Изучение динамики процессов трансформации соединений азота и фосфора в экосистеме Вислинского залива Балтийского моря с помощью методов математического моделирования

Полный текст

ВВЕДЕНИЕ¹

ВЗ расположен в юго-восточной части побережья Балтийского моря в глубине Гданьского залива (рис. 1). Залив представляет собой узкую, вытянутую вдоль берега лагуну. По геоморфологическим и гидрологическим признакам ВЗ можно отнести к лагунным экосистемам “полуоткрытого” типа (Науменко, 2007; Александров, 2010), или, по другой классификации, к эстуариям морского типа (Михайлов, Горин, 2012). Площадь водного зеркала российской части акватории залива ~473 км² (~56%), суммарная площадь 838 км² (Гидрометеорологический…, 1971; Transboundary…, 2008). Объем котловины ВЗ ~2.3 км³, максимальная глубина 5.2 м, средняя – 2.7 м. От Гданьского залива Балтийского моря ВЗ отделен песчаной косой и соединяется с ним узким Балтийским проливом шириной 400 м и глубиной 8–12 м. Несмотря на свои небольшие размеры, пролив играет существенную роль в формировании структуры течений, водного и солевого баланса ВЗ, процессах обмена биогенными веществами между Вислинским и Гданьским заливами (Chubarenko, Margoński, 2008; Transboundary…, 2008; Witek et al., 2010).

 

Рис. 1. Географическое положение Вислинского залива Балтийского моря (по: Witek et al., 2003).

 

Гидрологический режим ВЗ формируется под совместным влиянием нескольких факторов. Наиболее важные из них – метеорологические условия, водообмен с Балтийским морем, поступление речных вод и мелководность залива (Гидрометеорологический…, 1971). Отнесение ВЗ к лагунным системам “полуоткрытого” типа (морским эстуариям) обусловлено интенсивным притоком морских вод на фоне относительно слабого речного стока (Михайлов, Горин, 2012). Нагонные явления и активное поступление морских вод в залив связаны с фронтальным положением Балтийского пролива относительно преобладающих ветров западных направлений.

В залив впадает одна из самых крупных рек Калининградской обл. – р. Преголя. Она характеризуется снеговым весенним половодьем и паводочным режимом (Лукашин и др., 2018). Годовой сток р. Преголя достигает 1.53 млн м³, что обеспечивает ~44% всего притока пресной воды в мелководный ВЗ (Krechik et al., 2020). Остальные реки, впадающие в залив, находятся и в российской, и в польской частях. Основные реки, воды которых поступают в залив и за счет которых формируется почти весь материковый сток, – Преголя, Пасленка, Эльблонг, Ногат, Прохладная, Бауда, Мамоновка и Нельма (Domnin et al., 2015). Самые многоводные месяцы – март и апрель, маловодный период длится с июня по октябрь. Количественные оценки внутригодового стока рек и степень их влияния на водный баланс ВЗ даны в работах (Witek et al., 2010; Domnin et al., 2015; Подгорный, 2018).

ВЗ можно рассматривать как опресненный морской водоем. Среднемноголетняя соленость воды в заливе ~3.7‰. Значения солености могут изменяться в достаточно широких пределах (Александров, 2010). Основные факторы, влияющие на пространственно-временную динамику солености, – направление и сила ветра. Во время устойчивых ветров западного и северного направлений значительно возрастает заток морских вод, что может приводить к повышению солености в центральной части залива до 6–8‰ (Гидрометеорологический…, 1971; Transboundary…, 2008). Таким образом, под влиянием речного стока может формироваться “эстуарный барьер” (Михайлов, Горин, 2012) – зона смешения речных и морских водных масс с изменением солености воды от 1 до 8‰.

Формирование температурного режима вод ВЗ, в основном, обусловлено влиянием климатических условий района (Гидрометеорологический…, 1971; Подгорный, 2018). Ледовые явления начинаются во второй половине декабря, ледостав – в январе. Весенний ледоход наступает в начале февраля, заканчивается в конце марта, иногда – в начале апреля (Гидрометеорологический…, 1971; Лукашин и др., 2018). Средняя продолжительность ледостава составляет 67–75 сут, максимальная – 140 сут. Прогрев воды начинается, как правило, ранней весной. В марте–начале апреля происходит существенное повышение температуры воды. Максимальный прогрев (до 23–25°C) отмечается в июле. В ноябре из-за выхолаживания температура воды понижается до 1–3°C. Для термической структуры ВЗ на протяжении всего года характерна гомотермия (Гидрометеорологический…, 1971). Она обусловлена мелководностью залива, а также достаточно частыми и интенсивными процессами ветрового перемешивания.

Прозрачность воды ВЗ довольно небольшая. Это обусловлено мелководностью залива, частыми волнениями, которые взмучивают донных осадки, и высоким содержанием органической и неорганической взвеси (Гидрометеорологический…, 1971; Чечко, 2002; Александров, 2010; Подгорный, 2018; Подгорный, Дмитриева, 2022). Изменчивость прозрачности зависит от степени волнения, особенностей распределения речной и морской воды, характера течений, степени развития фитопланктона, интенсивности процессов биогидрохимической трансформации органической взвеси и скорости ее осаждения (Чечко, 2002; Chubarenko et al., 2002). Наибольшая прозрачность наблюдается в весенний период до начала активной вегетации фитопланктона (Александров, 2010).

ВЗ имеет большое рыбохозяйственное значение. Он играет важную роль в воспроизводстве запасов целого ряда промысловых видов рыб (Кейда, 2004).

ВЗ – трансграничный водоем. Это определяет необходимость выстраивания паритетных отношений между Россией и Польшей не только в вопросах проведения исследований, но также и в решении задач рационального использования водных биологических ресурсов залива, сохранения и улучшения его экологического состояния (Chubarenko, Margoński, 2008; Transboundary…, 2008; Witek et al., 2010).

Ежегодно в ВЗ поступают большие объемы различных форм соединений азота и фосфора (Александров, 2010; Witek et al., 2010). Поскольку залив аккумулирует значительное количество осадочных, растворенных и взвешенных веществ, в том числе и загрязняющих (Лукашин и др., 2018; Krechik et al., 2020), его экосистема очень уязвима и чувствительна к процессам эвтрофикации.

Трансформация веществ в водной среде происходит в результате сложного комплекса физико-химических взаимодействий, а также процессов потребления гидробионтами органических и минеральных компонентов, выделения продуктов обмена и отмирания гидробионтов. Изменения биомасс биотических компонентов экосистемы находятся в тесной взаимосвязи с развитием процессов трансформации веществ. При этом осуществляется круговорот соединений биогенных элементов.

