації і використанню числових математичних моделей якості вод для вирішення прикладних задач океанології та екології моря виконані особисто автором. Автору належать результати екосистемного аналізу екологічного стану досліджуваних морських акваторій, постановки усіх екологічних задач, вирішених за допомогою математичного моделювання, методологія їхнього рішення й отримані результати. Автором самостійно розроблені, реалізовані у виді комп'ютерних програм, відкалібровані всі приведені варіанти хіміко-біологічного блоку моделей якості вод. Усі числові модельні експерименти, аналіз і інтерпретація, отриманих за допомогою моделі якості вод результатів, виконувалися автором особисто.

У роботах, опублікованих з співавторами, конкретний внесок здобувача полягав у наступному: в 8, 10, 11, 13, 17, 18, 20, 21, 26, 29, 35, 36 автору належить ідея дослідження, постановка задачі, розробка і програмна реалізація хіміко-біологічної частини моделі, калібрування, ідея і реалізація числових експериментів з моделлю, аналіз і інтерпретація результатів; в 33, 38, 40, 45, 46 ідея дослідження, постановка задачі, доробка й адаптація моделі, ідея і реалізація числових експериментів з моделлю, аналіз і інтерпретація результатів; в 27, 30, 32, 37, 39 ідея дослідження, узагальнення, аналіз і інтерпретація даних моніторингу; в 24, 28, 44 ідея дослідження, узагальнення і розвиток методологічного підходу; в 2, 3, 5, 6, 12, 42 автор брав участь у постановці задачі, розробці й адаптації моделі, реалізації числових експериментів, аналізі й інтерпретації результатів; в 4, 7, 14, 23 участь у постановці задачі, аналізі й інтерпретації результатів, отриманих за допомогою розробленою автором моделі; в 43 участь у розробці методологічного підходу; в 1 аналіз і інтерпретація результатів, в 9 участь у постановці задачі, аналізі даних спостережень і інтерпретації результатів.

Апробація результатів дисертації. Основні результати представлялися на міжнародних симпозіумах: “Екологія'92” (Болгарія, 1992), “Управление и охрана побережий северо-западного Причерноморья” (European Union for Coastal Conservation, Одеса, 1996), III - VI симпозіуми “Екологічні проблеми Чорного моря” (Одеса, 2001-2004 р.); міжнародних наукових конференціях: “Regional Black Sea Conference on Environment protection technologies for coastal areas” (Intern. Assoc. on Water Quality, Bulgaria, 1995), “VII Congreso Interamericano sobre el Medio Ambiente” (Колумбія, 2000); “Гідрометеорологія і охорона навколишнього середовища - 2002” (Одеса, 2002); “Современные информационные технологии в океанологии и биологии” (Росія, 2003); “Проблемы литодинамики и экосистем Азовского моря и Керченского пролива” (Росія, 2004); міжнародних наукових семінарах: “II Taller Internacional Contaminacion y Proteccion del Medio Ambiente CONyMA'2001” (Куба, 2001); “IV Seminario Internacional del Medio Ambiente y Desarrollo Sostenible” (Колумбія, 2000); “I Seminario de Modelacion numerica aplicada al transporte y evolucion de manchas de petroleo” (Колумбія, 1998); “Taller de monitoreo de las condiciones ambientales de la Cienaga Grande de Santa Marta” (Колумбія, 2000).

Публікації. Основні результати дисертаційної роботи викладені в 56 наукових публікаціях, з них 41 статті в періодичних наукових вітчизняних і закордонних виданнях (8 без співавторів), 11 доповідей; 4 тези. 34 публікації відповідають вимогам ВАК України до наукових видань, в яких можуть публікуватися результати дисертаційних робіт, і у них досить повно відображені результати дисертації

Структура й обсяг дисертації. Дисертація складається з вступу, шести розділів, висновків, списку використаних літературних джерел з 169 найменувань. Повний обсяг дисертації складає 411 сторінок, у тому числі 86 рисунків, 15 таблиць, 9 додатків на 69 сторінках.

У розділі 1 приведене теоретичне обґрунтування використання математичних моделей при розв'язанні задач екологічного планування, прогнозування, оцінки доцільності і виправданості різних управлінських рішень в області морського природокористування та природоохорони. Розкрито можливості використання математичних моделей як для аналізу функціонування водних екосистем, так і для прогнозування екологічних наслідків того чи іншого виду антропогенного впливу на морське середовище. Показано, що математичні моделі функціонування екосистем є сполучною ланкою між екологічною теорією, науковими дослідженнями і управлінням.

В екологічних дослідженнях роль математичних моделей полягає в тому, щоб оцінити вплив різних типів антропогенного навантаження на екосистеми, тому що це може бути зроблено значно швидше, дешевше, ніж на дійсній природній системі, і без ризику, що несподівані ефекти будуть мати негативні, а найчастіше і незворотні наслідки.

