Эколого-географическая оценка состояния внутренних водоемов Дмитриев, Василий Васильевич

Содержание к диссертации

Введение

I. Методологические основы эколого-географической оценки водоемов 15

1.1. Географическая и экологическая оценки: терминология и основные определения 15

1.2. Методологические аспекты эколого-географической оценки водного объекта 34

1.3. Водоем как объект гидрологической и эколого-географической оценки 53

II. Экологический мониторинг как информационная база исследования водоемов 76

2.1. Организация и проведение мониторинговых наблюдений за состоянием водных экосистем 76

2.1.1. Особенности мониторинга водных экосистем 76

2.1.2. Характерные особенности годового цикла развития водной экосистемы 94

2.1.3. Разработка методик гидрохимических определений 98

2.2. Проведение мониторинговых наблюдений на водных объектах 103

2.3. ГИС-технология и базы данных для целей гидроэкологического мониторинга 116

3. Методические основы эколого-географической диагностики водоемов 128

3.1. Стратегия эколого-географической диагностики водоемов 128

3.2. Оценка трофического статуса водных экосистем 129

3.3. Оценка качества природных вод 152

3.4. Оценка устойчивости и уязвимости водоемов к антропогенному воздействию 185

3.5. Оценка экологического благополучия и экологической ценности водоемов 204

4. Оценка скоростей обменных процессов в водных экосистемах 210

4.1. Баланс массы и уравнения баланса скоростей массообмена 210

4.2. Графические интерпретации баланса масс и баланса скоростей 213

4.3. Массообмен между гидробионтами и средой обитания 218

4.3.1. Фитопланктон 218

4.3.2. Зоопланктон 227

4.3.3. Бактериопланктон 233

4.3.4. Бентос и рыбы 236

4.4. Обмен и трансформация вещества в абиотической среде 244

4.4.1. Растворенное органическое вещество 244

4.4.2. Расход кислорода на окисление РОВ и нитрификацию 248

4.4.3. Газообмен с атмосферой через водную поверхность 250

4.4.4. Антропогенное поступление органических и минеральных веществ 256

5. Эколого-географическая оценка водоемов с использованием математического моделирования 262

5.1. Стратегия оценки воздействия на водную геосистему 262

5.2. Выбор моделей и представление в них геопространства 264

5.3. Компоненты моделей и моделируемые процессы 267

5.4. Пространственно-однородные модели водных экосистем 275

5.5. Пространственно-неоднородные модели водных экосистем 290

5.6. Многокритериальные оценки состояния водных экосистем 306

6. Эколого-географическая оценка водоемов на основе разработанных подходов 315

6.1. Экологическая и эколого-географическая регламентация водоемов 316

6.2. Экологическое и эколого-географическое нормирование воздействий на водоемы 351

Заключение 390

Список литературы 397

• Методологические аспекты эколого-географической оценки водного объекта
• Оценка качества природных вод
• Компоненты моделей и моделируемые процессы
• Экологическое и эколого-географическое нормирование воздействий на водоемы

Введение к работе

з .

Актуальность проблемы. Проблемы оценки состояішя и устойчивости экологических систем и связанная с шши проблема экологического нормирования состояния и антропогенных воздействий на природные системы в последнее десятилетие івляются приоритетными в эколого-географических исследованиях. Без обсуждения проблем оценки состояішя экосистем и оценки воздействия на них не обходится в последние годы ни одна конференция или симпозиум по проблеме охраны природы л рационального использования окружающей человека природной среды. Эти вопро-;ы обсуждались, например, на заседании проблемного Совета по направлению «Эко-тогическое нормирование» Федеральной программы «Экология России» в 1991 г. в '.Ростове-на-Дону; на научно-координационном международном совещании "Эколо-ическое нормирование: проблемы и методы" в г.Путино в 1992 г., на которых автор шссертации выступал с пленарными докладами и др. В резолюции совещания в \Пущино констатируется, что в природоохранной тематике целесообразно расшире-ше и углубление фундаментальных и прикладных исследований по проблеме эколо-ического нормирования. Наиболее перспективными направлениями исследований іазваньї: разработка системы тттегральных параметров для слежения за реакциями косистем на антропогенные воздействия; изучение свойств экосистем (устойчи-іость) в отношении антропогенных факторов; разработка принципов определения юроговых и критических величин параметров состояния экосистем и на этой основе азработка методик определения допустимых антропогенных нагрузок на природные ерриториальные комплексы. В решении Международного симпозиума «Экологиче-кая экспертиза и критерии экологического нормирования» в г.Санкт-Петербурге в 995 г. (п.2) признается, что «экспертиза качества окружающей среды и связанного с им состояішя здоровья населения часто базируются на формальных гигиенических ормативах, а не на правилах, принципах и законах экологии, недостаточно разрабо-аны представления об экологических нормативах». Разработка методологических снов оценки состояния и возденстаия на природные экосистемы потребовала объе-инения усилий многих научных коллективов. В 1988 и 1999 гг. в ГХИ опубликова-ы сборники «Экологическое нормирование и моделирование антропогенных воз-

действий на водные экосистемы» (под ред. А.М.Никанорова), с 1991 г. во ВНИИ природы (г.Москва) действует семинар, целью которого является разработка методологических основ экологического нормирования, опубликован сборник «Оценка состояния и устойчивости экосистем» (1992). Авторы этих изданий признают, что задачи оценки текущего состояния природной среды и экологического нормирования антропогенного воздействия на природные экосистемы представляют собой самые важные экологические проблемы, в тоже вредія весьма сложные и мало разработанные. Поскольку не существует единой методологии экологической регламентации и экологического нормирования, эти научные направления пока ориентируются на решение задач не столько практических, сколько научно-исследовательских, поисковых.

Отметим в условно-хронологическом порядке отечественных ученых, внесших заметный вклад в становление и решение проблем экологической регламентации и нормирования природных систем. Это С.С.Шварц, Н.С.Строганов, В.Д.Федоров, А.П. Левин, Д.А.Криволуцкий, Ф.А.Тихомиров, Е.А.Федоров, Ю.А.Израэль, А.Ф.Алимов, Ю.Г.Пузаченко, М.Д.Гродзинский, О.Ф.Садыков, Т.Д.Александрова, А.М.Степанов, А.Д.Арманд, В.Г.Драбкова, Б.Г.Скакальский, В.С.Николаевский, Ю.И.Леплинский, Т.С.Самойлова, Морозов Н.П. В.А.Красилов, В.А.Абакумов, Е.Л.Воробейчик, М.Г.Фарафонтов, Г.Т.Фрумин и др. Однако, несмотря на представительность библиографии, следует обратить внимание на отсутствие до настоящего времени в экологической литературе систематического изложения теории и методов эколого-географической (географо-экологаческой) оценки состояния водных объектов, содержащего основы регламентации и нормирования воздействий на гидроэкосистемы.