Потоки веществ в водной экосистеме ВЗ и трансформация биогенных элементов формируются под совместным влиянием разнообразных внутриводоемных процессов. К ним относятся: взаимодействия и обмен веществ на границах вода – деятельный слой донных отложений и вода – воздух; перераспределение веществ по вертикали и горизонтали в пределах водоема в результате развития термогидродинамических процессов и при взаимодействии с другими водными объектами; поступление веществ из локальных и рассредоточенных источников. Значимость каждого процесса, его пространственно-временную изменчивость необходимо количественно оценить. Использование методов математического моделирования позволяет объединить различную информацию о состоянии водной экосистемы ВЗ и получить комплексную оценку процессов трансформации веществ. При этом становится возможным решение таких важных задач, как воспроизведение внутригодовой, межгодовой динамики концентраций растворенных и взвешенных веществ, а также пространственно-временной изменчивости биотических компонентов экосистемы.

Распространение РОВ и неорганических веществ и ВВ в морских прибрежных мелководных акваториях, морских заливах и устьевых участках рек в естественных условиях – сложный многофакторный, многомерный и многомасштабный динамический процесс (Podgornyi, Leonov, 2017). В зонах смешения речных и морских вод в устьях рек возникают так называемые “маргинальные фильтры” (Лисицын, 1994), в которых происходят важные экосистемные процессы. Скорости различных химических преобразований, в том числе и скорости важнейших процессов биохимических трансформаций соединений биогенных элементов в таких зонах значительно выше, чем в открытом море. Биологические процессы включают в себя деятельность живых организмов – от бактерий и простейших до зоопланктона. Важную роль в ряде случаев могут играть макрофиты. За счет биологических процессов осуществляется преобразование растворенных и взвешенных форм, в частности, биогенных элементов; перевод растворенных элементов во взвесь; биофильтрация, то есть извлечение взвеси из воды и перевод ее в донные осадки. Таким образом, морские прибрежные мелководные акватории, морские заливы и устьевые участки рек – это уникальные системы “химического и биохимического реактора” (Лисицын, 1994), которые функционируют в условиях сравнительно небольших глубин и невысоких температур. В функционировании эстуариев важное место занимают процессы образования и разложения ОВ. Органическое вещество (РОВ и ВВ) в природных водах играет ключевую роль в различных природных процессах, которые протекают в водной среде. Особенно велика его роль в мелководных акваториях, заливах и шельфовых морях, где концентрации органических (в том числе и взвешенных) веществ могут быть значительными. Например, в Балтийском море концентрации органических компонентов, как правило, в 3–4 раза выше, чем в океанах (Maciejewska, Pempkowiak, 2014, 2015). В водах мелководных лагун содержание органических ВВ обычно еще более значительно и существенным образом влияет на скорости и направленность процессов функционирования этих экосистем.

К сожалению, вопросы изучения процессов распространения и биогидрохимической трансформации ВВ изучаются, в основном, с точки зрения гидрологии, морфологии и гидродинамики (Лисицын, Баренблатт, 1983). Само ВВ при моделировании нередко рассматривают просто как “пассивную примесь” или трассер (Руховец, 1982; Рянжин и др., 1984; Рябченко и др., 2006; Molchanov et al., 2010). Такой подход, безусловно, допустим, но только в случае, когда решается локальная задача изучения пространственно-временнóй динамики взвесей, попадающих в водную среду в силу разных причин. Однако если ставится более сложная и комплексная задача всестороннего исследования процессов трансформации взвешенных и растворенных неорганических и органических соединений в природных водах, то тогда для ее решения наряду с непосредственными наблюдениями и лабораторными экспериментами необходимо привлекать и разные типы математических моделей водных экосистем, в частности, имитационные модели.

В настоящее время у исследователей имеется опыт применения уже нескольких тысяч экологических моделей водных экосистем разного уровня сложности и назначения. Они используют разнообразный математический аппарат, основаны на самых разных и довольно общих научных концепциях, которые допускают различную математическую формализацию (Айзатуллин, Шамардина, 1980; Ворович и др., 1981; Горстко и др., 1984; Леонов, 1986; Меншуткин, Воробьева, 1987; Воробьева, Меншуткин, 1989; Леонов, 1989; Михайлов и др., 1989; Добрынский, Рогаль, 1993; Цхай, Леонов, 1995; Astrakhantsev et al., 1996; Добрынский, Рогаль, 1997; Савчук, 1997; Цхай, Агейков, 1997; Menshutkin et al., 1998; The coupled…, 1998; Savchuk, Wulff, 1999; Savchuk, 2000; Chen et al., 2002; Астраханцев и др., 2003; Rukhovets et al., 2003; Delft 3D WAQ, 2005; Fulton, 2010; Rukhovets, Filatov, 2010; Fulton et al., 2019; Tskhai, Ageikov, 2020, 2021; Филатов и др., 2022; Isaev et al., 2022; Savchuk et al., 2022). Общепринятой методологии и универсальных методов исследования и моделирования динамики различных элементов природных экосистем в настоящее время не существует. Следует отметить, что применяемые для моделирования экосистем уравнения – не теоретические, а полуэмпирические.

Имеющийся опыт моделирования показывает, что необходимо учитывать многофакторную зависимость скоростей процессов от условий среды. Важно рассматривать также функциональную зависимость скоростей потребления веществ гидробионтами сразу от всей совокупности имеющихся в водной среде питательных элементов. Примеры построения и практического применения такого рода моделей (в том числе и для морских заливов) содержатся, например, в работах (Леонов, 1986, 1989, 1991; 2008; Леонов и др., 2004, 2005, 1994, 1996; Цхай, Леонов, 1995; Леонов, Сапожников, 1997; Леонов, Стыгар, 2001; Подгорный, Леонов, 2013а, 2013б; Подгорный, 2018; Подгорный, Дмитриева, 2022).

В работе (Подгорный, Дмитриева, 2022) основное внимание уделяли вопросам оценки адекватности имитационной модели экосистемы ВЗ, полное описание которой было дано в работе (Подгорный, 2018). При этом решали несколько важных методических задач, связанных с оценкой эффективности алгоритмов поиска параметров для биогидрохимического блока имитационной модели в условиях недостаточного объема данных наблюдений и сравнительно высокой их дисперсии; оценкой чувствительности модели к изменениям значений модельных параметров; оценкой возможных межгодовых различий значений эмпирических параметров модели. Были представлены некоторые результаты модельных расчетов, подтверждающих способность имитационной модели адекватно воспроизводить имеющиеся данные наблюдений.

Имитационное моделирование позволяет реализовать важное положение о необходимости совместного моделирования динамики наиболее важных компонентов биологической системы и среды ее функционирования (Подгорный, 2003, 2018).

Цель настоящей работы – провести модельное исследование динамики процессов биогидрохимической трансформации органических и неорганических соединений азота и фосфора в воде ВЗ с учетом процессов в деятельном слое ДО, а также системно рассмотреть имеющиеся гидробиологические, гидрохимические и гидрофизические знания о процессах, протекающих в экосистеме ВЗ. Важные задачи моделирования, решающиеся в данной работе, связаны с изучением внутригодовой динамики соединений азота и фосфора, времени оборота и составляющих баланса соединений биогенных элементов в экосистеме ВЗ, а также степени их временной изменчивости.

