Квотирование биогенной нагрузки на трансграничные водные объекты (на примере Балтийского моря)

Terra Humana

К трансграничным относятся любые поверхностные или подземные воды, которые обозначают, пересекают границы между двумя и более государствами или расположены в таких границах. В тех случаях, когда трансграничные воды впадают непосредственно в море, их пределы ограничиваются прямой, пересекающей их устье между точками, расположенными на линии малой воды на их устье. Такое определение трансграничных вод дается в Конвенции ООН по охране и использованию трансграничных водотоков и международных озер (1992 г.). Трансграничные воды рек принадлежат территориям приграничных государств и составляют часть этих территорий.

В мире насчитывается более 260 международных речных и более 270 международных подземных водных бассейнов [10]. По территории России протекает около 70 полноводных и протяженных трансграничных рек. Так, по Вуоксе проходит граница с Финляндией, по Неману – с Литвой, по Днепру – с Белоруссией и Украиной, по западной Двине – с Белоруссией и Латвией, по Самуру – с Азербайджаном, по Волге, Уралу, Иртышу – с Казахстаном, по Селенге – с Монголией, по Амуру – с КНР, по Туманной – с КНР и КНДР

Многие проблемы распределения водных ресурсов и загрязнения вод, которые раньше носили внутригосударственный характер, теперь приобрели трансграничный контекст. Конвенция по охране и использованию трансграничных водотоков и международных озер была подписана в г. Хельсинки 17 марта 1992 г. Эта Конвенция подготовлена под эгидой еЭК ООН и вступила в силу 6 октября 1996 г. Она играет важную роль в развитии сотрудничества по трансграничным водам во многих частях региона еЭК ООН. Со времени подписание Конвенции прошло уже более двадцати лет, однако, есть еще вопросы, которые окончательно не решены путем переговоров и которые нуждаются в дальнейшем развитии.

15 ноября 2007 г. в Кракове министрами охраны окружающей среды стран Балтийского моря был согласован План действий для Балтийского моря (ПДБМ), который является долгосрочным стратегическим документом, направленным на сокращение загрязнения морской среды, достигшего в последнее время угрожающего размера, и восстановления благополучного экологического состояния Балтики к 2021 г. [16 ]. Главная проблема в Балтийском море – эвтрофирование. Развитие процесса антропогенного эвтро-фирования приводит ко многим неблагоприятным последствиям с точки зрения водопользования и водопотребления (развитие «цветения» и ухудшения качества воды, появление анаэробных зон, нарушение структуры биоценозов и исчезновение многих видов гидробионтов, в том числе ценных промысловых рыб). Кроме того, в период цветения сине-зеленые водоросли производят сильнейшие токсины (алкалоиды, низкомолекулярные пептиды и др.), которые сами не используют, но они, попадая в водную толщу, представляют опасность для живых организмов и человека. Эти токсины могут вызывать цирроз печени, дерматиты у людей, отравление и гибель животных [3].

* Исследование выполнено при поддержке Министерства образования и науки РФ по гранту 14.B37.21.0651 «Разработка методов квотирования биогенных нагрузок и снижения рисков химического и биологического загрязнения трансграничных водных объектов на основе комплексного анализа данных гидрометеорологического мониторинга».

По мере возрастания численности населения и резкого усиления его хозяйственной деятельности поступление биогенных веществ с коммунальными и промышленными сточными водами, со стоками интенсивно удобряемых сельскохозяйственных угодий и через загрязненную атмосферу возрастало в геометрической прогрессии, время эвтрофирования сократилось до десятилетий, и процесс получил название антропогенной эвтрофикации. чрезмерное поступление азота и фосфора от наземных источников является основной причиной эвтрофирования Балтийского моря. Приблизительно 75% азота и, по крайней мере, 95% фосфора попадают в Балтийское море через реки или через прямые сбросы. Около 25% азота поступает из атмосферы [8].