Математичні моделі якості вод являють собою окремий випадок моделей функціонування водних екосистем, оскільки при їх побудові використовуються аналогічні принципи, а в математичну структуру включені основні хіміко-біологічні процеси, що визначають якість середовища життєдіяльності гідробіонтів і первинну продукцію органічної речовини. Біотичні складові в моделях якості вод, як правило, максимально агреговані, а зв'язки між ними спрощені. Головна увага приділяється коректному опису мінливості гідрохімічних показників якості водного середовища і тим біотичним компонентам екосистеми, які безпосередньо зв'язані з абіотичними параметрами середовища прямими і зворотними зв'язками.

По характеру впливу на водні екосистеми, усі забруднюючі речовини хімічної природи можна умовно розбити на дві основні групи: евтрофуючі (біогенні) речовини і токсиканти. Динаміка цих груп забруднюючих речовин по різному описується в моделях якості вод. У першому випадку використовуються спрощені модифікації моделей функціонування водних екосистем, у яких біотичні компоненти максимально агреговані. В другому випадку вирішується задача самоочищення вод, у якій не розглядаються зворотні зв'язки, що існують між компонентами моделі, і описується тільки зменшення концентрацій забруднюючих речовин в результаті сукупної дії процесів фізичної, хімічної і біологічної природи.

Комплексні багатоцільові просторово-розв'язуючі моделі якості морських вод містять у собі: числову гідродинамічну модель, що описує мінливість термохалинної структури і динаміки вод (течій, інтенсивності турбулентного обміну) на досліджуваній акваторії з часом; блок переносу домішок, у якому розраховується перерозподіл домішок в просторі з часом під дією течій і дифузійного обміну; а також хіміко-біологічний блок, у якому визначаються функції неконсервативності модельованих речовин, трансформація яких у кожній локальній точці простору здійснюється хімічним, фізико-хімічним, біогеохімічним і (чи) біологічним шляхом. Виходячи з розподілу забруднюючих речовин на дві основні групи (евтрофуючі і токсичні), хіміко-біологічний блок, у свою чергу, складається з (під)блоків евтрофікації та самоочищення вод від забруднюючих речовин.

Виконаний у розділі огляд відомих вітчизняних і закордонних розробок в області математичного моделювання функціонування водних екосистем і формування якості їхніх вод, показав, що в зв'язку з активним освоєнням і використанням ресурсів морського шельфу України, актуальною представляється задача розробки вітчизняної комплексної математичної моделі якості вод шельфових морських екосистем, що відповідає сучасним вимогам і може використовуватися у вирішенні широкого кола прикладних задач екології моря. Причому проблема полягає не тільки в створенні власне моделі та її програмної реалізації, а й у відпрацюванні методів калібрування її параметрів, включаючи збір необхідної для цього вихідної інформації, і прийомів застосування моделі для одержання практично значущих результатів.

У розділі 2 виконано фізико-географічний та екологічний опис шельфових морських акваторій, що є об'єктами дослідження в помірних і тропічних широтах. Методологія використання числових математичних моделей для вирішення прикладних задач екології моря розроблялася й апробувалася для двох, різних за кліматичними умовами, районів Світового океану: колумбійської ділянки шельфу Карибського моря і північно-західної частини Чорного моря.

Тропічні морські екосистеми викликають особливий інтерес як об'єкти математичного моделювання, оскільки через дуже малу сезонну циклічність у мінливості температурних умов, вони ідеально підходять для тестування математичної структури хіміко-біологічних блоків моделей екосистем на предмет адекватності опису в них реальних зв'язків між неживими і біотичними компонентами, а також чинників, які впливають на ці зв'язки. Окрім того, у тропічних широтах швидкості біогеохімічних процесів, що протікають у морському середовищі, максимальні через стабільно високу протягом усього року температури води (29 - 33 C). У результаті, негативні наслідки антропогенного впливу в них виявляються більш яскраво, ніж у помірних широтах.

Основний об'єкт екологічних досліджень і моделювання в помірних широтах, розглянутий у роботі, Одеський регіон Дніпровсько-Бузької пригирлової ділянки північно-західної частини Чорного моря (ПЗЧМ). Досліджувався також водно-сольовий баланс Тузловських лиманів, розташованих у центральній частині Дунай -Дністровського межиріччя.

На колумбійському шельфі Карибського моря досліджувалися три частково ізольованих від прилеглої морської акваторії прибережних водойми, екосистема і якість вод яких зазнають сильного антропогенного впливу і мають потребу в реконструкції: бухта Картахена (Cartagena), мілководна лагуна Сіенага де Теска (Cienaga de Tesca), мілководний лиман Сіенага Гранде де Санта-Марта (Cienaga Grande de Santa Marta). Бухта Картахена і лагуна Сіенага Гранде де Санта-Марта штучно перетворені в морські водойми естуарного типу.