МАТЕРИАЛ И МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЯ

Разработка и формирование структуры экологической имитационной модели проведены с учетом имеющейся гидробиологической и гидрохимической базы данных наблюдений АтлантНИРО, которые получают в ходе проведения регулярного многолетнего мониторинга ВЗ. Базы данных содержат сведения о ежемесячных (с марта–апреля по октябрь–ноябрь) измерениях гидрологических, гидрохимических и гидробиологических показателей на 6–9 постоянных станциях в пределах российской части ВЗ. Их расположение соответствует гидрологическому и гидрохимическому делению ВЗ. Гидрохимические исследования проводят стандартными методами химического анализа воды (Методы…, 1978; Руководство…, 2003). При выполнении мониторинга на каждой станции измеряют температуру, соленость, прозрачность воды, эпизодически – содержание ВВ. Гидрохимические измерения включают в себя определения растворенного в воде кислорода, БПК₅, pH, аммонийного азота, азота нитритов и нитратов, фосфора фосфатов, валового азота и валового фосфора. Гидробиологические данные содержат сведения о концентрации хлорофилла а, первичной продукции, численностях и биомассах основных систематических групп фито-, зоопланктона и бентосных организмов. Кроме этих данных, нами использованы опубликованные материалы исследований экосистемы залива – российской и польской его частей (Гидрометеорологический…, 1971; Чечко, 2002; Chubarenko et al., 2002; Ежова и др., 2004; Науменко, 2007; Chubarenko, Margoński, 2008; Transboundary…, 2008; Александров, 2010; Witek et al., 2010; Дмитриева, Семенова, 2012). Методика построения математической модели ВЗ, формирования базы исходных данных гидрохимических и гидробиологических наблюдений, методология подготовки входных данных по гидрологическому и гидрометеорологическому режимам залива рассмотрены в работе (Подгорный, 2018). Модель ВЗ разработана на тех же самых теоретических принципах и методологических предпосылках, которые ранее использовали при создании и всесторонней проверке имитационной математической модели для исследования процессов в экосистеме Невской губы Финского залива (Подгорный, 2003; Подгорный, Леонов, 2013а, 2013б; Podgornyi, Leonov, 2015). В отличие от модели, которая разработана для Невской губы, в структуру модели ВЗ внесены существенные дополнения и изменения. В частности, в модели ВЗ рассматриваются циклы соединений четырех биогенных элементов (C, N, P, Si); процессы с участием трех систематических групп фитопланктона (диатомовых и зеленых водорослей, цианобактерий); двух групп зоопланктона (мирной и хищной); макрофитов; пяти систематических групп бентосных организмов (хирономид, олигохет, полихет, моллюсков, мизид); учтены процессы биогидрохимической трансформации в верхнем деятельном слое донных отложений; учтено влияние ветроволновой нагрузки на процессы седиментации ВВ и ресуспензии ДО и ряд других процессов.

Структура экологической части имитационной модели экосистемы ВЗ состоит из нескольких базовых блоков (Подгорный, 2018). Основной компонент всей модели – биогидрохимический блок. Его использование после выполнения необходимых процедур параметрической настройки позволяет количественно исследовать механизмы процессов биогидрохимической трансформации соединений C, N, P, Si и динамики растворенного кислорода в экосистеме ВЗ. При этом одновременно учитывают как взаимодействия компонентов экосистемы, так и совокупное воздействие на них природных и антропогенных факторов. В модели реализована совместная математическая формализация процессов трансформации биогенных веществ для водной среды и верхнего (деятельного) слоя ДО. Биогидрохимический блок имитационной модели состоит из двух взаимосвязанных и взаимозависимых частей: “Планктонного блока” и блока “Бентос” (Подгорный, 2018). В данной работе представлены результаты моделирования процессов трансформации только для соединений азота и фосфора.

Структуры циклов азота и фосфора в планктонном блоке модели показаны на рис. 2. На этих схемах символами C_i обозначены концентрации (мг/л) рассматриваемых в модели соединений биогенных элементов. Символами B ^j_i обозначены биомассы (мг/л). В этом представлении индекс i задает сокращенное название биотических компонентов модели, а индекс j определяет, в единицах какого биогенного элемента (N или P) выражена их биомасса.

 

Рис. 2. Структура циклов азота (а) и фосфора (б) в планктонном блоке имитационной модели экосистемы Вислинского залива Балтийского моря. Bacill – диатомовые водоросли, Chlor – зеленые водоросли, Cyan – цианобактерии, HerbZoopl – мирный зоопланктон, MacroPh – макрофиты, PredZoopl – хищный зооланктон.

 

Построение бентосного и планктонного блоков имитационной модели ВЗ проведено на основе одних и тех же методологических принципов и подходов (Подгорный, 2018). Этим обеспечено внутреннее логическое единство и функциональное единообразие в описании всей совокупности наиболее важных биогидрохимических процессов, которые рассмотрены в модели. Выполнение модельных расчетов требует одновременного использования и планктонного, и бентосного блока модели. Сопряжение этих двух блоков в единый биологический блок происходит через соответствующие потоки вещества. На каждом шаге по времени они определяют скорости изменения всех компонентов модели в результате процессов их биогидрохимической трансформации и внутригодовых биологических циклов.

Вспомогательные блоки имитационной модели позволяют задать значения эмпирических параметров модели; импортировать необходимые для расчетов метеорологические, гидрологические, гидрохимические данные (скорость и направление ветра, температуру и соленость воды, интенсивность солнечной радиации на водной поверхности, внешнюю биогенную нагрузку, интенсивность речного стока, водообмен с Гданьским заливом Балтийского моря), данные натурных наблюдений и начальные данные; выполнить расчеты времени оборота и потоки растворенных и взвешенных веществ между выделенными компонентами модели; осуществить графическое представление результатов моделирования с сохранением всех графиков; сохранить данные моделирования в виде текстовых файлов, а также выполнить экспорт результатов расчетов в таблицы Excel в определенном формате представления данных для последующего их дополнительного анализа. Имеется также важный вспомогательный блок, который позволяет в автоматическом режиме осуществить процедуры подбора ряда эмпирических параметров имитационной модели по имеющимся рядам данных непосредственных наблюдений (Подгорный, 2003; Podgornyi, Leonov, 2015).

