Особенности моделирования экосистемы проектируемого водохранилища для управления водохозяйственной деятельностью

Одним из путей снижения антропогенной нагрузки на речные системы является зарегулирование речного стока. В качестве примера можно назвать сооружение Крапивинского водохранилища в Кемеровской области. Планируется, что основная масса загрязнений, поступающих в реку Томь в районе Новокузнецка, вследствие резкого замедления скорости течения будет оставаться в будущем водохранилище и разлагаться из-за естественного процесса самоочищения. В то же время для соблюдения требований экологической безопасности необходимо оценить состояние экосистемы проектируемого водохранилища в зависимости от динамики поступления загрязнений. Для прогнозирования качества воды в проектируемом объекте водного хозяйства подходят только методы математического моделирования (см., например, [1]). Вместе с тем для получения разрешимой системы уравнений модели будущей водной экосистемы требуется выдвинуть и обосновать некоторые методические предположения [2].

В качестве исходной информации для моделирования необходимы данные специального мониторинга. В российских условиях можно рассчитывать только на многолетние данные пунктов наблюдений Роскомгидромета: по водному и температурному режимам, морфометрии, актинометрии и качеству вод бассейна реки в районе сооружения водохранилища. Для моделирования динамики водной экосистемы сценарии внутригодового распределения компонентов во входном створе могут быть выбраны исходя из реальных данных по содержанию минеральных форм азота (аммоний, нитриты, нитраты), фосфора, кислорода, хлорофилла «а», фитопланктона, органических и взвешенных веществ.

Для моделирования в будущей экосистеме биогеохимических циклов трансформации биогенных веществ требуется исходная информация по содержанию органических форм азотных и фосфорных соединений, что не контролируется службами Роскомгидромета. Вместе с тем, оставаясь в границах применимости подхода, можно ис пользовать следующую цепочку предположений: исходя из известных данных по общему содержанию органических веществ, содержание углерода в неживой органике компонентов экосистемы полагаем приблизительно равным половине от общего веса [3]. Далее для оценки искомых органических форм считаем, что стехиометрические отношения содержания углерода, азота и фосфора в компонентах экосистемы постоянны и равны 106:16:1 от общего веса [4].

В связи с изменением скорости течения зарегулированной реки меняется содержание взвешенных веществ во входном створе водохранилища. Здесь следует использовать предположение о том, что основной источник взвеси в речной воде - частицы почвы, смытые с водосборной площади. А потому содержание органики во взвеси на входе коррелирует с ее содержанием в поверхностном слое доминирующего на водосборе типа почвенного покрова, и содержание органики составляет примерно 10% от общего веса почвы [5]. Разумеется, для водоема, где основной источник взвеси - отмерший планктон, такое предположение неприемлемо.

Для оценки боковой нагрузки следует провести инвентаризацию основных сосредоточенных (точечных) источников загрязнений, а затем по балансовым соотношениям с учетом эффекта самоочищения реки найти интенсивность рассеянных источников загрязнений на данном участке водосборного бассейна.

Начальные значения концентраций веществ и остальные менее значимые в балансе веществ параметры могут быть оценены из результатов проведения численного расчета годовых циклов динамики состояния водной экосистемы до момента замыкания последних.

Таким образом, на примере приведенных эвристических предположений показан характер основных упрощающих предположений, позволяющих моделировать процессы в будущем водохозяйственном объекте для последующего управления экологическим состоянием территории.

Особенности моделирования экосистемы проектируемого водохранилища...

Одним из примеров реализации сформулированного подхода является модель «Биоген». В этой модели оцениваемых переменных модели тринадцать. Из них восемь компонентов относятся к водной среде: азот аммонийный NH4 (номер переменной 1), нитритный NO2 (2), нитратный NO3 (3), биомасса фитопланктона F (4), взвешенная D (5) и растворенная C (7) органика в фосфорных единицах, ортофосфатный фосфор I (6), растворенный кислород O2 (8). Пять компонентов относится к донным отложениям: органика CB (9), интерстициальные фосфор PB (10) и азот NB (12), наконец, сорбированные на твердой фазе фосфор PS (11) и азот NS (13).

Уравнения модели, описывающие трансформацию соединений в водной толще в нульмерном приближении, имеют вид:

-д_с,+лгп+сгь ’

F = D₁ · C₁ + D₂ · C₂ + D₃ · C₃ ,

E = U ■

u-A _u A

i+a2-u a2

s = vY + v,

где C_i – концентрация i -го компонента в водохранилище; W – объем водохранилища; t – время; R_i – скорость биохимической трансформации соответствующего соединения C_i ; Q₊ и C_+i – расход реки и концентрации компонентов в ней; Q_– – расход попуска из водохранилища; J_i – массовый поток на межфазной поверхности; Ω – площадь зеркала водохранилища; G_i – путевая нагрузка, характеризующая поступления с берегов; L – длина водохранилища.

Поступлениями с атмосферными осадками и грунтовыми водами в силу их малости пренебре-гается.