На основі даних екологічного моніторингу, описані встановлені автором особливості гідрологічного і гідрохімічного режимів, формування якості вод і первинної продукції органічної речовини в досліджуваних шельфових акваторіях; сформульовані екологічні проблеми, вирішення яких потребувало розробки адекватних математичних моделей. Показано, що за винятком Тузловських лиманів, розглянуті в роботі морські акваторії мають серйозні екологічні проблеми, пов'язані з антропогенним втручанням і навантаженнями.

У мілководну тропічну лагуну Сіенага де Теска і глибоку, але з мілкими морськими протоками, бухту Картахена скидаються, відповідно, 60 і 40 % неочищених господарсько-побутових стоків міста Картахена. У результаті, якість вод в Сіенага де Теска навіть згідно з нормативами для поверхневих вод суші відповідає стану дуже брудних (гіпертрофних, полісапробних) водойм, де є всі ознаки евтрофікації, включаючи перенасичення киснем вод поверхневого шару і повна його відсутність у придонному шарі на глибинах більш 1 м. Порівняння даних екологічного моніторингу за 1996-99 рр. з архівними епізодичними спостереженнями, виконаними в 1983-84 і 1994-95 рр., свідчить про різке погіршення екологічної ситуації на акваторії водойми, порушення сформованого раніше балансу продукційно-деструкційних процесів і нестійкість в динаміці екосистеми.

Крім господарсько-побутових стоків, у бухту Картахена надходять індустріальні стоки промислової зони міста і забруднені прісні води каналу Дікуе, що зв'язує бухту з річкою Магдалена. Надходження великої кількості біогенних речовин з водами зазначених джерел привело до евтрофікації вод бухти. Евтрофування вод, мілководість морських проток, утворення під впливом прісного стоку каналу Дікуе різкого приповерхневого пікноклину, ослаблення вітрів і загострення пікноклину в сезон дощів сприяють періодичному виникненню дефіциту кисню в придонному шарі бухти. Крім біогенних речовин, з водами каналу Дікуе в бухту виноситься значна кількість мінеральної зависі, що, з одного боку, сприяє обмілінню судноплавних каналів і причалів, погіршує умови життєдіяльності морських гідробіонтів, а, з іншого боку, лімітує первинну продукцію фітопланктону через малу прозорість вод. Згідно з даними моніторингу в б.Картахена відзначається високий рівень забруднення вод патогенними бактеріями.

У мілководному лимані Сіенага Гранде де Санта-Марта і, зв'язаної з ним, системі малих морських озер Пахаралес, через відсутність екологічного обґрунтування інженерних рішень, порушився істотний водообмін з морем і загинули унікальні мангрові зарості. Збільшення припливу прісних вод з ріки Магдалена через систему штучних каналів хоча й усунуло проблему сильного осолонення мілких морських озер, але не привело до відновлення багаторічних мангрових заростей і породило нові проблеми, пов'язані з евтрофуванням водойми, періодичною загибеллю нових видів мангрів через затоплення, погіршенням умов для функціонування морських господарств у вологий сезон року (сезон дощів).

У досліджуваних тропічних морських екосистемах первинна продукція органічної речовини фітопланктоном лімітується не біогенними елементами, а малою прозорістю вод. Для мілководних водойм властиві дуже високі значення біохімічного споживання кисню і концентрації органічної речовини. Поточний стан цих екосистем чутливий до кліматичних коливань, пов'язаних з розвитком явища Ель-Ніньо.

Якість вод в Одеському регіоні Дніпровсько-Бузької пригирлової ділянки північно-західної частини Чорного моря визначається надходженням біогенних і токсичних речовин з річковим стоком Дніпра і Південного Бугу, а також функціонуванням антропогенних джерел забруднення в прибережній зоні. Концентрації окремих видів забруднюючих речовин (наприклад, нафтопродуктів, БСК, кишкової палички) у водах Одеського регіону можуть перевищувати гранично-припустимі концентрації (ГПК). Води акваторії сильно евтрофовані, а в літній період року нижче пікноклину розвивається гіпоксія. Первинна продукція фітопланктону у весняно-літній період року лімітується мінеральним фосфором.

Вагомий вплив на поточний просторовий розподіл і мінливість гідрохімічних і гідробіологічних характеристик вод акваторії справляють такі типові для району гідрологічні явища як проникнення язика розпріснених вод із Дніпровсько-Бузького лиману навесні і прибережний вітровий апвеллінг у весняно-літній період року. Розвиток цих явищ супроводжується надходженням в Одеський регіон додаткових кількостей біогенних мінеральних і органічних речовин, а отже, сприяє посиленню процесу евтрофування його вод.