Для задания внешней биогенной нагрузки на экосистему ВЗ использовали массивы имеющихся данных наблюдений за речным стоком и концентрациями биогенных соединений в воде каждой из рек, впадающих в ВЗ. Кроме того, учитывали поступление соединений биогенных элементов в результате сбросов коммунально-бытовых и промышленных сточных вод г. Калининград. Чтобы задать внешнюю биогенную нагрузку на залив за счет поступления в него морских вод, использовали имеющиеся измерения концентраций биогенных веществ в верхнем 20-метровом слое воды в северной части Гданьского залива. Необходимые данные по содержанию в морской воде аммонийного азота, нитритного и нитратного азота, общего азота, растворенного неорганического и общего фосфора, неорганического кремния, растворенного в воде кислорода и концентрации хлорофилла а получены из базы данных о состоянии окружающей среды Балтийского моря. Подробно методика подготовки данных по биогенной нагрузке на акваторию ВЗ описана в работе (Подгорный, 2018).

Поскольку с помощью модели изучается внутригодовая динамика циклов разных биогенных элементов, биомассы планктонных и бентосных организмов должны быть одновременно выражены в нескольких единицах (Подгорный, 2018). С учетом выбранной структуры модели и уровня описания циклов биогенных элементов биомассы гетеротрофного бактериопланктона выражены в единицах C, N, P, Si; биомассы простейших организмов, диатомовых водорослей, хищного зоопланктона, хирономид, олигохет, полихет, моллюсков, мизид – в единицах N, P, Si; цианобактерий и зеленых водорослей, хищного зоопланктона, макрофитов – в единицах N, P. В планктонном блоке имитационной модели рассматриваются 45 переменных состояния, из них 35 переменных относятся к водной среде и 10 – к ДО. В блоке “Бентос” модели экосистемы ВЗ рассматриваются 15 переменных состояния.

В данной работе параметрическая настройка модели и модельные расчеты проведены для периода 1998–2000 гг. с применением только пространственно-однородного варианта модели. Файлы входных данных подготовлены с помощью процедур сплайн-интерполяции (Подгорный, 2018) с дополнительным применением алгоритмов моделирования нормально распределенных случайных величин (Брандт, 2003).

В модели для пересчета значений сырой биомассы в биомассу, выраженную в единицах углерода, азота, фосфора, кремния использовали следующие соотношения (Гутельмахер, 1986; Andersen, Hessen, 1991; Witek et al., 2010; Kiørboe, 2013; Подгорный, 2018): в 1 мг сырой биомассы бактриопланктона, простейших организмов, фитопланктона, зоопланкона, хирономид, олигохет, полихет и мизид в среднем содержится 0.1 мг углерода (10%), в 1 мг сырой биомассы моллюсков – 0.05 мг углерода (5%); для бактериопланктона, простейших организмов, зоопланктона соотношение C : N : P :Si равно 40 : 10 : 1 : 10, для фитопланктона – 40 : 7 : 1 : 17, для моллюсков – 150 : 10 : 1 : 2; для хирономид, олигохет, полихет и мизид – 90 : 20 : 2 : 1.

Для каждого из трех лет (1998, 1999 и 2000 гг.) все модельные расчеты проводили для всего года (с 1 января по 31 декабря). Шаг по времени был 0.1 сут. При вычислениях принимали, что средняя глубина воды 2.7 м, объем воды 2.3×10⁹ м³.

Начальные значения переменных имитационной модели при выполнении процедур поиска параметров задавали либо по имеющимся данным наблюдений, либо путем экспертных оценок с последующим их уточнением с помощью автоматически выполняемых процедур оптимизации (Подгорный, 2003; Podgornyi, Leonov, 2015). В качестве начальных значений концентрации Chl_a (хлорофилла а) и глубины видимости белого диска (Z_White) использовали данные непосредственных наблюдений этих переменных для рассматриваемых лет (1998–2000 гг.) (Witek et al., 2010). Начальные значения коэффициента экстинкции для каждого года выполнения калибровочных расчетов вычисляли по формуле ε = 1,7/ Z_White (Александров, 2010; Witek et al., 2010).

При проведении численных экспериментов и выполнении процедур подбора эмпирических параметров имитационной модели задавали постоянными значения (в долях единицы) коэффициентов предпочтения потребления гидробионтами тех или иных пищевых субстратов – соединений азота и фосфора. У каждого i-го гидробионта, питающегося на n субстратах, для коэффициентов предпочтения должно выполняться условие нормировки, т. е. равенство (Подгорный, 2018).

В качестве показателя адекватности модели использован критерий Тейла (Theil, 1971). Процедура подбора параметров биогидрохимического блока имитационной модели формализована в виде алгоритма прямого поиска (Подгорный, 2003; Podgornyi, Leonov, 2015). При выполнении калибровки модели использовали имеющиеся данные многолетних гидрохимических (разные компоненты соединений углерода, азота, фосфора, кремния) и гидробиологических (хлорофилл а, фито-, зоопланктон, бентос) наблюдений.

РЕЗУЛЬТАТЫ ИССЛЕДОВАНИЯ

Результаты моделирования показали, что по характерным особенностям внутригодовой динамики значений времени оборота модельных переменных, а также потоков растворенных и взвешенных веществ между выделенными компонентами модели, можно выделить три временных промежутка: 1–120, 121–273, 274–365 сут. В соответствии с этим далее будут представлены основные количественные показатели трансформации соединений биогенных элементов в экосистеме ВЗ.

Растворенный органический азот (рис. 3). В течение первых 120 сут концентрация DON в воде ВЗ менялась в пределах от 0.24 до 0.51 мг/л и в среднем была ~0.35 мг/л. В этот период временная изменчивость содержания DON в воде относительно невелика. Коэффициент вариации не превышал 20%. Во временном промежутке 121–273 сут концентрация DON в воде постепенно снижалась. В этот период существенно возрастала временная изменчивость. Коэффициент вариации был близок к 50%. В промежутке 120–273 сут концентрация DON в воде ВЗ менялась в пределах 0.14–0.55 мг/л, в среднем ~0.26 мг/л. С 274 до 365 сут средняя концентрация DON в воде увеличилась до 0.2 мг/л, диапазон изменения был 0.15–0.3 мг/л. Коэффициент вариации не превышал 19%.

 

Рис. 3. Результаты моделирования внутригодовой динамики растворенного органического азота: а ‒ концентрации DON, времени оборота (б) и составляющих баланса DON (значения даны в т/год) (в‒д) в экосистеме ВЗ. Здесь и на рис. 4‒10: а, б ‒ сплошными черными линиями даны средние многолетние значения концентраций на каждые сутки года, серым цветом – пределы изменчивости концентраций; в ‒ черными сплошными стрелками показаны те составляющие баланса, которые увеличивают содержание того или иного соединения азота или фосфора, черными прерывистыми стрелками – те, которые уменьшают, черными прерывистыми двойными стрелками – те, которые могут как уменьшать, так и увеличивать; цифрами в кружках обозначена нумерация составляющих баланса, названия которых даны в каждом кружке. Эта же нумерация использована на (г) и (д).