Цель и задачи исследования. Целью работы является разработка методологических основ эколого-географической оценки состояния водоемов и количественных методов ее получения. Поставленная цель определила необходимость решения следующих задач:

1) обосновать и сформулировать понятийный аппарат и основополагающие принципы, позволяющие разработать методы количественной эколого-географи-

сской оценки состояния водоемов и ответной реакции их экологических систем на ггешнее воздействие;

1. обобщить многолетний опыт организации и проведения мониторинговых сследовании водных экосистем и предложить на этой основе авторскую концепцию эдроэкологического мониторинга;

2. разработать методические основы эколого-географическои регламентации и солого-географического нормирования водных геосистем;

3. обосновать необходимость учета в мониторинговой системе оценки скоро-гей и потоков вещества между компонентами водной экосистемы. Разработать мо-?ли oifeuKii скоростей массообмена для основных звеньев трофических цепей вод-jix экосистем, предложить методы использования моделей оценки скоростей мас-юбмена для эколого-географическои оценки водоемов;

4. обосновать целесообразность использования математических моделей для олого-географической оценки водоемов. Разработать модели многокритериального (енивания отдельных свойств водных объектов (трофпость, качество и токсиче-ое загрязнение воды, устойчивость к воздействию, экологическое благополучие, алогическая ценность). Создать серию последовательно усложняющихся имитаци-П1ых моделей водных экосистем для эколого-географическои оценки состояния во-емов и антропогенных воздействий на них;

6) на основе разработанных методов и моделей рассмотреть авторский опыт
алогической и эколого-географическои регламентации; экологического и эколого-
пграфического нормирования воздействий на примере водоемов Северо-Запада
ссии.

Исходные материалы. В работе использованы:

- данные гидрологических, гидрохимических, гидробиологических наблюде-й на водных объектах Северо-Запада России, изданные СЗУГКС (СЗБТУ) в виде юллетеней загрязненности вод восточной частя Финского залива и Балтийского ря», «Ежегодных гидрохимических данных о качестве вод восточной части Фин->го залива», «Ежегодных гидрохимических данных о качестве морских вод», а же содержащиеся в сборниках «Химический состав вод восточной части Фииско-залива и загрязненность поверхности Балтийского моря пленкой нефтепродук-

6 тов», «Ежегодник качества морских вод восточной части Финского залива по гидро биологическим показателям» за период с конца 1960-х по начало 1990-х гг.;

данные по состоянию водных объектов и водохозяйственной обстановке, из данные Ленкомэкологией в аналитических обзорах «Экологическая обстановка j Санкт-Петербурге и Ленинградской области» с 1991 по 1997 г.;

данные гидрологических, гидрохимических, гидробиологических наблюде ннй на водных объектах Северо-Запада России, выполненных экспедициями Госу дарственного гидрологического института, Зоологического института РАН, Государ ствешюго научно-исследовательского института озерного и речного рыбного хозяй ства, Научно-исследовательского института географии Санкт-Петербургского госу дарственного университета (НИИГ СПбГУ) и др., опубликованные в тематически: сборниках, монографиях и научных статьях в период с конца 1960-х по середин 1990-х гг.;

материалы комплексных синхронных экспедиционных наблюдений за биоти ческими и абиотическими компонентами водных экосистем Северо-Запада России выполненных в период с 1972 по 1996 гг. сотрудниками лабораторий химии и за грязнения морских вод; экспериментальной океанологии географического факульте та ЛГУ (1972-1982 гг.); лабораторий охраны окружающей среды; моделирования : диагностики геосистем НИИГ СПбГУ (1983-1987 гг.); кафедр гидрологии суши, гее экологии и природопользования факультета географии и геоэкологии СПбГУ (1993 97 гг.) при непосредственном участии автора диссертации. Эти экспедиции целеш правленно планировались для эколого-географической оценки состояния водны объектов, информационного обеспечения задач имитационного моделирования гне роэкологических систем и оценки воздействия на водные экосистемы. В экспедиция собраны уникальные данные натурных наблюдений, охватывающие годовые циклі развития экосистем с дискретностью наблюдений 5-10 суток в весенне-летний пері од и 15-20 суток в осенне-зимний период. Значительная часть этих материалов зан< сена в базы данных натурных наблюдений за состоянием водных экосистем Севере Запада России. За период с 1985 г по 1999 г на основе экспедиционных исследов; ний, опубликованных ежегодных, многолетних и каталожных данных, разовых спр; вечных и научных изданий были разработаны 10 компьютерных баз данных.

Методология и методика исследования. В основу работы положено сочетание індуктивного и дедуктивного путей познания, аксиоматического метода исследова-;ий. Дедуїстивішй подход на первом этапе проявляется во введении в методологию сследования аксиоматики, постулатов, гипотез, имеющих характер общих утверждений. На втором этапе эта система исходных положений и правил путем логиче-кой дедукции преобразуется в основополагающие утверждения теории - определе-ия и «формулы» эколого-географической оценки с позиций антропо- и биоцентриз-а и в предметно-методическую основу получения количественных оценок.

Индуктивный подход реализуется в разработке и реализации многокритери-тыюй основы получения интегральных показателей состояния водоемов; модель-ом представлении характерных структурно-функциональных особенностей годово-) цикла развития водных экосистем, разработке стратегий эколого-географической чагиостики водоемов и оценки воздействия на водные геосистемы.

Методика исследования носит оригинальный характер и основана на много-зитериальном параметрическом представлении портретов экосистем, норм са-пояния и норм воздействия на водные экосистемы на основе мониторинговых дан-лх или результатов имитационного моделирования.

Научная новизна. В ходе работы над темой впервые:

разработаны методологические основы эколого-географической oifemai со-ояния внутренних водоемов. Авторская ковдепция и ключевые понятия эколого-ографической оценки водного объекта опубликованы в серии монографий и науч-.IX статей автора (Дмитриев, 1993; 1994; 1995Ц997; 1999;2000);

обоснована необходимость увязать между собой гидрологическое направле-іе в географии и гидробиологическое направление в биологии через призму отно-;ний в системе «организмы - среда обитания» при выполнении эколого-географи-ских оценок водных объектов (Дмитриев, 1995; 1997; 1999);

вводится понятие водной геосистемы - фундаментальной структурной едины географического ландшафта, в состав которой входят водные экосистемы и тачные экотоны: приводный, придонный, прибрежный и поименный. Водные гео-:темы подразделены на три основных типа: циклический, транзитный, каскадный.