У язику трансформованих річкових вод, що надходять у досліджуваний район із Дніпровсько-Бузького лиману навесні, спостерігається підвищений вміст хлорофілу “а” і біомаси фітопланктону, оскільки високі концентрації біогенних речовин у річкових водах сприяють первинному продукуванню органічної речовини фітопланктоном. Ця органічна речовина під дією сили тяжіння осаджується і депонується в донних відкладеннях і, таким чином, збільшується імовірність розвитку гіпоксії в придонному шарі району в літній період року.

Систематичні згонні явища в прибережній зоні моря в літній період року, з одного боку, сприяють збагаченню фотичного шару біогенними елементами, стимулюючи продукцію органічної речовини, яка в остаточному підсумку надходить, унаслідок гравітаційного осадження, у шари нижче пікноклину і, окисляючись, сприяє розвитку гіпоксії. А з іншого боку, згони супроводжуються надходженням гіпоксійних вод проміжного шару в найбільш продуктивну прибережну зону моря, що приводить до рецидивного розвитку в ній гіпоксійно-аноксійних умов і загибелі гідробіонтів.

Отже в роки, коли в районі Одеського узбережжя вітрові умови сприяють частому, інтенсивному і тривалому розпрісненню вод навесні і розвитку прибережного апвеллінгу влітку, імовірність і масштаби розвитку гіпоксійних явищ у придонному шарі досліджуваної акваторії збільшуються.

Для Тузловської групи лиманів проблема полягає в низькій рибопродуктивності при досить високій кормовій базі, що обумовлено особливостями їхньої морфології і гідрологічного режиму. При відсутності штучного водообміну з морем можливе їх сильне обміління й осолонення вод.

Таким чином, усі розглянуті водні об'єкти й акваторії шельфової зони моря потребують розробки стратегії і прогностичної оцінки ефективності заходів, спрямованих на стабілізацію і поліпшення їх екологічного стану. Для вирішення цієї задачі використовувалися методи числового математичного моделювання динаміки і якості морських вод.

У розділі 3 описана математична структура гідродинамічного блоку тривимірної нестаціонарної числової моделі якості вод шельфової зони моря, побудованого на основі відомої гідродинамічної моделі MECCA Model for Estuarine and Coastal Circulation Assessment (Hess, 1989).

Характерною рисою моделі є можливість її використання для розрахунків динаміки вод і поширення домішок в морських акваторіях, окремі ділянки яких мають менший (підсіточний) розмір в одному з горизонтальних напрямків, ніж крок розрахункової сітки (наприклад, протоки, канали, гирла річок).

В основу моделі покладена повна система рівнянь гідротермодинаміки в наближенні Буссінеска, нестисливості і гідростатики, яка включає рівняння: руху для горизонтальних складових вектора швидкості течії, гідростатичного наближення, нерозривності, стану, збереження тепла і солей. Для моделювання течій і переносу субстанцій на підсіточних масштабах у каналах чи річках, вихідна система рівнянь інтегрувалася поперек потоку (тобто в нормальному до потоку напрямку в горизонтальній площині). Нова система рівнянь, яка використовується в моделі, отримана в результаті об'єднання проінтегрованих поперек потоку і вихідних рівнянь таким чином, щоб при відсутності каналу (тривимірний потік) виходила вихідна система рівнянь у традиційній формі, а за його наявності - осереднені поперек потоку рівняння (двовимірний потік). Числова реалізація отриманої системи рівнянь виконана в криволінійній по вертикалі системі координат, з використанням неявних кінцево-різницевих схем.

Метод розв'язання гідродинамічної задачі передбачає розщеплення повної швидкості течій на середню по глибині швидкість (баротропна складова) і відхилення від неї на кожному розрахунковому рівні (бароклинна складова). Вертикальна турбулентна в'язкість описується на основі напівемпіричної теорії турбулентності як функція стійкості водяного стовпчика і локального вертикального зсуву швидкості течій. Коефіцієнти горизонтального турбулентного обміну розраховуються, виходячи із значення локального горизонтального зсуву баротропної складової швидкості течій і просторового кроку горизонтальної кінцево-різницевої сітки.

Модель містить блоки розрахунку потоку тепла через поверхню моря (на основі метеорологічних даних), засвоєння гідрометеорологічної інформації на границях розрахункової області і дозволяє відтворювати просторово-часову мінливість рівня моря, термохалинної структури вод, тривимірних полів течій та інтенсивності турбулентного обміну на часових відрізках від декількох діб до річного циклу в акваторіях морського шельфу із складними морфологічними і гідрологічними характеристиками. Модель доповнена блоком переносу неконсервативної домішки, що дозволяє описувати одночасне поширення в тривимірному просторі до 15 неконсервативних елементів, які мають різні властивості.

У розділі приведені також результати адаптації гідротермодинамічної моделі до умов Дніпровсько-Бузького пригирлового району північно-західної частини Чорного моря, що демонструють можливості її використання для опису гідродинамічних процесів і гідрології вод у пригирлових шельфових зонах морів помірних широт, для яких властива яскраво виражена сезонна мінливість термохалинної структури вод.