В связи с изложенным цель данного исследования состояла в разработке метода квотирования биогенной нагрузки на трансграничные водные объекты бассейна Балтийского моря. Исследование состояло из трех этапов. На первом этапе были проведены расчеты максимально допустимых модулей стока биогенных элементов на различные субакватории Балтийского моря, соответствующие их водосборным бассейнам (табл. 1). С этой целью максимально допустимые, согласно ПДБМ, поступления биогенных элементов на данную субакваторию были разделены на площадь соответствующего ей водосборного бассейна.

Максимально допустимые модули стока, приведенные в табл. 1, были использованы для расчетов максимально допустимого экспорта биогенных элементов в Финский залив Балтийского моря со стоком рек (табл. 2).

На втором этапе исследования был разработан подход к расчетам модулей фонового стока биогенных элементов с водосборных территорий. Модуль стока является универсальной характеристикой, которая, независимо от порядка и водности реки, выступает в качестве меры интенсивности антропогенного воздействия

Таблица 1

Максимально допустимые модули стока биогенных элементов на субакватории Балтийского моря

субакватория	Площадь водосбора, км2	максимально допустимое поступление, тоннтод-1		максимально допустимый модуль стока, кг^км-2тод-1
		фосфора общего Q(TP)мАк	Азота общего Q(TN)мАк	фосфора общего M(TP)мак	Азота общего M(TN)мак
Ботнический залив	259 620	2 585	51 436	9,96	198
Ботническое море	224 910	2 457	56 786	10,90	253
Центральная Балтика	496 185	6 746	233 259	13,60	470
Финский залив	413 100	4 860	106 680	11,80	258
Рижский залив	102 040	1 430	78 403	14,00	768
Датские проливы	27 365	1 409	30 893	51,50	1 129
Каттегат	79 530	1 573	44 257	18,80	556

Таблица 2 максимально допустимый экспорт биогенных элементов в финский залив со стоком рек

река	Площадь водосбора, км2	Максимально допустимый экспорт, тоннтод-1		река	Площадь водосбора, км2	Максимально допустимый экспорт, тоннтод-1
		Q(TP)	Q(TN)			Q(TP)	Q(TN)
Нева	286 553	3 381,0	73 931	Селезневка	623,0	7,4	161
Нарва	56 797	670,0	14 654	Серьга	557,0	6,6	144
Луга	13 200	156,0	3 406	Хаболовка	330,0	3,9	85
Ягала	1 570	18,5	405	Стрелка	155,0	1,8	40
Пирита	799	9,4	206	Лебяжья	101,0	1,2	26
гороховка	731	8,6	189	Сытке	93,7	1,1	24
Кейла	682	8,0	176	чулковка	72,0	0,8	19
черная	668	7,9	172	Кикенка	68,0	0,8	18

Cреда обитания

в водосборе. Согласно [9], в качестве периода относительного гидрохимического фона рекомендуется использовать временные периоды до 1970 г., поскольку в последующие годы резко возросло антропогенное воздействие на природные воды. Для рек с более коротким рядом наблюдений допускается использование фоновых данных по реке-аналогу или первому периоду наблюдений. В районах, где антропогенное воздействие отмечено ранее 1970 г., в качестве фонового следует выбрать период до начала такого воздействия.

К сожалению, реализовать вышеуказанные рекомендации не всегда представляется возможным, поскольку в период до 1970 г. определения фосфора валового и азота общего (в зарубежной литературе фосфор общий – TP и азот общий - TN) не проводились. Более того, для ряда рек, частично контролируемых и неконтролируемых, до настоящего времени отсутствуют данные гидрохимических и/или гидрологических наблюдений.

Одним из важнейших факторов, стимулирующих развитие процесса эвтро-фирования водоема, является фосфорная нагрузка с его водосборного бассейна, которая имеет две составляющие – природную и антропогенную. Природная составляющая зависит от первичной продукции наземных экосистем, которая, в свою очередь, контролируется факторами внешней среды – температурой, количеством осадков и испарением [4; 7; 18; 19].

Факторы внешней среды, воздействующие на продукционные процессы в водоемах и на суше, тесно связаны с географической зональностью, которая включает в себя широтную, меридиональную и высотную поясность. географическую зональность можно рассматривать как фактор, интегрирующий влияние эдафических и климатических условий на продуктивность водных экосистем [1].