этой основе разработана концептуальная модель развития водных геосистем (29

параметров, объединенных в 7 груші) от молодых (развивающихся) к зрелым (кли-максным) стадиям. Сформулирован принцип слабого звена для водной геосистемы Разработаны этапы эколого-географической оценки водной геосистемы с позиции системного анализа;

разработаны методические основы эколого-географической диагностики во доемов на многокритериальной основе применительно к оценке следующих свойсті водной экосистемы: продуктивность (трофностъ), качество и токсическое загряз пение воды, устойчивость (уязвимость) к воздействию, экологическое благополучие экологическая ценность. Показано, что выполненная на многокритериальной основі диагностика состояния водной геосистемы составляет основу эколого-географи ческой регламентации водного объекта в целом (Дмитриев,1994;1995;1999),

обоснована целесообразность использования математических моделей да эколого-географической оценки водоемов, получения экологических нормативов да водной геосистемы в целом или входящих в ее состав наиболее уязвимых экосистем Предложены методы и модели оценки скоростей массообмена для эколого-географи ческой диагностики водоемов. Разработана серия последовательно усложняющихс многокомпонентных пространственно-однородных и резервуарных гидроэкологиче ских моделей, отражающих различную степень и детализацию структурно-функцио нальной организации водных экосистем циклического и транзитного типов (Дмитри ев, 1986; 1987; 1994; 1995; 1997; 1999).

В прикладном аспекте новыми являются полученные автором результаты экс лого-географической оценки состояния и ответной реакции на воздействия локалі ных и региональных водных экосистем Северо-Запада России.

Основания для выполнения исследований. Работы по оценке состояния водны экосистем и оценке антропогенного воздействия на них на основе математическог моделирования проводились автором диссертации в период с 1972 по 1999 гг. в связ с выполнением плановых НИР и исследований по российским и международным и; учным программам и грантам, в том числе:

- «Провести комплексные натурные исследования гидрологического и гидр<
химического режима водной системы Ладожское озеро - река Нева - Невская губа
разработать прогноз ее изменений под влиянием планируемых водохозяйственнь

іероприятий». Разработка математической модели экосистемы Невской губы и вос-очной части Финского залива и анализ возможных ее изменений под влиянием пе-ераспределением стока, перспективного сброса сточных вод и сооружений по защи-г г.Ленинфада от наводнений (задание 0.85.01.09 плана ГКНТ СССР, 1981-1985 гг., га. исполнитель);

«Выполнить комплексные исследования природы Балтийского моря, взаимо-гйствия гидросферы и атмосферы, изучить гидрофизические поля моря, степень за-зязнения вод и организмов, разработать основные принципы математического мо-глирования экосистемы Балтийского моря, разработать климатическую имитациоп-ую модель экосистемы и верифицировать ее на основе натурных данных» (задание 74,01.12.05, 1981-1985 гг., отв. исполнитель от НИИГ СПбГУ);

((Разработка имитационной математической модели экосистемы озера Иль-;нь» (задание 09.01.Н73 плана ГКНТ СССР, 1986-1990 гг., отв. исполнитель);

« Разработка базового варианта информационно-экологической системы «Се-:ро-Запад» (тема П. 1.014 КНТП «Экология России», 1991 г., отв. исполнитель);

- «Разработка методик основ экологического нормирования», федеральная
НТІ1 «Экология России» (раздел «Экологическое нормирование», 1991-1993 гг.,
іучньш руководитель от головной организации - НИИГ СПбГУ);

«Разработка методологии экологического нормирования антропогенного воз-йствия на водные экосистемы», «Разработка имитационных математических моде-й водных экосистем», федеральная КНТП «Экологическая безопасность России» азделы 5.4.7.1 и 1.5.1 - контракт 1.5.32; 5.4.8.3., 1993-1995 гг., научный руководить тем от НИИГ СПбГУ);

«Разработка методики оценки экологического состояния и устойчивости к тропогенным нагрузкам водных объектов суши применительно к Северо-Западу ссии» (программа «Университеты России», 1993-95 гг., исполнитель программы);

«Теория и методы математического моделирования в оценке состояния и ус-йчивости геосистем регионального уровня» (темы 8.3.95-8.3.99 ЕЗН НИИГ І6ГУ, 1995-99 гг., научный руководитель) и др.;

фантам РФФИ: 94-04-13510 (1995-96 гг.); 96-05-65170 (1996-97 гг.); 98-05-550 (1998-99 гг.); 98-05-65184 (1998-99 гг.); международным фантам: INTAS 96-

1917; INTAS 1917-99 (1997-2000 гг.) - исполнитель; грант ISSEP №1289d (1997 г. персональный).

Практическая значимость и внедрение. Представленные в работе: методологи эколого-географической оценки водоемов, методы эколого-географической диагнс стики водоемов на многокритериальной основе, методы и модели оценки скоросте массообмена для эколого-географической диагностики водоемов; имитационны многокомпонентные гидроэкологические модели представляют собой предметне методическую основу и рабочий инструмент для оценки состояния водоемов и an тропогенных воздействий на их экосистемы.

Результаты научных исследований по теме диссертации были внедрены в ш риод с 1985 по 1999 гг. в виде научных отчетов и авторских публикаций в Министер стае экологии и природных ресурсов России; Объединенном научном совете «Эколс гия и природные ресурсы» Санкт-Петербургского научного центра РАН; Госкомитс те по охране окружающей среды г. Санкт-Петербурга и Ленинградской области; ряд академических институтов РАН (Зоологический институт, Институт озероведеши Государственный гидрологический институт, Государственный гидрохимически институт, Институт радиотехники и электроники); научно-исследовательских инсті-тутов (ВНИИ охраны природы и заповедного дела, Государственный научно-иссл* довательский институт озерного и речного рыбного хозяйства; Научно-исследовг тельский институт географии, Научно-исследовательский институт земной кор: Санкт-Петербургского государственного университета) и др.; проектных организ; ций (Ленморниипроект, НПО «Поток», и др.).

На основе проведенных научных исследований автором в период с 1986 п 1999 гг. разработаны и внедрены в учебные планы факультета географии и геоэкол( гни (кафедры гидрологии суши; геоэкологии и природопользования) СПбГУ уче{ ные курсы: «Экологическое нормирование и оценка устойчивости водных экоа стем», «Методы оценки качества природных вод», «Моделирование круговорота ві щества в водных экосистемах», «Гидроэкологическое прогнозирование», «Кинетю обменных процессов в водных экосистемах», «Теория квалиметрических шкал: «Полевые гидроэкологические исследования» и др. Международным признание

II вклада автора в развитие эколого-географических научных исследований явилось присуждение ему персонального гранта ISSEP по Наукам о Земле в 1997 г.