Полная запись членов R_i приведена ниже. R₁ = k · k₁ · C₇ – k · C₄ ·U₁ – k₂ · C₁ ,

R₂ = k₂ · C₁ – k · C₄ ·U₂ – k₃ · C₂ ,

R₃ = k₃ · C₂ – k · C₄ ·U₃ ,

R₄ = (U – E – S) · C₄ ,

R₅ = S · C₄ – k₅ · C₅ ,

R₆ = k₁ · C₇ – C₄ ·U ,

R₇ = k₅ · C₅ – k₁ · C₇ + E · C₄ ,

где имеются внутренние параметры модели, характеризующие: k – отношение азота к фосфору в экосистеме; H₁ – скорость продукции фотосинтеза фитопланктона; H₂ и H₃ – стехиометрические коэффициенты; H₄ – коэффициент дыхания фитопланктона; H₅ – коэффициент окисления органики; K_f – фотосинтетический коэффициент; D_i – предпочтительность в потреблении субстратов фитопланктоном (при i = 1 – аммонийного азота, при i = 2 – нитритного азота, при i = 3 – нитратного азота); A_i и V_i – интенсивности выделительной активности и смертности фитопланктона.

При этом использованы температурные зависимости коэффициентов k_i трансформации соединений для i = 1–3 и 5 зависимости вида: k_i = k_0i · T , где T – температура воды, ºC.

Зависимость максимальной скорости потребления биогенов фитопланктоном k₄ от температуры и освещенности имеет вид:

в котором

^ =

H_vk-UC₄ \ + K_f-и

-H2-k2Cv

Здесь использованы следующие выражения для скоростей процессов жизнедеятельности фитопланктона:

= r · e–Ke · h0

K_e = K_a + K_b · C₄ ,

Раздел 2. Прикладные исследования социально-экономических процессов где Io = 350 кал/см2 · сут. – оптимальная освещенность; Ia – среднесуточная освещенность, кал/см2 · сут.; t – время внутри суток, сут.; tp = 0,5 сут. – время пика освещенности; f – фотопериод, сут.; k0i – скорости, при i = 1, 2 и 3 – трансформации, соответственно, органики, аммонийного азота и нитритного азота, при i = 4 – потребления веществ фитопланктоном, a при i = 5 – разложения органической взвеси; Ti – коэффициенты температурной коррекции фитопланктона; Ka и Kb – коэффициенты экстинкции; h0 – рабочая глубина фитопланктона.

Поток кислорода через свободную поверхность водохранилища имеет вид J₈⁺ = k_r · D , где D рассчитывается аналогично C₀₈ и C₈ .

Коэффициент переноса через границу « воз -дух-вода» k_r определяется как k_r = 0,728 · √ V – 0,317 · V + 0,037 · V₂ , где C_o8 – предельное равновесное значение концентрации растворенного кислорода. Здесь размерность скорости ветра V – м/с, а коэффициента переноса k_r – м/сут.

В реальности поток кислорода в донные отложения J₈ ^– практически не зависит от концентрации кислорода в придонном слое, а потому будет уместным использовать для его оценки выражение того же вида, что и для потока кислорода, но для A = 1,09 и с использованием множителя J₀₈ – величины потока последнего при температуре T = 20°C.

Для определения значений массовых потоков на границе «вода-дно» реализован специальный модельный блок, описывающий трансформацию биогенов в донных отложениях dC^ a ■ J dCM „ r Kp\c№-C6>VrC6 dCu dt Lx dt

C11 = γp · C10, d.Cn               Kn • (C12 - Q )+ Vf ■ Q dCx 3

dt                                                dt

C13 = γn · C12.

где a – доля осевшего седимента, что участвует в обменных процессах; σ и L₁ – пористость и толщина донных отложений; k_m – коэффициент минерализации органики в донных отложениях; K_p и K_n – коэффициенты переноса фосфатов и аммония в илах; V_f – скорость фильтрации; γ_p и γ_n – константы обратимой линейной сорбции фосфора и азота.

Предполагается, что за счет конвективно диффузионного выноса в водоем попадает азот, в основном, в аммонийной форме.

Также использована температурная зависимость параметров процессов в донных отложениях K_p , K_n , γ_p , γ_n того же вида, что и для потока кислорода в донные отложения, с множителями, соответственно, K_op , K_on , γ_op , γ_on . Для коэффициента минерализации k_m следует использовать A = 1,03 и множитель k_om .

Упомянутые массовые потоки азота и фосфора на межфазной границе имеют вид:

J₆ = K_p · ( C₁₀ – C₆ ) + V_f · C₆ ,

J1 = Kn · (C12 – C1) + Vf · C1, где H – средняя глубина водохранилища в расчетный момент времени, м; ks – скорость седиментации; kc – коэффициент взмучивания.

Сформулированная модель имеет замкнутую форму и ориентирована на использование данных регулярного мониторинга в качестве исходной информации, что является важным преимуществом при реальном внедрении.