 

Количественная оценка значений времени оборота DON позволяет оценить интенсивность круговорота DON в экосистеме ВЗ. Данные моделирования показали, что в промежутке 1–120 сут среднее время оборота DON достигает ~14 сут, диапазон изменчивости – от 8 до 19 сут. На втором временном промежутке среднее время оборота снижается до 4.6 сут, минимальное значение – 2.4 сут. Это свидетельствует о существенной интенсификации биогидрохимических процессов трансформации DON. К концу года время оборота DON снова увеличивается (в среднем 9 сут), диапазон изменчивости – от 4 до 14 сут.

Модельный расчет составляющих баланса DON в экосистеме ВЗ показал, что во временных промежутках 1–120 и 274–365 сут наиболее важные факторы, определяющие содержание DON в воде залива, – его поступление из внешних источников и вынос в море. На втором временном промежутке существенно возрастает роль внутриводоемных процессов биогидрохимической трансформации. Наиболее важны процессы потребления DON гетеротрофными бактериями, экскреции DON планктонными и бентосными организмами. Достаточно существенна и роль простейших организмов. В суммарном годовом балансе потребление DON простейшими достигает примерно половины суммарного потребления DON гетеротрофными бактериями.

Аммонийный азот (рис. 4). Результаты модельных расчетов показали, что в течение всего года минимальные концентрации аммонийного азота в воде ВЗ были 0.04–0.05 мг/л, максимальные менялись в пределах 0.07 – 0.14 мг/л, а средние – 0.05–0.08 мг/л. Временная изменчивость N – NH⁺₄ достаточно невелика. Для выделенных временных промежутков значения коэффициентов вариации варьировали от 17 до 20%.

 

Рис. 4. Результаты моделирования внутригодовой динамики концентрации аммонийного азота (а), времени оборота (б) и составляющих баланса (в‒д) N – NH+4 в экосистеме ВЗ.

 

Данные моделирования показали, что на промежутке 1–120 сут среднее время оборота N – NH⁺₄ достигает ~4 сут, а диапазон изменчивости – 1.8–6.7 сут. На втором временном промежутке среднее время оборота снижается до 2.2 сут, а минимальное значение – 1.5 сут. К концу года время оборота N – NH⁺₄ становится в среднем 3.8 сут, а диапазон изменчивости – 2.2–5.2 сут. На указанных временных промежутках значения коэффициентов вариации для времени оборота N – NH⁺₄ менялись от 17 до 22.5%.

Модельные расчеты показали, что среди компонентов баланса аммонийного азота, которые увеличивают содержание N – NH⁺₄ в воде ВЗ, наиболее важные – поступление из внешних источников (особенно в весенний и осенний периоды), а также процессы экскреции N – NH⁺₄ планктонными и бентосными организмами и макрофитами. Наиболее значимый процесс, который уменьшает содержание аммонийного азота в воде, – биогидрохимическая трансформация N – NH⁺₄ в N – NO^–₂ . В суммарном годовом балансе на каждый из двух процессов (потребление N – NH⁺₄ фитопланктоном и вынос N – NH⁺₄ в море) приходится ~1/5 трансформации N – NH⁺₄ в N – NO^–₂ .

Азот нитритов (рис. 5). Модельные расчеты показали, что в течение всего года минимальные концентрации азота нитритов в воде ВЗ были 0.02–0.03 мг/л, максимальные менялись в пределах от 0.05 до 0.07 мг/л, средние – от 0.04 до 0.06 мг/л. Временная изменчивость N – NO^–₂ невелика. Для выделенных временных промежутков значения коэффициентов вариации варьировали от 13.8 до 15%.

 

Рис. 5. Результаты моделирования внутригодовой динамики азота нитритов (а), времени оборота (б) и составляющих баланса (в‒д) N – NO–2 в экосистеме ВЗ.

 

Данные моделирования показали, что среднее время оборота N – NO^–₂ на промежутках 1–120 и 274–365 сут достигает ~3.6 сут, в течение 121–273 сут – ~2.1 сут. Полученные значения в высокой степени сопоставимы со средним временем оборота N – NH⁺₄ на указанных промежутках. Это свидетельствует о тесной сопряженности процессов биогидрохимической трансформации. Для выделенных временных промежутков значения коэффициентов вариации времени оборота N – NO^–₂ менялись от 15 до 18.7%.

Наиболее значимые процессы, определяющие содержание N – NO^–₂ в воде ВЗ, – процессы биогидрохимической трансформации N – NH⁺₄ в N – NO^–₂ и N – NO^–₂ в N – NO^–₃ . Другие процессы оказывают существенно меньшее влияние.

Азот нитратов (рис. 6). Наиболее высокое содержание азота нитратов в воде ВЗ было в течение первых 120 сут. В этот период концентрация N – NO^–₃ менялась от 0.32 до 0.64 мг/л, а ее среднее значение достигало 0.51 мг/л. Коэффициент вариации приближался к 16%. На временном промежутке 121–273 сут концентрация N – NO^–₃ в воде постепенно снижалась. Средняя концентрация уменьшалась до 0.17 мг/л (в 3 раза), диапазон изменения был 0.11–0.34 мг/л. В этот период возрастала временная изменчивость. Коэффициент вариации был близок к 30%. Во временном промежутке 274–365 сут средняя концентрация N – NO^–₃ в воде увеличивалась до 0.23 мг/л, диапазон изменения был 0.13–0.41 мг/л. Коэффициент вариации не превышал 29%.

 

Рис. 6. Результаты моделирования внутригодовой динамики концентрации (а) азота нитратов, времени оборота (б) и составляющих баланса( в‒д) N – NO–3 в экосистеме ВЗ.

 

Данные моделирования показали, что среднее время оборота N – NO^–₃ на промежутках 1–120 и 274–365 сут достигал ~12.7 сут, в течение 121–273 сут – ~8.8 сут. Диапазоны изменчивости были 9.9–16.7 сут для первого промежутка, 6.5–12.2 сут для второго и 8.6–15.9 сут – для третьего. В течение модельного года значения коэффициентов вариации для времени оборота N – NO^–₃ варьировали от 9.6 до 13.9%.

Модельные расчеты показали, что среди компонентов баланса азота нитратов, которые увеличивают содержание N – NO^–₃ в воде ВЗ, наиболее важны процессы, связанные с биогидрохимической трансформацией N – NO^–₂ в N – NO^–₃ , а также поступлением N – NO^–₃ из внешних источников. Вклад притока N – NO^–₃ в залив особенно значим в весенний и осенний периоды. Среди компонентов баланса азота нитратов, которые уменьшают содержание N – NO^–₃ в воде ВЗ, наиболее значимы процессы потребления N – NO^–₃ фитопланктоном, вынос в море и трансформация N – NO^–₃ в свободный азот N₂.