Созданные на основе разработанных подходов методики и модели, могут успешно применяться: при разработке проектных предложений по ведению хозяйственной деятельности, обусловливающей увеличение антропогенного воздеііствия на водные объекты суши (разделы «Оценка воздействия на окружающую среду»); при решении оптимизационных эколого-экономилеских задач в области природо- и водопользования; при разработках программ мониторинга и управления водными экосистемами, определении критических режимов их функционирования и выбора оптимальных проектов для улучшения экологической обстановки в регионе.

Апробация работы. Основные положения диссертации доложены и опубликованы в материалах следующих съездов, симпозиумов, конференций и совещаний: Итоговых сессий Ученого совета факультета географии и геоэкологии СПбГУ (Санкт-Петербург, 1994,1995,1997); Итоговых сессиях Ученого совета РГТМУ (1999, 2000); VIII, IX, X съездов Географического общества (Киев, 1985; Казань, 1990; Санкт-Петербург, 1995); Симпозиума по химическим основам биологической продуктивности мирового океана и морей СССР (Москва, 1976); XVII заседании Межведомственного комитета СССР по охране Балтийского моря совместно с Национальной координационной группой по исследованию Балтийского моря (Таллин, 1985); Всесоюзной конференции «Рациональное природопользование в районах избыточного увлажнения (Калининград, 1989); Координационного совещания «Математическое моделирование в гидроэкологии» (Ленинград, 1990); Конференции «Экологические проблемы рационального использования и охраны водных ресурсов Северо-Запада европейской части РСФСР (Вологда, 1990); заседании Проблемного Совета по направлению «Экологическое нормирование» Федеральной программы «Экология России» (Ростов-на-Дону, 1991); Научно-координационном международном совещании "Экологическое нормирование: проблемы и методы" (Пущино, 1992); V-й конференции по географии и картографированию океана «Региональная организация и управление морехозяйственнъгмя комплексами страны» (Санкт-Петербург, 1992); Советско-финского семинара по экологии Балтийского моря 'Санкт-Петербург, 1992); I-st Intemacional Ladoga symposium. Ecological problem of

Lake Ladoga (St.Petersburg, 1993); Ш международной конференции «Региональная информатика-94» (Санкт-Петербург, 1994); Конференции «Географические информационные системы. Теория и практика» (Санкт-Петербург, 1994,1995); Международного симпозиума «Методы охраны атмосферы и водной среды. Регулирование и долгосрочное планирование природоохранных мероприятий» (Санкт-Петербург, 1994); Международном симпозиуме "Методы и средства мониторинга состояния окружающей среды МСОС-95" (Санкт-Петербург, 1995); Научно-технических конференций Сашсг-Петербургского университета растительных биополимеров «Охрана окружающей среды от загрязнения промышленными выбросами ЦБП» (Ленинград-Санкт-Петербург, с 1983 по 1995 гг.); Международной конференции "Фундаментальные и прикладные проблемы охраны окружающей среды (ПООС-95)" (Томск, 1995); Всероссийском совещании «Экологические проблемы Севера Европейской территории России» (Апатиты, 1996); Первой международной конференции «Проблемы ноосферы и устойчивого развития» (Санкт-Петербург, 1996); Всероссийской научной конференции «Современная география и окружающая среда» (Казань, 1996); International ecological congress (Voronezh, 1996); Second International Symposium on: Functioning of Coastal Ecosystems in Various Geographical Regions. Land-Ocean Interaction in the Coastal Zone (Sopot, 1996); Международном конгрессе "Маркеплг и проблемы информатизации предпринимательства" (Санкт-Петербург, 1996); X ландшафтной конференции «Структура, функционирование, эволюция природных и антропогенных ландшафтов» (Москва, 1997); VI и VII научных конференциях «Университеты в канун тоетьего тысячелетия: ноосфера, экология, образование» (Санкт-Петербург, 1998, 1999); Conference on marine environment in nort west of Russia («Marin-1») (St-Petersburg, 1998); Baltic Sea SciencejConference «The Changing Coastal Oceas foundation for ans: from Assessment tu Prediction» (Rostock-Warnemuende, Germany, 1998); Научно-практических конференций «Мониторинг и прогнозирование чрезвычайных ситуаций» (Санкт-Петербург, 1998, 1999); 3-rd Intemacional Lake Ladoga symposium. Monitoring and sustainable management of Lake Ladoga and other large lakes (Petrozavodsk, 1999); Всероссийской научной конференции «Экологические и метеорологические проблемы больших городов и промышленных зон» (Санкт-Петербург, 1999).

Публикации. Результаты диссертации опубликованы в более 100 научных публикациях, в том числе в авторской монографии «Диагностика и моделирование водных экосистем» и в трех коллективных монографиях.

Структура и объем работы. Диссертация состоит из введения, шести глав и выводов, изложена на 4J9 страницах, включает 42 рисунка и 77 таблиц и библиографию из 279 наименований.

Методологические аспекты эколого-географической оценки водного объекта

Оценка водного объекта с позиций разных субъектов. Методологическим подходам к оценке состояния водных объектов в последнее время посвящено большое внимание. В исследованиях уточняется и развивается понятийный аппарат, обсуждаются терминология, теоретический и прикладной аспекты проблемы. Теоретическое обоснование оценки состояния природных систем предполагает терминологическую инвентаризацию проблематики, выбор объектов оценивания, формулировку решаемых задач, обеспечение средств и процедур, с помощью которых проводится оценка, обсуждение результатов исследования. Ключевыми при этом являются основополагающие концептуальные понятия, которые лежат в основе географического и экологического оценивания.

Определение понятия оценка природного объекта во многом зависит от субъекта-исследователя. В табл.1 приведены возможные варианты определения понятия оценка водного объекта с позиций субъекта-математика, географа и эколога. Основанием для этих определений является авторский материал первого параграфа дан Субъективизм исследователя проявляется как в выборе параметров, участвующих в оценке, так и в определении их весомости (значимости) при создании портрета природной системы. Пользуясь художественно-изобразительной аналогией, можно сказать, что разные художники изображают по-разному одно и то же лицо человека. Для одного мастера наибольший интерес представляют глаза натуры, для другого - форма лица, волосы и прическа, для третьего.— улыбка, для четвертого — гнев, для пятого - черты характера, проявляющиеся в манере держать себя и общаться с людьми. Действительно, скрытые от непосредственного наблюдения процессы, протекающие в природных системах иногда более значимы для ее оценки, чем видимые проявления природных географических компонентов.