У розділі 4 описана математична структура хіміко-біологічної частини моделі якості морських вод, яка складається з двох блоків:

блоку самоочищення, у якому розраховується зменшення концентрації забруднюючої речовини в кожній локальній точці простору в результаті сукупної дії різного роду фізико-хімічних, хімічних, біохімічних і біологічних процесів, що протікають у морському середовищі;

блоку евтрофікації, що представляє собою систему взаємообумовлених диференціальних рівнянь, які описують біогеохімічні цикли біогенних елементів, продукцію і деструкцію органічної речовини, трофічні зв'язки і динаміку кисню в локальній точці водного середовища.

Блок самоочищення вод застосовується для забруднюючих речовин (ЗР), що не властиві морському середовищу, тобто надходять до екосистеми з зовнішніх, як правило, антропогенних джерел і не мають у морському середовищі істотних вагомих джерел. Цій умові задовольняють, у загальному випадку, токсиканти: нафтопродукти, синтетичні поверхнево-активні речовини, патогенні бактерії, феноли, важкі метали і т.п.

При вирішенні задачі самоочищення вод враховуються лише ті природні процеси, які приводять до дифузії, руйнування і трансформації забруднюючих речовин у водному середовищі досліджуваної акваторії моря, або сприяють виведенню цих речовин за її межі. Вторинними джерелами ЗР у водному середовищі при розв'язанні задачі самоочищення, як правило, нехтують, вважаючи, що вони відсутні або їх інтенсивність незрівнянно мала у порівнянні з процесами деградації і розпаду.

У першому наближенні, при побудові блоку самоочищення вод від неконсервативних ЗР припускають, що їхня деструкція описується кінетичним рівнянням реакції 1-го порядку. Оскільки в умовах водного середовища хімічні, біологічні, біохімічні і фізико-хімічні процеси розпаду ЗР тісно взаємопов'язані і протікають одночасно, то найбільш доцільним для практичних розрахунків є визначення і використання сумарних питомих швидкостей трансформації (коефіцієнтів неконсервативності) ЗР. Їх значення для конкретних типів ЗР можуть бути взяті з літературних джерел, або визначені в натурних чи, у максимально наближених до натурних, лабораторних умовах. При цьому не виконується диференційований кількісний облік окремих процесів. В окремих випадках, при наявності необхідної інформації, коефіцієнт неконсервативності ЗР може бути представлений у мультиплікативній формі як функція від визначаючих його характеристик водного середовища.

Блок евтрофікації має більш складну математичну структуру, оскільки фактично являє собою модель функціонування водної екосистеми з високим ступенем агрегованності її біологічних елементів. У ньому розглядаються як прямі, так і зворотні зв'язки між біотичними і абіотичними елементами екосистеми при обов'язковій умові виконання законів збереження речовин та енергії. У якості елементів блоку евтрофікації розглядаються показники якості вод морських екосистем, що характеризують рівень їхньої трофності і сапробності. До числа таких показників відносяться: концентрації мінеральних і органічних форм біогенних речовин, біомаса фітопланктону і бактерій, вміст кисню, біохімічне споживання кисню (БСКс, БСК5).

При збереженні загальних принципів побудови, математична структура блоку евтрофікації моделі якості вод конкретного водного об'єкта багато в чому залежить від його морфологічних і режимних характеристик, специфіки задач, які вирішуються, і повноти вихідної інформації про об'єкт, отриманої в ході екологічного моніторингу. Автором розроблено ієрархічний комплекс оригінальних за математичною структурою блоків евтрофікації, що розрізняються по числу перемінних і рівню деталізації взаємозв'язків між біотичними і абіотичними компонентами морської екосистеми (моделі). Кожний з 4-х представлених у роботі варіантів блоку евтрофікації дозволив вирішити поставлену прикладну задачу для конкретного водного об'єкту і, у той же час, базувався на доступному (у фінансовому і методичному відношеннях) обсязі вихідної інформації.

Найбільш простий варіант блоку (1-го рівня ієрархії), розроблений для лагуни Сіенага де Теска, базується на стандартному наборі визначаємих гідрохімічних характеристик (мінеральні форми азоту і фосфору, БСК, розчинений кисень) і містить тільки одну біотичну перемінну - біомасу фітопланктону, яка у першому наближенні може бути оцінена по концентрації хлорофілу “а”. Швидкості регенерації мінеральних форм азоту і фосфору вважаються рівними й описуються кінетичним рівнянням реакції біохімічного окислювання органічної речовини 1-го порядку. Враховуються розходження в стехіометричному співвідношенні для неживої (косної) органічної речовини природного (автохтонного) і антропогенного походження.