Азот в составе детрита (рис. 7). Содержание азота в составе детрита в воде ВЗ в течение первых 120 сут по мере активизации биотических процессов возрастает. В этот период его средняя концентрация достигает 0.16 мг/л, диапазон изменчивости – 0.01–0.32 мг/л. В остальное время года средняя концентрация N_Detr в экосистеме ВЗ находится на уровне 0.22 мг/л, а диапазон его изменений – в границах 0.17–0.29 мг/л. Изменчивость N_Detr для временного промежутка 121–365 сут выражена незначительно. Значения коэффициентов вариации не превышают 10–15%.

 

Рис. 7. Результаты моделирования внутригодовой динамики концентрации (а) азота в составе детрита (N_Detr), времени оборота (б) и составляющих баланса (в‒д) N_Detr в экосистеме ВЗ.

 

Данные моделирования показали, что на промежутке 1–120 сут среднее время оборота N_Detr – ~9.7 сут, диапазон изменчивости – от 2.4 до 14.4 сут. На втором временном промежутке (121–273 сут) среднее время оборота снижается до 7.7 сут, а минимальное значение достигает 4.6 сут. К концу года (промежуток 274–365 сут) время оборота N_Detr снова увеличивается (в среднем 11.9 сут), диапазон изменчивости – от 5.6 до 15.4 сут. На указанных временных промежутках значения коэффициентов вариации для времени оборота N_Detr менялись от 20.6 до 26.5%. Следует отметить высокую внутригодовую изменчивость времени оборота N_Detr, особенно высокую в осенне-зимний период. Такая изменчивость обусловлена усилением ветровой активности и волнового воздействия в эти месяцы года и, как следствие, их влиянием на процессы оседания детрита в водной толще и ресуспензии верхнего слоя донных отложений. При сильных ветрах процесс осаждения взвесей может в значительной степени блокироваться, а интенсивность ресуспензии ДО – существенно возрастать.

Образование пула азота в составе детрита в ВЗ происходит главным образом в результате процесса отмирания планктонных, бентосных организмов и макрофитов. Следует отметить достаточно существенную роль простейших организмов. В периоды усиления ветровой активности возрастает роль ресуспензии верхнего слоя ДО. Важный источник N_Detr – его поступление в залив со стоком рек. Среди компонентов баланса азота в составе детрита, которые уменьшают содержание N_Detr в воде ВЗ, наиболее значимы процессы потребления N_Detr гетеротрофными бактериями, вынос его в море, процессы седиментации, потребление детрита мирным зоопланктоном.

Растворенный органический фосфор (рис. 8). Результаты моделирования показали, что внутригодовая динамика содержания DOP в водной среде ВЗ не имеет четко выраженных сезонных особенностей. На протяжении всего года средняя концентрация DOP в воде близка к 0.02 мг/л. Диапазон изменений значений DOP невелик: от 0.01 до 0.03 мг/л. Коэффициенты вариации для рассматриваемых временных промежутков меняются от 14.9 до 18.8%.

 

Рис. 8. Результаты моделирования внутригодовой динамики концентрации (а) растворенного органического фосфора (DOP), времени оборота (б) и составляющих баланса (в‒д) DOP в экосистеме ВЗ.

 

Данные моделирования показали, что на промежутке 1–120 сут среднее время оборота DOP достигает ~12 сут, диапазон изменчивости – от 4.2 до 16.5 сут. На втором временном промежутке среднее время оборота снижается до 3.5 сут, а минимальное значение – 2.4 сут. Это свидетельствует о существенной интенсификации биогидрохимических процессов трансформации DOP. К концу года на временном промежутке 274–365 сут время оборота DOP снова увеличивается в среднем до 10 сут, а диапазон изменчивости – от 4.4 до 16.7 сут. Коэффициенты вариации для рассматриваемых временных промежутков меняются в пределах 20–31%.

Данные моделирования свидетельствуют, что наиболее важный источник поступления DOP в водную среду ВЗ – процесс экскреции РОВ планктонными организмами и макрофитами. По сравнению с этим экскреция DOP бентосными организмами меньше в 3.6 раза, а поступление DOP с речным стоком – в 5.5 раз. Наиболее важные процессы, которые приводят к уменьшению содержания DOP в водной среде, – потребление DOP гетеротрофными бактериями, фитопланктоном и простейшими, а также вынос DOP из залива в море. В суммарном годовом балансе потребление DOP простейшими – ~50% суммарного потребления DOP гетеротрофными бактериями.

Растворенный неорганический фосфор (рис. 9). Данные моделирования показали, что на промежутке 1–120 сут наблюдается весенний максимум концентраций DIP в воде ВЗ. Он обусловлен процессами зимней аккумуляцией DIP, а также поступлением паводковых вод в залив. Средняя концентрация DIP в этот период – ~0.023 мг/л, диапазон изменения – 0.004–0.039 мг/л. Для первого временного промежутка свойственна высокая степень изменчивости содержания DIP в воде (коэффициент вариации 42.3%). Активизация и усиление вегетации фитопланктона приводит к снижению DIP до минимальных значений. На втором временном промежутке содержание DIP в воде ВЗ начинает возрастать (средняя концентрация ~0.018 мг/л, диапазон изменения 0.006–0.030 мг/л). Заметно уменьшается временная изменчивость (коэффициент вариации 30.0%). На третьем временном промежутке содержание DIP в воде ВЗ продолжает увеличиваться, средняя концентрация ~0.028 мг/л, диапазон изменения – 0.019–0.036 мг/л, коэффициент вариации – ~16%.

 

Рис. 9. Результаты моделирования внутригодовой динамики концентрации (а) растворенного неорганического фосфора (DIP), времени оборота (б) и составляющих баланса (в‒д) DIP в экосистеме ВЗ.

 

Данные моделирования показали, что на промежутке 1–120 сут среднее время оборота DIP достигает ~9.4 сут, диапазон изменчивости – от 2.6 до 14.9 сут. На втором временном промежутке среднее время оборота снижается до 4.8 сут, минимальное значение – 2.8 сут. Это свидетельствует о существенной интенсификации биогидрохимических процессов трансформации DIP. К концу года (промежуток 274–365 сут) время оборота DIP снова увеличивается (в среднем 12.3 сут), диапазон изменчивости тоже возрастает (6.7–16.7 сут). Коэффициенты вариации для рассматриваемых временных промежутков меняются в пределах 21.2–33.6%.

Имеет место достаточно высокая степень соответствия основных качественных особенностей и характера временной динамики времени оборота для DOP и DIP. Это свидетельствует о наличии тесной сопряженности процессов трансформации органических и неорганических соединений фосфора в воде ВЗ.