Как видно из табл. 1, субъекта-математика практически не интересует источник информации и его принадлежность (географическая, биологическая, географо-экологическая, эколого-географическая и т.п.). На первое место выходит способ (вид) представления результата оценки в виде вектора, кортежа, портрета, свертки, модели и т.п. Субъект-эколог, под которым подразумевается гидробиолог-эколог, оценивает водный объект с точки зрения биоразнообразия гидробионтов в нем, с позиций устойчивого функционирования водных биоценозов, сохранения в них естественного хода сукцессионных процессов, ответной реакции биоты на внешнее воздействие, адаптационных свойств биоты, качества среды для жизни гидробионтов (биоцентризм). Биолог-эколог может оценить водный объект и с точки зрения экологической безопасности, санитарно-гигиенических нормативов качества воды, здоровья, условий жизни и деятельности человека (антропоцентризм). Основными требованиями при определении допустимой нагрузки с позиций эколога выступают: отсутствие снижения продуктивности, стабильности и биоразнообразия в экосистеме.

Современная география все чаще рассматривается как система физико-географических, экономико- и социально-географических дисциплин, изучающая необратимые процессы и явления в географической оболочке Земли и социальной сфере, возникающие в результате интенсивного антропогенного воздействия; а также риски, близкие и отдаленные последствия таких воздействий и ущербы от них. При этом она по-прежнему является интегративной формой выражения, как общего географического знания так и знаний смежных естественных и общественных наук. Поэтому субъект-географ исследует водный объект с позиций: лимногенеза и эволюции, рационального природопользования, проявления в нем необратимых процессов, зачастую рассматривая его как геосистему (Севастьянов, 1996). Географ определяет при-родно-ресурсный потенциал или потенциальную полезность водного объекта для человека (питьевое, хозяйственно-бытовое водопотребление, рекреационное водопользование и др.). Он выполняет комплексные оценки состояния водного объекта в различные моменты времени, ориентируясь на значимость его природных географических компонентов для человека (общества). Поэтому в географии в настоящее время существует множество разнообразных оценок и характеристик состояния водных объектов. Одни параметры этих оценок связаны в большей степени с природными ресурсами, другие характеризуют социально-экономическую сферу, третьи связаны с какой-либо отраслью промышленности или типом природных объектов или явлений и т.д. Существуют также комплексные оценки, характеризующие какой-либо водный объект с различных сторон (природные условия, направленность развития, антропогенное влияние и оптимизация). Каждый тип таких оценок или характеристик выбирается, как правило, в зависимости от характера поставленных задач и целей исследований. При этом обычно, отмечается роль антропогенного влияния или учитывается степень такого влияния и его последствия.

Соотношение географической и экологической составляющих в оценке водного объекта. Следуя логике рассуждений А.Г.Исаченко (1994), под экологическим состоянием водного объекта необходимо понимать состояние естественных «механизмов» жизнеобеспечения человека питьевой водой, источниками пищевых продуктов, а также природными условиями трудовой деятельности, отдыха и культурного развития. Оценить экологическое состояние водного объекта, - значит, оценить его качество с гуманитарно-экологических позиций. Такую оценку автор называет оценкой экологического потенциала (Исаченко, 1991). Не согласимся с автором, что такая оценка может быть только качественной в силу указанных в предыдущем параграфе причин. Справедливости ради отметим противоречие автора, который утверждает, что при такой оценке большую помощь может оказать использование количественных показателей, объединяющих наибольшее число ведущих критериев. Вспомогательное значение в этом случае могут иметь демографические, хозяйственные и медико-географические показатели, в частности, плотность населения, заболеваемость населения и т.п., которыми, однако нужно пользоваться с осторожность, учитывая опосредованный характер взаимных связей между ними и природной средой (Исаченко, 1994, с.26). Автор не использует в данном случае термина эколого-географи-ческая оценка, заменяя его ландшафтно-экологическим исследованием или предпочитая термины экологический потенциал и экологическое состояние природного объекта (геосистемы). «Географическая привязка» здесь проявляется в антропоцентризме, присущем большинству географов. Такая позиция исключает рассмотрев ние водной экосистемы с точки зрения ее «слабого звена» и снимает проблему экологического нормирования водных объектов, заменяя экологические регламенты санитарно-гигиеническими,

Соединение многими авторами экологической и географической составляющих в формулировке типа оценочных исследований состояния природных объектов породило возникновение новых терминов. Среди них: эколого-географическая оценка (Селиверстов, Арапов, 1994; Дмитриев, 1994; Логинова, 1999; Елсукова, 1999 и др.), эколого-географическое картографирование (Исаченко, 1994), ландшафтно-экологическое картографирование (Исаченко, 1999), географо-экологические исследования (Дмитриев, 1999), гидроэколого-географическая оценка (Логинова, 1999), гидролого-экологическая экспертиза (Орлов, Трушевский, 1999), гидроэкологическая ситуация (Дмитриев, 1994, Кондратьев, Тройская, 1999) и т.п.

Оценка качества природных вод

Качеством среды называют степень соответствия природных условий потребностям людей или других живых организмов. Качество окружающей среды - относительное понятие. Одно и то же состояние геосистемы может быть охарактеризовано как неодинаковое по качеству для различных видов ее использования человеком. Это же состояние геосистемы в разной степени пригодно для жизни различных групп организмов.

Термином качество воды обозначается сочетание химического и биологического состава и физических свойств воды, определяющее ее пригодность для конкретных видов водопользования. К этому определению иногда добавляется необходимость соответствия требованиям охраны окружающей среды. Применяемый до настоящего времени способ оценки качества воды основан на сопоставлении результатов определения в отдельных точках водного объекта химического состава, физических свойств, гидро- и микробиологических характеристик воды с соответствующими нормативными показателями ее качества. В качестве нормативов используются санитарно-гигиенические (табл.22) и рыбохозяйственные нормативы.

Наблюдающееся в промышленно развитых регионах усиление антропогенного воздействия на водные экосистемы неминуемо сопровождается изменением и нарушением эволюционно сложившихся биоценозов, уменьшением видового разнообразия, в результате чего снижается способность экосистемы к самоочищению и неизбежно наступает ее постепенная деградация. В табл.23 приводится перечень проблем, вызванных снижением качества природных вод США. Из таблицы следует, что у 88% штатов отмечены проблемы в связи со снижением качества природных вод.

Выяснение закономерностей структурно-функциональной организации экосистем создает основу, необходимую для мониторинга и экспертизы, для прогнозирования их состояния при различных антропогенных воздействиях. При наличии большого количества методов оценки качества вод, особенно важно отобрать те из них, которые позволяют адекватно охарактеризовать состояние экосистемы определенного типа в регионе.

Качество природных вод в настоящее время характеризуется на основе единичных, косвенных и комплексных оценок по гидрологическим, гидрохимическим и гидробиологическим критериям. В настоящее время комплексные оценки загрязненности поверхностных вод представляют собой довольно разнородную систему методов оценки различной степени формализации. В работе А.М.Никанорова (1988) приводится характеристика 14 методов комплексной оценки с указанием 8 особенностей этих методов: критерии оценивания, их общее количество и группируемость, ориентация на определенные нормативы, способ формализации данных, необходимый объем информации и ее вид, наличие классификации. Многообразие методов оценивания качества природных вод обусловлено различными уровнями исследования водных объектов, целями и задачами; разнообразием позиций, с которых проводится оценка и аргументируется приоритетность критериев оценивания.