На основании фактических данных нами была предложена эмпирическая зависимость между модулем фонового стока фосфора валового с водосборной территории и широтой местности для интервала широт от 10о с.ш. до 70о с.ш. [11]:

М(TР)^ФОН = 221 – 52,3 ⋅ ln ϕ (1)

Используя зависимость (1), были выполнены расчеты фонового стока фосфора валового (TP) для ряда рек бассейна Балтийского моря (табл. 3).

Для оценки модулей фонового стока азота общего с водосборных бассейнов были использованы три различных подхода, поскольку в доступных литературных источниках единая методика для таких расчетов отсутствует.

Согласно [5], о природной составляющей выноса биогенных веществ с Российской части изучаемой территории можно судить по картосхеме, построенной сотрудниками Института озероведения РАН г.А. Алябиной и И.Н. Сорокиным на основе многолетних стационарных и полевых исследований на водосборах Северо-запада России [6]. В этой работе представлено районирование природного выноса TP и TN на водосборе Финского залива в зависимости от ландшафтов в области Балтийского кристаллического щита и Русской равнины. Для выделенных районов определены значения модулей выноса М(TP)ФОН и М(TN)ФОН. Нами было проведено усреднение величин М(TP)ФОН и М(TN)ФОН. В этом случае соотношение между модулями фонового стока азота общего и фосфора общего описывается следующей формулой:

М(TN)ФОН = 42,6∙М(ТР)ФОН (2)

Другой вариант поиска количественного соотношения между М(TN)ФОН и М(TN)ФОН базировался на данных, приведенных в работе [12]. Используя эти данные, были рассчитаны величины М(TN)ФОН / М(ТР)ФОН. В рассматриваемом варианте соотношение между модулями фонового стока азота общего и фосфора общего описывается следующей формулой:

М(TN)ФОН = 28,7∙М(ТР)ФОН (3)

Terra Humana

Таблица 3

модули фонового стока (эмиссия) фосфора валового с водосборов рек бассейна Балтийского моря

река	М(ТР)ФОН, кг^км-2 • год-1	река	М(ТР)ФОН, кг^км-2 • год-1
Нева	4,9	Караста	6,5
Луга	6,8	Коваши	6,5
Нарва	7,8	Селезневка	5,7
Желча	7,7	Приветная	6,2
Великая	9,3	Плюсса	7,8

Согласно [17], олиготрофному статусу водного объекта соответствует соотношение TN:TP = 35. Олиготрофный водоем содержит незначительное количество биогенных веществ. С другой стороны, олиготрофный трофический статус обусловлен поступлением в водный объект небольших количеств азота общего и фосфора общего, которое можно рассматривать как фоновое поступление. В этом случае можно принять в качестве первого приближения, что соотношение TN:TP = 35 соответствует соотношению модулей фонового стока с водосборного бассейна, то есть М(TN)ФОН/ М(TP)ФОН = 35. Или

М(TN)^ФОН = 35 ⋅ М(TP)^ФОН (4)

Таким образом, при рассмотрении трех вариантов соотношения модулей фонового стока азота общего и фосфора общего были получены три различных величины: 28,7 (N = 10), 42,6 (N = 9) и 35 (N =1), где N – количество значений М(TN)ФОН/ М(TP)ФОН, использованных при расчете среднего соотношения. По этим данным было рассчитано средневзвешенное значение М(TN)ФОН/ М(TP)ФОН:

М(TN)^ФОН/М(TP)^ФОН = (42,6 ⋅ 9 + 28,7 ⋅ 10 + + 35 ⋅ 1)/(10 + 9 + 1) = 35,3 (5)

М(TN)^ФОН = 35,3 ⋅ М(TP)^ФОН (6)

Формула (6), ориентировочно характеризующая соотношение между модулями фоновых стоков азота общего и фосфора общего с водосборных бассейнов, была использована для последующих расчетов (табл. 4). Эту формулу целесообразно использовать для сугубо ориентировочных расчетов, поскольку она не учитывает региональных особенностей водосборных бассейнов.