У блоці 2-го рівня організації (рис. 1), розробленого для північно-західної частини Чорного моря, цикли азоту і фосфору на абіотичному рівні розглядаються порізно, що дозволяє врахувати можливі розходження у швидкостях мінералізації органічних форм фосфору й азоту, а також у співвідношенні між азотом і фосфором у складі автохтонної й аллохтонної (у тому числі, що надходить з антропогенних джерел) органічної речовини. Питомі швидкості хіміко-біологічних процесів записуються не як константи, а у вигляді функцій від характеристик стану морського середовища. Нежива (косна) органічна речовина, виражена в одиницях азоту, фосфору і кисню, поділена на завислу та розчинену частини, перша з яких осідає під дією сили тяжіння.

Рис. 1. Діаграма зв'язків між елементами блоку евтрофікації моделі якості вод північно-західної частини Чорного моря

У блоці 3-го рівня організації, розробленого для б.Картахена (рис. 2), у явному виді врахована роль бактерій у мінералізації органічної речовини, що дозволяє точніше описати просторово-часову мінливість модельованих характеристик. Запропоновано нову схему включення бактеріопланктону в математичну структуру моделі, яка враховує вплив густини популяції бактерій на їхню смертність, розходження в співвідношеннях між біогенними елементами у складі неживої органічної речовини природного й антропогенного походження.

Рис. 2. Структурна діаграма блоку евтрофікації моделі якості вод для бухти Картахена

Найбільш комплексний варіант моделі евтрофікації (4-го рівня ієрархії), розроблений для лиману Сіенага Гранде де Санта-Марта, містить в собі у якості перемінних, крім бактерій, зоопланктон і є спрощеним варіантом моделі функціонування водної екосистеми. При включенні зоопланктону в структуру блоку евтрофікації передбачається, що його кормову базу складає фітопланктон, бактеріопланктон, детріт і частина організмів самого зоопланктону. Витрати на обмін (дихання) зоопланктону розглядаються як процес регенерації мінеральних форм азоту і фосфору, а продукти його життєдіяльності - незасвоєні залишки їжі, включаються в пул неживої органічної речовини.

Блоки 1-го і 2-го рівнів ієрархії доцільно використовувати для гіпертрофних і евтрофних морських екосистем; 3-го рівня для морських акваторій з високим ступенем сапробності вод і значними просторовими неоднорідностями концентрації неживої органічної речовини; 4-го рівня для мезотрофних морських екосистем.

Моделі (блоки) евтрофікації, розроблені і тестовані для екосистем тропічних широт, можуть бути адаптовані до екосистем помірних широт шляхом заміни в рівняннях моделі констант швидкостей хіміко-біологічних процесів на їхні функціональні залежності від температури води.

У додатку до розділу викладені концепції розвитку блоку евтрофікації моделі якості вод до рівня комплексної моделі функціонування водної екосистеми, по мірі накопичення інформації про її біотичні компоненти, а також до рівня екотоксикологічної моделі, в якій враховується вплив токсикантів на біопродуктивність, функціонування морської екосистеми та її гідрохімічний режим.

У розділі 5 викладені принципи і методологія калібрування блоків евтрофікації моделі якості морських вод на основі даних екологічного моніторингу. Будучи невід'ємною частиною екологічного моніторингу, математичне моделювання висуває особливі вимоги до його організації, змісту і методичного забезпечення. Для побудови, калібрування і верифікації математичних моделей необхідно визначати не тільки мінливість найбільш значущих компонентів екосистеми і факторів, що впливають на неї, але й швидкості усіх найважливіших процесів, які зв'язують ці компоненти, здійснюючи круговорот речовини й енергії в екосистемі. Для визначення цих швидкостей екологічний моніторинг повинний містити в собі не тільки стандартні натурні спостереження за концентрацією (біомасою) елементів екосистеми, але й спеціалізовані натурні і лабораторні експерименти з метою визначення параметричних характеристик потоків речовин між цими елементами і їх мінливості, в залежності від впливових факторів навколишнього середовища.

Експериментальне визначення типових значень параметрів математичних моделей водних екосистем і діапазонів їх реальної мінливості являє собою складну наукову задачу, що вимагає індивідуального методологічного підходу в кожному конкретному випадку. Значення багатьох параметрів не можуть бути обмірювані прямо і для їх непрямої оцінки, за результатами спостережень і експериментів, використовують елементи математичного моделювання. Визначення, систематизація і розвиток цих методик, виконані в додатку до розділу, представляють безсумнівний науковий інтерес, тому що відкривають доступ до прикладного використання математичних моделей якості вод і функціонування водних екосистем широкому колу користувачів. Зокрема, розглянуті методологічні аспекти визначення питомих швидкостей: продукції, виїдання та смертності фітопланктону, мінералізації і біохімічного окислювання органічної речовини, нітрифікації і т.д.; узагальнені у вигляді методик висновки з різних математичних моделей, які дозволяють одержати оцінки потоків забруднюючих речовин між водою і донними відкладеннями, з метою визначення ролі останніх як потенційного джерела вторинного забруднення водних об'єктів.