Потребность в критериях качества воды, дающих как пространственные, так и временные обобщения и позволяющих учитывать изменчивость загрязненности водных масс во времени и пространстве, ощущается весьма остро. Не менее важно на наш взгляд, разрабатывать новые подходы и модели для оценки качества природных вод.

Гидрохимические и гидрофизические методы. При исследованиях качества вод часто используется гидрохимическая классификация (табл.24), предложенная АА.Былинкиной с соавторами (Зенин, Белоусова, 1988). Эта шкала рекомендована ГОСТом для оценки загрязненности водных объектов по гидрохимическим показателям (Руководство по методам определения..., 1983) и включает шесть классов вод: 1- очень чистые, 2 - чистые, 3 - умеренно загрязненные, 4 - загрязненные, 5 - грязные 6 - очень грязные.

В соответствии с ГОСТом 17.01-77 индексом качества воды называется обобщенная числовая оценка качества воды по совокупности основных показателей и видам водопользования. В качестве интегральной характеристики загрязнения воды «Временными методическими указаниями по комплексной оценке качества поверхностных вод по гидрохимическим показателям», введенными указанием Госкомгид-ромета №250-1163 от 22.09.86 используются классы качества воды, оцениваемые по величинам «индекса загрязненности вод» (ИЗВ): I - очень чистая ( 0.2); II - чистая (0.2-1); III - умеренно загрязненная (1-2); IV - загрязненная (2-4); V - грязная (4-6); VI - очень грязная (6-Ю); VII - чрезвычайно грязная ( 10.). Для поверхностных вод расчет индекса загрязненности вод (ИЗВ) проводится для каждого пункта (створа) по формуле: ИЗВ =- У (С, / ПДК;) (3.3) где СІ - среднее за год значение і-го показателя; ПДКІ - предельно допустимые концентрации загрязняющих веществ; «6» - строго заданное число показателей, взятых для расчета, включая в обязательном порядке растворенный кислород и БПК5.

Для определения качества морских вод расчет ИЗВ проводится по формуле: ИЗВ=! ±(СП/ПДК„) (3.4) где Сп -среднегодовая концентрация вещества, п - число показателей (не менее 4), имеющих наибольшие относительные среднегодовые концентрации, к которым относятся концентрации Ог и БПК5 и не относятся пестициды. Качество вод оценивается по шкале I - очень чистая ( 0.25); II - чистая (0,26-0,75); III - умеренно загряз ненная (0,76-1,25) IV - загрязненная (1,26-1,75); V - грязная (1,76-3,00); VI - очень грязная (3,01-5,00); VII - чрезвычайно грязная ( 5,00.).

Одним из критериев оценки степени химического загрязнения поверхностных вод при стабильном сохранении химического загрязнения в течение 3 лет (по «Критерии оценки экологической обстановки территорий для выявления зон чрезвычайной экологической ситуации и зон экологического бедствия» Минприроды России от 30 ноября 1992 г, табл.25) является индекс ПХЗ-10. Этот индекс представляет собой сумму 10 максимально превышающих ПДК загрязняющих веществ: ПХЗ-10 =-і- (С,/ВДЙГ(), (3.5) где Q — концентрации химических веществ в воде, ПДКІ — предельно допустимые концентрации веществ в воде водных объектов, используемых для рыбохозяйствен-ных целей. Степень загрязнения оценивается для веществ І-ІІ и III-IV классов опасности. Во всех случаях вводится три класса загрязнения, названные экологическим бедствием с ПХЗ-10: 80 (І-ІІ) и 500 (III-IV); чрезвычайной экологической ситуацией с ПХЗ-10: 35-80 (1-І!) и до 500 (III-IV); удовлетворительной экологической ситуацией с ПХЗ-10: до 1 (I-II) и до 10 (III-IV).

Гидробиологические методы оценки качества вод. В отличие от гидрофизических и гидрохимических методов, позволяющих судить преимущественно об интенсивности антропогенной нагрузки, биологический метод дает возможность судить о последствиях этих воздействий через изменение биоты.

В настоящее время известно значительное число методов оценки качества вод по биологическим показателям, которые в самой общей форме могут быть разделены на четыре группы: 1) основанные на индикаторном значении организмов, 2) учитывающие видовое разнообразие населения водоемов, 3) объединяющие показательное значение организмов и их видовое разнообразие, 4) функциональные показатели. Возможность применения первой и третьей группы методов зависит от степени изученности индикаторного значения организмов. Однако при оценке степени загрязнения по видовому разнообразию (2-ая группа методов) не принимаются во внимание различия в составе населения, в то время как видовой состав сообщества может быть показательным по отношению к качеству воды (см. раздел 1.3).

Методы, основанные на индикаторном значении организмов. Под влиянием загрязняющих веществ происходят изменения в качественном и количественном составе сообществ организмов: одни виды исчезают, другие появляются и достигают значительного развития. Впервые это свойство водных организмов использовали для оценки качества вод Колквитц и Марссон (Kolkwitz, Marsson, 1908,1908а), выделяя 4 зоны по степени загрязнения вод и переходные зоны.

Под сапробностью гидробионтов традиционно понимаются физиолого-биохимические свойства организмов, обусловливающие их способность развиваться в воде с тем или иным содержанием органических веществ (Абакумов, 1992). Характеристика степени загрязненности водоема по видовому составу и массе гидробионтов называется сапробностью водоема. Водная экосистема или ее отдельные участки относится к определенному классу вод по наличию или отсутствию индикаторных видов или групп видов и их относительному количеству.

Метод оценки качества воды, основанный на системе индикаторных организ-мов-сапробионтов называется сапробиологическим анализом. Экспериментально доказано, что сапробность организма обусловливается как его потребностью в органическом питании, так и его резистентностью (сопротивляемостью, противодействием) по отношению к вредным продуктам распада и дефициту кислорода в загрязненных водах. Установлено, что с увеличением индекса сапробности - репрезентативного критерия качества воды, возрастает не только специфическая стойкость к ОВ и дефициту кислорода, но и эврибионтностъ - неспецифическая способность организмов существовать при резко различных условиях среды.