Для расчета удержания химических веществ водосборами и их гидрографической сетью в Институте водной экологии и внутреннего рыбоводства германии разработана эмпирическая модель, основан- ная на результатах обобщения натурных наблюдений на 100 европейских реках с площадями водосборов от 121 до 194000 км2 и озерностью 0,2–20,3% от значений общей площади изучаемых водосборов [13, 20, 14]. Вынос вещества с водосбора и нагрузка на водный объект L, принимающий сток воды и примесей, рассчитывается следующим образом:

L = R t ∙L tot = (1 – R r )∙L tot ,           (7)

где Rt и Rr – коэффициенты выноса и удержания вещества (безразм.), соответственно. Авторами модели предложены следующие эмпирические соотношения, связывающие значения упомянутых коэффициентов для общего фосфора, общего и минерального (Nмин) азота со значениями модуля стока q [L3L-2T-1] и гидравлической нагрузкой на водные объекты водосбора HL [L T-1]:

Rt = 1 – Rr = 1/(1 + a1qb1),           (8)

Rt = 1 – Rr = 1/(1 + a2HLb2),       (9)

где a1, b1, a2 и b2 – безразмерные эмпирические параметры.

значение гидравлической нагрузки HL пропорционально модулю стока q и обратно пропорционально относительной площади водной поверхности W (% от общей площади водосбора) (табл. 5):

HL = 3,15q/W,            (10)

если q – в л∙км-2∙с-1 и HL – в м∙год-1.

В соответствии с формулами (9) и (10) увеличение площади водных объектов, выраженное в % от общей площади водосбора, приводит к увеличению удержания биогенных элементов и, соответственно, – к снижению значений выноса веществ с водосбора. В то же время увеличение стока приводит как к увеличению эмиссии веществ из почв, так и к уменьшению удержания биогенов водными объектами водосбора (в соответствии с (8) – (10).

Таблица 4

модули фонового стока фосфора общего и азота общего для некоторых рек бассейна Балтийского моря

река	F, км2	R, м3/с	м(TP)фОН кг/км2	м(TN)фОН кг/км2
Нева	286 553	2 500,0	4,9	173
Нарва	56 797	399,0	7,8	275
Великая	25 200	134,0	9,3	328
Луга	13 200	93,0	6,8	240
Желча	1 220	12,6	7,7	272

Примечание. Расчет М(TN)ФОН проведен по формуле (6)

Cреда обитания

С использованием уравнения (8) удается оценить удержание химических веществ водосбором и русловой сетью в зависимости от характеристик стока и размеров водосбора. если изучаемый водосбор характеризуется высоким значением доли водной поверхности в общей площади водосбора, то для расчетов целесообразно применять соотношение (9).

значения эмпирических параметров a1, b1, a2 и b2 задаются в соответствии с данными табл. 6 [15].

Антропогенная составляющая поступления биогенных элементов в водных объект Q(TP)А или Q(TN)А рассчитывается как разница между максимально допустимым экспортом Q(TP) или Q(TN) и фоновым поступлением Q(TP)ФОН или Q(TN)ФОН:

Q(TP)А = Q(TP) =F ∙M(TP)МАК

МАК – Rt∙F∙М(ТР) – Rt∙F∙М(ТР)ФОН

ФОН

Q(TN)А = Q(TN)МАК – Rt∙F ∙М(ТN)ФОН = =F ∙M(TN)МАК– Rt∙F ∙М(ТN)ФОН    (12)

Формулы (9) и (10) позволяют рас- считать антропогенную составляющую экспорта биогенных элементов в трансграничные водные объекты. Именно эта составляющая и подлежит квотированию между сопредельными странами.

Третий этап исследования заключался в разработке подходов к квотированию биогенной нагрузки между сопредельными государствами на трансграничные водные объекты. В основу квотирования были положены результаты анализа экспорта биогенных элементов (общего фосфора и общего азота) в Балтийское море со стоком четырнадцати трансграничных рек [2]. В этой работе показано, что наиболее информативными показателями при построении количественных моделей, описывающих зависимость поступления биогенных элементов в Балтийское море со стоком трансграничных рек, являются количество населения на территории водосборного бассейна и площадь пахотных угодий на водосборе.