У розділі викладений авторський метод калібрування блоків евтрофікації, що складається з трьох етапів.

На першому етапі на основі інформації, приведеної в науковій літературі, визначають найбільш імовірні (типові) значення параметрів, включених у рівняння моделі, і можливий діапазон їх мінливості в умовах близьких до тих, що спостерігаються в досліджуваній морській екосистемі. При використанні моделі для вирішення прикладних екологічних задач у морських акваторіях, які розрізняються по умовах, доцільно мати різного роду довідкові посібники, що узагальнюють приведену в різних літературних джерелах інформацію. Це завдання вирішене автором у рамках підрозділу 5.1.

На другому етапі, в ході спеціалізованих спостережень і експериментів, визначаються параметричні характеристики потоків речовин і енергії між елементами екосистеми та їх залежність від поточних і режимних гідрологічних, хімічних і біологічних характеристик водного середовища. Цей етап необхідний для прив'язки параметрів моделі до умов досліджуваної акваторії. У комплекс спеціальних експериментів рекомендується включати оцінку найбільш важливих потоків та їх параметрів, що визначають баланс продукційно-деструкційних процесів у водній екосистемі, до числа яких відносяться: визначення питомої продукції автотрофів, швидкостей біохімічного окислювання, мінералізації неживої органічної речовини, газо- і масообміну з донними відкладеннями, у залежності від обумовлюючих їх гідролого-гідрохімічних характеристик водного середовища.

На третьому етапі виконується корекція визначених на першому етапі калібрування параметрів моделі, у діапазоні їх припустимої мінливості, для досягнення максимально можливої відповідності між даними спостережень і розрахунками.

Загальна схема третього етапу калібрування представляється в такий спосіб. На основі даних спостережень (і) чи розрахунків визначається потік фотосинтетично активної радіації, що проникає через водну поверхню, а також емпіричний зв'язок між прозорістю води і визначаючими її факторами (у тому числі й тими, що розраховуються в моделі). Задається мінливість зовнішніх факторів, що впливають на мінливість модельованих компонентів екосистеми: якість вод і витрати антропогенних джерел забруднення та річок, що впадають у досліджувану акваторію, гідрометеорологічні умови (вітровий режим, температура повітря); умови водообміну з прилеглими акваторіями. Ця інформація є вихідною для реалізації числових експериментів з моделлю евтрофікації.

У якості початкових, при числових експериментах з моделлю, використовуються значення питомих швидкостей хіміко-біологічних процесів, встановлені в ході прекалібрування як найбільш ймовірні.

Калібрування спочатку виконується для 0-вимірного (у просторі) чи 1-вимірного (по вертикалі) варіанта моделі. Перший використовується для попереднього калібрування 2-вимірних моделей якості вод мілководних морських водойм, а другий - для 3-вимірних моделей якості вод глибоких морських акваторій, в яких вертикальна стратифікація модельованих характеристик не є гомогенною.

У загальному випадку, калібрування хіміко-біологічного блоку моделі евтрофікації може проводитись в двох варіантах:

асимптотичному, коли метою калібрування є досягнення в моделі, при незмінних зовнішніх умовах і потоках, такого сталого (рівноважного) стану екосистеми, який відповідає реальному середньостатистичному її стану, встановленому з даних спостережень;

динамічному, коли мета калібрування полягає в досягненні максимальної відповідності між динамікою компонентів екосистеми, отриманої по моделі і встановленої з даних спостережень.

Суть асимптотичного калібрування моделі полягає в тому, що задаються середньостатистичні значення зовнішніх потоків речовин і енергії, що входять у модельовану екосистему і, при незмінних їхніх величинах, домагаються виходу моделі в ході рахунка на такий сталий режим, при якому одержувані значення модельованих компонентів екосистеми відповідають встановленим з даних спостережень середньостатистичним (режимним) їхнім значенням. Такий метод калібрування найбільш прийнятний у тропічних широтах.

При динамічному калібруванні в модель вводиться реальна мінливість зовнішніх факторів, які визначають мінливість компонентів екосистеми, і виконується порівняння результатів моделі з даними спостережень, які відповідають заданим зовнішнім умовам. Очевидно, що цей тип калібрування найбільш репрезентативний, тому що порівнюються з даними спостережень не тільки значення модельованих перемінних, але й їхня динаміка.