В зависимости от степени сапробности воды (табл. 15,29) различают: поли-(р), мезо-(/?,а), олиго-(о), ксеносапробионтов (%). Индекс сапробности (S) вычисляют с точностью до 0.01. Для %-сапробной зоны -0-0.50; для о-сапробной -0.51-1.50; для/9- мезосапробной-1.51-2.50; для а- мезосапробной -2.51-3.50; для р-сапробной — 3.51-4.00. Для гиперсапробных систем S 4.00. Иногда в о-сапробной зоне выделяют р и а олигосапробов. Вычисление индекса проводится по формуле

Компоненты моделей и моделируемые процессы

Экологическими компонентами (биогеоценоза, ландшафта) являются основные материально-энергетические составляющие экологических систем: энергия, газовый состав, вода, почвосубстрат, автотрофы-продуценты, гетеротрофы-консументы, редуценты. Определим компоненты водной экосистемы как составные части водной экосистемы, обусловливающие ее функционирование. Компоненты экосистемы делятся на абиотические (неорганические вещества, климатический режим и др.) и биотические (автотрофы-продуценты, гетеротрофы и др.), которые связаны друг с другом через биогенные компоненты экосистемы - живое и мертвое органическое вещество.

Любая экологическая система, в том числе и водная, включает в себя большое количество биотических и абиотических составляющих. Однако их роль в жизни экосистемы неодинакова. Поскольку любая модель призвана отражать лишь основные особенности развития природы, количество моделируемых составляющих в ней, которые будем называть компонентами моделей, как правило, ограничено. Из всего многообразия внутрисистемных связей при моделировании будем учитывать лишь главные связи между компонентами.

Состав компонентов модели в конечном итоге определяется характером решаемой задачи и массивом натурных данных. При этом часто приходится вводить в модель обобщенные (агрегированные) компоненты. Для биоценоза агрегирование может проводиться в соответствии с таксономической структурой сообщества, экологическими или физиологическими особенностями видов. Наиболее крупными агрегированными единицами являются фитопланктонное, зоопланктонное и бактерио-планктонное сообщества в целом, без детализации их таксономической и эколого-физиологической структур. Другим примером агрегирования компонентов, относящихся к биотопу, служит детрит, по определению состоящий из отмерших и находящихся на различной стадии разложения клеток, а также продуктов метаболизма живых организмов.

Из всех химических элементов, содержащихся в организмах, наиболее значимыми (в функциональном и процентном отношениях) являются биогенные элементы, в частности углерод, азот, фосфор и кислород. Помимо указанных элементов в ряде случаев может возникнуть необходимость учета серы, кремния, железа, магния, кальция: и др.

Моделирование круговорота вещества в экосистеме в форме потоков индивидуальных органических соединений - задача заманчивая, но крайне сложная. На современном уровне развития экологии и биохимии затруднительно составить обоснованную структурно-функциональную схему потоков трансформации отдельных органических соединений в иерархической структуре экосистемы. Затруднительно также подобрать функциональные зависимости и константы, определяющие скорости биохимических реакций отдельных соединений. В статье Т.А.Айзатуллина и И.П.Шамардиной (1980), посвященной обзору методов и результатов моделирования водных экосистем, справедливо отмечается, что для математического моделирования самые удобные - хорошо изученные, относительно простые, устойчивые водные экосистемы с небольшим числом компонентов.

В практике моделирования таких водных экосистем обычно рассматривают круговорот отдельно взятого химического элемента, чаще всего биофильного, лимитирующего развитие автотрофов-продуцентов. При этом гипотеза о лимитации развития первичных продуцентов вводится в качестве одного из постулатов модели на основании априорных соображений. При указанном подходе биомасса живых компонентов выражается в единицах концентрации выбранного химического элемента в теле планктона. Моделируемая абиотическая среда содержит только те компоненты, в которых присутствует выбранный химический элемент.

Такая формулировка задач моделирования не случайна. Эти задачи проще реализуются. Они не слишком громоздки и достаточно прозрачны в том смысле, что в них не возникает проблемы контроля над недопустимым превращением одного элемента в другой в процессе моделирования поведения экосистемы. Они требуют также сравнительно небольших затрат машинного времени при их реализации на ПЭВМ, причем существенно упрощается процесс идентификации параметров модели. Однако при изучении природных экосистем, находящихся под антропогенным прессом, стремление упростить задачу моделирования с целью достижения максимального эффекта в кратчайшие сроки представляется неоправданным.

Во-первых, натурные исследования природных экосистем не достигли такой степени развития, когда априори принимаемая гипотеза о лимитации первичной продукции одним химическим элементом оказывается справедливой на всем пространственно-временном интервале моделирования. Во-вторых, региональные особенности функционирования экосистемы часто являются следствием смены биофилъных лимитантов. В-третьих, прогнозируемая антропогенная нагрузка на экосистему в принципе может изменить сложившиеся в ней в современных условиях внутренние связи и соотношения. В-четвертых, используемые при моделировании функциональные зависимости и константы интенсивностей обменных процессов в биоценозе, как правило, получены в экспериментах с реальными организмами. Эти зависимости и константы отражают отклик организмов на совокупное влияние химических элементов, содержащихся в живом и мертвом веществе. Гипотеза о возможности перенесения интенсивностей обменных процессов, определенных в условиях эксперимента с реальными представителями биоты, в ситуацию лишь с одним каким-либо химическим элементом представляется проблематичной (Дмитриев, 1995).

В связи со сказанным, при разработке математических моделей водных экосистем автором отвергнута гипотеза о возможности их формулировки на основе моделирования круговорота какого-либо одного химического элемента. Рассматриваются круговороты углерода (С), азота (N), фосфора (Р), а также вещества «сухого остатка» (X). При этом принимается гипотеза о постоянстве химического состава всех компонентов биоценоза и детрита. Скорости биохимических циклов отдельных элементов считаются синхронизированными в соответствии со стехиометрическим составом, т.е. величиной C:N:P:X в сухом весе живых компонентов. Принимается, что водоросли и бактерии строят свою биомассу, потребляя углерод, азот, фосфор, X, содержащиеся в биотопе, в их стехиометрических отношениях. Точно так же в соответствии со стехиометрическои гипотезой предполагается, что в выделениях и отмерших организмах углерод, азот, фосфор и X присутствуют в тех же отношениях (Дмитриев, 1995).

В моделях водных экосистем нами используются следующие компоненты и их идентификаторы (табл.44).

Экологическое и эколого-географическое нормирование воздействий на водоемы

При оценке воздействия определяется экологически допустимая антропогенная нагрузка на водные экосистемы и геосистемы на основе экологической регламентации и получения портрета антропогенно трансформированной водной экосистемы. При этом возможны, по крайней мере, три подхода к получению оценки воздействия. Первый подход распространяется на функциональные особенности, формирующие портрет водной экосистемы. При этом сравниваются между собой скорости транслокации и трансформации вещества в экосистеме до (чистый эксперимент) и после воздействия (эксперимент с нагрузками). Для реализации этого подхода, в одном случае, необходимы многофакторные эксперименты по изменению скоростей обменных процессов в условиях внешнего воздействия на систему или на ее слабые звенья. В другом случае натурные эксперименты заменяются модельными экспериментами, имитирующими различные сочетания внешних воздействий. Второй подход состоит в сравнении двух портретов водных экосистем, полученных на основе экологических моделей («чистый» портрет сравнивается с антропогенно трансформированным портретом). Третий подход состоит в сравнении изменения гомеостатических свойств водной экосистемы (устойчивости) до и после воздействия. Во всех подходах реализуется многокритериальная оценка для скоростей процессов, портретов экосистем и исследуемых свойств экосистемы.