Данные моделирования свидетельствуют, что наиболее важные источники поступления DIP в водную среду ВЗ – процессы экскреции DIP гетеротрофными бактериями, простейшими, планктонными и бентосными организмами, а также поступление DIP в залив со стоком рек. В суммарном годовом балансе уровень экскреции DIP гетеротрофными бактериями примерно в два раза ниже, чем фитопланктона, а простейшими и зоопланктонными организмами – сопоставим между собой. Наиболее важные процессы, приводящие к уменьшению содержания DIP в водной среде, – потребление DIP фитопланктоном и макрофитами, а также вынос DIP из залива в море.

Фосфор в составе детрита (рис. 10). Содержание фосфора в составе детрита в воде ВЗ в течение первых 120 сут по мере активизации биотических процессов возрастает. В этот период его средняя концентрация – 0.022 мг/л, диапазон изменения – 0.002–0.045 мг/л. В остальное время года средняя концентрация P_Detr в экосистеме ВЗ находится на уровне 0.035–0.039 мг/л, диапазон его изменений – 0.027–0.045 мг/л. Изменчивость P_Detr для временного промежутка 121–365 сут выражена незначительно. Значения коэффициентов вариации не превышают 9.6–12%.

 

Рис. 10. Результаты моделирования внутригодовой динамики концентрации (а) фосфора в составе детрита (P_Detr), времени оборота (б) и составляющих баланса (в‒д) P_Detr в экосистеме ВЗ.

 

Данные моделирования показали, что в первые 120 сут среднее время оборота P_Detr достигает ~12.0 сут, диапазон изменчивости – 4.2–16.8 сут. На втором временном промежутке среднее время оборота снижается до 9.5 сут, минимальное значение – 7.4 сут. К концу года время оборота P_Detr снова увеличивается (в среднем 15.3 сут), диапазон изменчивости – 10.7–18.2 сут. Для указанных временных промежутков коэффициенты вариации времени оборота P_Detr менялись от 11.6 до 14.2%. Данные моделирования показали, что в течение всего года время оборота P_Detr на 2–3 сут выше времени оборота N_Detr.

Образование пула фосфора в составе детрита в ВЗ происходит главным образом в результате процесса отмирания планктонных, бентосных организмов и макрофитов. Следует отметить достаточно существенную роль простейших организмов. Важный источник P_Detr – его поступление в залив со стоком рек. Среди компонентов баланса фосфора в составе детрита, которые уменьшают содержание P_Detr в воде ВЗ, наиболее значимы процессы его трансформации в DOP, потребление P_Detr гетеротрофными бактериями, вынос P_Detr в море, а также потребление детрита мирным зоопланктоном.

ОБСУЖДЕНИЕ РЕЗУЛЬТАТОВ

Имитационная модель экосистемы ВЗ Балтийского моря показала свою эффективность. Ее применение позволило получить количественные оценки по важнейшим компонентам и особенностям функционирования экосистемы ВЗ, в том числе и по тем из них, которые не охвачены регулярными мониторинговыми исследованиями. Выполненная ранее параметрическая настройка и модельные расчеты выявили достаточно хорошее качественное и количественное соответствие результатов моделирования данным непосредственных наблюдений (Подгорный, Дмитриева, 2022). В рамках данной работы нами рассмотрены наиболее важные особенности внутри- и межгодовой динамики и изменчивости состояния экосистемы ВЗ, закономерности процессов биогидротрансформации и круговорота важнейших соединений биогенных элементов – азота и фосфора.

Характер временной динамики соединений азота и фосфора в экосистеме ВЗ существенным образом зависит от совокупности гидрохимических и гидробиологических процессов и их взаимодействия, а также от влияния гидрологических и гидрофизических процессов в тот или иной момент времени. Например, особенности временной динамики DON и DOP существенно различаются (рис. 3а, 8а) из-за различий структуры и интенсивности процессов биогидрохимической трансформации в циклах азота и фосфора, в результате чего с течением времени формируется определенный уровень концентраций растворенных ОВ. В то же время временная динамика N – NH⁺₄ и N – NO^–₂ качественно похожи, поскольку главенствует процесс гидрохимической трансформации N – NH⁺₄ в N – NO^–₂ . Заметное влияние на изменчивость временной динамики соединений азота и фосфора оказывают процессы ветрового воздействия (перемешивания) и обмена на границе вода – деятельный слой ДО. В зависимости от скорости ветра могут существенно изменяться условия и интенсивность процессов осаждения взвесей и ресуспензии верхнего слоя ДО. При сильных ветрах процесс осаждения взвесей может в значительной степени блокироваться, а интенсивность ресуспензии ДО – существенно возрастать. Роль ветровой нагрузки наиболее существенна в осенне-зимние месяцы года, когда возрастает частота сильных ветров и штормов. В весенний и осенний периоды увеличивается сток рек, а вместе с ним – и внешняя биогенная нагрузка на акваторию ВЗ. Как правило, в эти периоды возрастает и степень временной изменчивости соединений азота и фосфора в водной среде.

Обращает на себя внимание высокая степень соответствия основных качественных и количественных особенностей характера временной динамики значений времени оборота для DON и DOP. Это свидетельствует о тесной сопряженности процессов трансформации растворенных органических веществ в воде ВЗ. В качественном отношении основные особенности временной динамики времени оборота N_Detr и P_Detr также совпадают. Однако для всех трех рассматриваемых временных промежутков можно отметить более высокие значения времени оборота для P_Detr по сравнению с N_Detr. В среднем различия достигают 2 сут. Модельные вычисления позволили сделать вывод о единообразном характере временной динамики значений времени оборота для минеральных соединений азота и фосфора. Для всех рассматриваемых временных промежутков средние значения времени оборота для N – NH⁺₄ и N – NO^–₂ почти совпадают, для N – NO^–₃ они выше на 6.5–9 сут. Время оборота DIP по сравнению с N – NO^–₃ ниже на 3–4 сут на первом и втором временном промежутке и почти не отличается – на третьем.

Модельные расчеты потоков веществ позволили рассчитать балансы и оценить вклад тех или иных компонентов модели и процессов с течением времени и суммарно за год. Моделирование показало, что поступление DON, DOP, N_Detr и P_Detr в залив из внешних источников и вынос в Балтийское море – важные процессы, которые регулируют содержание растворенных органических и взвешенных веществ в экосистеме ВЗ. Расчеты годовых балансов РОВ и ВВ показали, что их вынос из залива превышает поступление. Модельными расчетами балансов для азота нитритов и нитратов, растворенного неорганического фосфора установлено, что и для этих соединений биогенных элементов вынос из залива в море выше поступления в ВЗ, а для аммонийного азота – ниже. Все это свидетельствует о важной роли внутриводоемных процессов биогидрохимической трансформации веществ в заливе. Поскольку в данной работе использован только “точечный”, пространственно однородный вариант имитационной модели, то пока не представляется возможным рассмотреть и всесторонне проанализировать всю совокупность процессов, имеющих отношение к функционированию “маргинального фильтра” ВЗ. Для этого необходимо применять двумерную, пространственно неоднородную модель. Тем не менее, выполненные в данной работе расчеты позволяют говорить об экосистеме ВЗ как о действительно уникальной системе “химического и биохимического реактора” (Лисицын, 1994), которую можно исследовать с помощью математического моделирования.