Корекція параметрів моделі в ході третього етапу калібрування виконується в наступній послідовності. Спочатку динаміка мінеральних форм азоту і фосфору, неживої органічної речовини і розчиненого кисню задається з даних спостережень. Варіюються параметри рівнянь динаміки фітопланктону з метою досягнення максимально можливої відповідності між модельними кривими і спостереженими значеннями. Потім послідовно включаються в систему рівняння для мінеральних форм азоту і фосфору. Після корекції їхніх параметрів включаються рівняння для неживої органічної речовини і гетеротрофних біотичних компонентів моделі. На заключному кроці - розчиненого кисню. Після включення всіх рівнянь, що складають модель, процедура корекції виконується в послідовності, яка визначається чутливістю моделі до зміни окремих її параметрів. Досвід свідчить, що найбільш вагомими є параметри рівняння динаміки біомаси фітопланктону, а також питомі швидкості біохімічного окислювання і мінералізації неживої органічної речовини.

У сукупності з розглянутими в роботі методичними підходами до визначення параметрів моделей за результатами спеціальних натурних і лабораторних експериментів, запропоновані прийоми і способи калібрування блоків евтрофікації складають методологію рішення задачі адаптації і верифікації прикладних моделей якості вод шельфових морських екосистем.

У розділі 6 описана методологія і на практичних прикладах продемонстровані можливості використання представлених у роботі модифікацій числової математичної моделі якості вод для вирішення прикладних задач екології моря, пов'язаних з вибором оптимальної стратегії управління якістю вод шельфових морських екосистем досліджуваних акваторій північно-західної частини Чорного моря і колумбійського узбережжя Карибського моря.

На прикладі Тузловських лиманів продемонстровані можливості гідродинамічного блоку моделі, який використовувався для визначення оптимального числа штучних проранів у косі і місць їхнього розташування, з метою забезпечення максимального водообміну водойми з морем. Розрахунки циркуляції вод і денівеляцій водної поверхні при вітрах різних напрямків і сили, мінливості солоності вод лиманів (як показника інтенсивності водооновлення і якості вод) показали, що для перетворення Тузловської групи лиманів у відкриту морську водойму з високим ступенем водооновлення і якістю вод близькою до морської, досить спорудження двох каналів шириною 50 м, розташованих на південному і північному краях піщаної коси-пересипу.

Для Одеського регіону північно-західної частини Чорного моря вирішувались наступні задачі, пов'язані з розробкою стратегії управління якістю вод акваторії: оптимізований вибір району розміщення джерела забруднення за критерієм мінімізації збитку, який наноситься морській екосистемі району; визначення ступеня впливу річкового стоку і берегових антропогенних джерел на сформований рівень трофності і забруднення вод акваторії речовинами токсичної дії. Перша задача, по суті, являла собою спряжену задачу переносу домішок (Марчук, 1982). Критерій оптимізації мінімальний рівень забруднення вод у природоохоронних зонах акваторії. Розглянутий тип забруднення нафта в емульсії. Джерело забруднення спроектований нафтоперевантажувальний комплекс в районі м. Одеси. При вирішенні другої задачі модельні розрахунки проводилися в два етапи: з обліком і без обліку скидів біогенних речовин береговими джерелами забруднення Одеського регіону. Потім результати розрахунків порівнювалися і у кожній точці розрахункової області визначалося процентне співвідношення між отриманими значеннями модельованих речовин, яке характеризує внесок берегових антропогенних джерел в формування концентрацій цих речовин у фотичному шарі.

Розрахунки виконані з використанням моделі евтрофікації при дискретизації акваторії з горизонтальним просторовим кроком 2 км показали, що у весняний період скиди берегових антропогенних джерел забезпечують приріст біомаси фітопланктону від 3 (у мористій частині акваторії) до 20 % (у прибережній зоні), змісту БСК5 - до 6 - 9 %, фосфатів - до 30 - 60 %. Інтенсивне надходження фосфатів зі стічними водами берегових джерел викликає збільшення продукції фітопланктону і, як наслідок, зменшення концентрації мінерального азоту у водах акваторії. У літній період інтенсифікуються внутрішньоекосистемні процеси регенерації неорганічних форм біогенних елементів у ході мінералізації органічної речовини. Зменшується час проходження біогенними елементами їхніх біогеохімічних циклів. При оптимальному режимі експлуатації, улітку припиняються скиди стічних вод зі станції біологічного очищення (СБО) “Північна” у море. Загострюється сезонний пікноклин, що затрудняє надходження стічних вод із заглиблених випусків в фотичний шар. У результаті, роль берегових антропогенних джерел як постачальника біогенних елементів і стимулятора процесу первинного продукування органічної речовини суттєво зменшується. Зокрема, приріст біомаси фітопланктону, обумовлений скидами берегових джерел, зменшується до 3 %, концентрації фосфатів - до 5 %, амонію - до 3 %, БСК5 - до 2.5 %. Отже, найбільш ефективним є нормування скидів біогенних речовин береговими джерелами у весняний період. До того ж переважно зменшувати скиди речовин, які містять фосфор біогенний елемент, обмежуючий первинну продукцію органічної речовини фітопланктоном.