На основе выявленных закономерностей предлагается два подхода к квотированию антропогенной биогенной нагрузки на трансграничные водные объекты. Согласно первому подходу, распределение антропогенной биогенной нагрузки между сопредельными государствами целесообразно рассчитывать пропорционально долям населения на водосборной территории. Второй подход предполагает проведение расчетов пропорционально долям распаханных земель.

Для расчетов используются следующие формулы:

Q(TP)А = Q(TP)А∙[NI/(NI+NJ) + 1 –

– NI/(NI+NJ)]                (13)

Q(TN)А = Q(TN)А∙[NI/(NI+NJ) + 1 –

– NI/(NI+NJ)]                 (14)

Таблица 5

Относительные площади водных поверхностей водосборов некоторых трансграничных рек бассейна Балтийского моря

река	сопредельные государства	Водосбор, км2	W, %
Кемийоки	Россия, Финляндия, Норвегия	51 127	5
Нева	Россия, Финляндия	286 553	16
Вуокса	Россия, Финляндия	68 501	18
Нарва	Россия, Эстония, Латвия	56 200	8
Даугава	Россия, Беларусь, Латвия, Литва	69 271	3
Неман	Россия, Беларусь, Литва, Польша	97 864	3
Преголя	Россия, Польша, Литва	14 685	2
Йянисйоки	Россия, Финляндия	3 861	8

Terra Humana

Таблица 6

значения эмпирических параметров в формулах (8) и (9)

Элемент	Площадь водосбора, F	a1	b1	a2	b2
Фосфор общий	Для всех водосборов	26,6	–1,71	13,3	–0,93
	< 1000 км2	41,4	–1,93	57,6	–1,26
	1000-10000 км2	21,7	–1,55	9,3	–0,81
	> 10000 км2	28,9	–1,80	26,9	–1,25
Азот общий	Для всех водосборов	–	–	1,9	–0,49
Азот общий	Для озер	–	–	7,28	–0,49

Таблица 7 распределение максимально допустимого поступления биогенных элементов в трансграничную р. Нарва с водосборов россии и Эстонии

страна	Q(TP)мАк, тонн/год	Q(TP)фОН, тонн/год	Q(TP)А, тонн/год	Население	максимально допустимый экспорт, тонн/год
Россия	670	235	435	540 000	255
Эстония				380 000	180
	Q(TN)МАК, тонн/год	Q(TN)ФОН, тонн/год	Q(TN)А, тонн/год
Россия	14 654	7 256	7 398	540 000	4 342
Эстония				380 000	3 056
	Q(TP)МАК, тонн/год	Q(TP)ФОН, тонн/год	Q(TP)А, тонн/год	Площадь распаханных земель, км2	Максимально допустимый экспорт, тонн/год
Россия	670	235	435	6 688	232
Эстония				5 860	203
	Q(TN)МАК, тонн/год	Q(TN)ФОН, тонн/год	Q(TN)А, тонн/год	Площадь распаханных земель, км2
Россия	14 654	7 256	7 398	6 688	3 943
Эстония				5 860	3 455
Усредненные величины максимально допустимого экспорта фосфора общего, тонн/год
Россия	244
Эстония	191
Усредненные величины максимально допустимого экспорта азота общего, тонн/год
Россия	4 142
Эстония	3 256

Q(TP)А = Q(TP)А∙[ПРзI/(ПРзI+ПРзJ) + 1 –

– ПРзI/(ПРзI+ПРзJ)]      J (15)

Q(TN)А = Q(TN)А∙[ПРзI/(ПРзI+ПРз ) + 1 –

– ПРзI/(ПРзI+ПРзJ)],      J (16)

где NI и NJ – количество населения на водосборе I-й страны J-й страны соответственно; ПРзI и ПРзJ – площади распаханных земель на водосборах сопредельных стран.

Для иллюстрации вышеприведенных соотношений были проведены расчеты максимально допустимого экспорта биогенных элементов в р. Нарва между сопредельными странами (Россией и Эстонией)