Расчеты балансов растворенных органических веществ (DON, DOP), а также азота и фосфора в составе детрита позволили сделать важный вывод о существенной роли гетеротрофного бактериопланктона и простейших организмов в процессах трансформации соединений биогенных элементов в экосистеме ВЗ. Имеющиеся мониторинговые наблюдения не охватывают эти важнейшие уровни функционирования экосистемы залива. Поэтому выполненные модельные расчеты можно рассматривать в качестве первых ориентировочных количественных оценок участия гетеротрофного бактериопланктона и простейших в процессах трансформации веществ в ВЗ. Изучение этих звеньев экосистемы ВЗ должно быть продолжено и включено в программы мониторинговых исследований залива.

Модельные расчеты позволили дать количественную оценку процессам потребления и экскреции соединений биогенных элементов разными группами гидробионтов. Вычисления показали, что потребление DON и DOP гетеротрофными бактериями почти в два раза превышает их потребление простейшими организмами. Потребление фитопланктоном N – NO^–₃ – основной формы минерального азота – превышает потребление N – NH⁺₄ в 3.4 раза. Потребление N_Detr и P_Detr гетеротрофным бактериопланктоном выше суммарного потребления мирным и хищным зоопланктоном в 2.2 и 2.7 раз соответственно. Установлено, что экскреция DON и аммонийного азота планктонными организмами и макрофитами почти в 1.5 выше, чем суммарная экскреция бентосных организмов. Экскреция DOP и DIP планктонными организмами и макрофитами превышает суммарную экскрецию бентосных организмов в 3.6 и 5.3 раз соответственно.

Полученные в данной работе результаты модельного исследования позволяют не только количественно описывать внутри- и межгодовую динамику компонентов экосистемы ВЗ, но и ставить вопросы о статистической оценке достоверности различий естественных климатических и антропогенных причин изменений состояния залива. Не теряет своей актуальности и задача прогноза возможных изменений экосистемы ВЗ при различных сценариях изменения климата и социально-экономического развития с оценкой степени неопределенности прогнозов. Однако существование статистически достоверных межгодовых различий значений ряда важных параметров модели, которые выявлены в работе (Подгорный, Дмитриева, 2022), создает непростую проблему на пути разработки прогнозов будущего развития экосистемы ВЗ при изменении внешних условий. В этой связи важно понимать, что значения параметров модели, которые определены на данных предыдущих исследований, не всегда могут быть использованы для экспериментов и/или составления прогноза без какой-либо повторной верификации модели. Важной и назревшей для своего решения остается задача использования модели ВЗ для разработки информационно-аналитических систем принятия решений (Филатов и др. 2022).

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

Проведено модельное исследование динамики соединений азота и фосфора, дана количественная оценка времени оборота и составляющих баланса соединений биогенных элементов в экосистеме ВЗ, а также степени их временной изменчивости. На основании полученных результатов сделан вывод, что модель можно использовать для выполнения сценарного моделирования и анализа возможных изменений экосистемы ВЗ при изменении внешних условий (климатических и антропогенных). Модельными расчетами показано, что временная динамика соединений азота и фосфора в экосистеме ВЗ формируется в результате сложного взаимодействия гидрохимических и гидробиологических процессов под влиянием гидрологических и гидрофизических процессов в тот или иной момент времени. Важное влияние имеют процессы ветрового воздействия (перемешивания) и обмена на границе вода – деятельный слой ДО. При сильных ветрах процесс осаждения взвесей может в значительной степени блокироваться, а интенсивность ресуспензии ДО – существенно возрастать. Внешняя биогенная нагрузка на акваторию ВЗ увеличивается в весенний и осенний периоды при увеличении стока рек в залив. Как правило, в эти периоды возрастает и степень временной изменчивости соединений азота и фосфора в водной среде. На основе анализа основных качественных и количественных особенностей характера временной динамики значений времени оборота DON и DOP сделан вывод о тесной сопряженности процессов трансформации растворенных органических веществ в воде ВЗ. Временная динамика времени оборота минеральных соединений азота и фосфора имеет единообразный характер. Модельные расчеты потоков веществ показали, что поступление DON, DOP, N_Detr и P_Detr в залив из внешних источников и вынос в Балтийское море – важные процессы, которые существенным образом регулирующие содержание растворенных органических и взвешенных веществ в экосистеме ВЗ. Расчеты балансов растворенных органических веществ (DON, DOP), а также N_Detr и P_Detr свидетельствуют о важной роли гетеротрофного бактериопланктона и простейших организмов в процессах трансформации соединений биогенных элементов в экосистеме ВЗ. Исследования этих звеньев экосистемы ВЗ обязательно должны быть включены в программы мониторинговых исследований залива.

ФИНАНСИРОВАНИЕ

Экспедиционные исследования и обработка проб выполнены в рамках Государственного задания Всероссийского научно-исследовательского института рыбного хозяйства и океанографии № 076-00007-22-00 часть II, раздел 5 “Осуществление государственного мониторинга водных биологических ресурсов во внутренних водах, в территориальном море Российской Федерации, на континентальном шельфе Российской Федерации и в исключительной экономической зоне Российской Федерации, в Азовском и Каспийском морях”. Моделирование, анализ и интерпретация результатов расчетов выполнены в рамках Государственного задания Института океанологии им. П.П. Ширшова РАН № FMWE-2024-0021 “Структурно-функциональная организация, биологическая продуктивность и механизмы современной климатической и антропогенной изменчивости морских и океанических экосистем; экосистемы Арктического бассейна и морей России в современных условиях, биоресурсный потенциал океанических и морских экосистем”. Никаких дополнительных грантов на проведение данного исследования получено не было.

 

¹ Сокращения: ВВ – взвешенные вещества, ВЗ – Вислинский залив, ДО – донные отложения, РОВ – растворенные органические вещества, DIP – растворенный неорганический фосфор; DON – растворенный органический азот, DOP – растворенный органический фосфор, N_Detr – азот в составе детрита, P_Detr – фосфор в составе детрита.

Об авторах

К. А. Подгорный

Атлантический филиал Всероссийского научно-исследовательского института рыбного хозяйства и океанографии (“АтлантНИРО”)

Автор, ответственный за переписку.
Email: kapborok@mail.ru
Россия, Калининград

О. А. Дмитриева

Атлантический филиал Всероссийского научно-исследовательского института рыбного хозяйства и океанографии (“АтлантНИРО”); Институт океанологии им. П.П. Ширшова Российской академии наук

Email: kapborok@mail.ru
Россия, Калининград; Москва

Список литературы

Дополнительные файлы