Оценка влияния токсикантов на скорости обменных процессов в водной экосистеме. Для оценки влияния токсикантов на интенсивности обменных процессов необходимы многофакторные эксперименты, учитывающие одновременное изменение концентраций токсикантов (и их смесей) и условий среды, определяющих удельную скорость протекания обменного процесса между организмами и средой их обитания. Применительно к описанным в предыдущем подразделе работы районам Северо-Запада России таких оценок не проводилось. По-видимому, единственным из такого рода экспериментов, опубликованных в научной литературе, является лабораторный эксперимент, описанный в работе Т.В.Замараевой и А.А.Рудковой (1989). В работе рассматривается фитотоксическое действие на одноклеточную зеленую водоросль СЫогеПа С-9 при совместном влиянии нескольких стрессовых факторов (температура воды, рН, различных концентрациях Hg, Pb, Cd и их смесей). Результаты экспериментов характеризуются отклонением в процентах значений скоростей роста водорослей в различных условиях по сравнению с контрольным опытом (отсутствие токсикантов).

Результаты эксперимента использовались нами для построения сводного показателя токсического загрязнения воды смесями токсикантов Hg, Pb, Cd для оценки их влияния на продукционные способности мелководных экосистем восточной части Финского залива. На первом этапе исследовался токсический эффект воздействия двух смесей при различном сочетании условий среды (температура и рН) по результатам описанного выше эксперимента. Для первой смеси в эксперименте принимались следующие концентрации токсикантов в воде: Hg=10, Pb=20, Cd=10 мкг/л; для второй смеси: Hg=20, Pb=40, Cd=20 мкг/л. Анализ полученных результатов свидетельствует о том, что токсическое действие двух водных растворов на рост водорослей очень близкое (сводный показатель первой смеси равен 0,832, а второй - 0,839). В соответствии с разработанной в разделе 6.1 классификацией, такие значения сводных показателей соответствуют "очень грязным" (VI класс загрязнения) водным объектам. На втором этапе полученные величины сводного показателя сопоставляются со сводными показателями токсичности для разных групп гидрооионтов. Результат сопоставления свидетельствует о токсичности воды для всех групп гидробионтов (табл. 59). На третьем этапе из экспериментальных данных находим, что удельная скорость роста планктонных водорослей при загрязнении воды смесями токсикантов в интервале температур 13,5 -19,5 и рН 7,6-7,8 будет составлять 0,40-0,57 от скорости в случае отсутствия токсикантов.

В настоящее время применительно к району предполагаемого строительства морского порта в Г.Ломоносове сводный показатель токсического загрязнения тяжелыми металлами на поверхности воды составляет 0,108-0,097 (среднегодовые данные для 1988-89 гл\), что свидетельствует о принадлежности данной акватории к "загрязненным" водам (IV класс загрязнения). В тоже время при определенных условиях (проведение дноуглубительных работ, образование отвалов донных отложений, штормовые условия и т.д.) и учитывая токсичность и подвижность микроэлементов в фунтах данного района, можно ожидать увеличения содержания токсикантов в воде до величин сопоставимых с величинами, рассматриваемыми в эксперименте. Содержание токсикантов при таких условиях должно составлять несколько ПДК (в отдельных случаях до 10 ПДК), а по сводному показателю токсического загрязнения (свыше 0,6) состояние акватории будет идентифицироваться, как "очень грязное" (VI кл.).

Учитывая, что выполненные нами расчеты предусматривают возможность создания неблагоприятного сочетания внешних условий по другим факторам (температуре и рН) и ориентированы на экстремальные условия для них по наблюдениям в районе г.Ломоносова летом 1989 года, можно сделать вывод о том, что удельная скорость первичного продуцирования органики в условиях своеобразного «токсикоза» водной экосистемы может уменьшиться для рассмотренных диапазонов температуры, рН и концентрации токсичных смесей в 1,75-2,5 раза. Такое снижен if с продуцирования органики фитопланктоном в сочетании с усиливающей-ся лимитацией его роста освещенностью приведет к снижению продукционных возможностей водной экосистемы,

Рекогносцировочная оценка сводных показателей токсического загрязнения, при перспективном техногенном воздействии. План строительства нового порта в г.Ломоносове предусматривает на первом этапе углубление ныне существующего фарватера и поворотного ковша на 40-50 см, при этом должно быть извлечено 2300 тыс. м" грунта. На втором этапе работ планируется дальнейшее углубление фарватера и акватории до отметки 12,1 м. Общий объем планируемой выемки грунта составит для канала 4 млн. 200 тыс. м донных осадков, для поворотной акватории - 3 млн. 500 тыс. м .

Значительный объем работ по извлечению и перераспределению грунта неизбежно вызовет поступление взвешенных частиц донных осадков в водную толщу. В результате этого могут произойти изменения в функционировании экосистемы прилегающей к району строительства акватории Невской губы, качестве вод, уровне трофноети и токсичности. Во время проведения дноуглубительных работ судоходный канал и поворотный ковш будут служить для водной толщи источником минеральных и органических взвешенных частиц, тяжелых металлов, нефтепродуктов, возможно и других содержащихся в донных илах загрязняющих веществ. Интенсивность поступления частиц грунта в водную толщу может быть рассчитана, например, по методике А.В.Караушева (1987). Однако для этого необходимо знать характеристики применяемой техники и график работ. Затем при помощи численных методов решения системы уравнений турбулентной диффузии могут быть получены поля распространения загрязнителей (взвеси, растворенных форм тяжелых металлов, нефтепродуктов и т.д.) в акватории строительства.

Для корректного прогноза изменений в экосистеме, кроме того, необходимо знать: гранулометрический состав профиля донных осадков в судоходном канале и поворотном ковше; профиль распределения загрязнителей в донных грунтах; профиль химического состава поровых вод; профиль редокс-потенциала и др. Разумеется, проведение научно-исследовательских работ для определения данных параметров требует значительных финансовьгх и временных затрат.

Оценка токсического загрязнения водной толщи тяжелыми металлами (Си, РЬ, Си, Hg), пестицидами (ДДТ, ДДД, ДДЭ, а-ГХЦГ, Д-ГХЦГ), нефтепродуктами, детергентами, фенолами может быть осуществлена путем расчета полей распределения токсикантов в районе строящегося порта на основании модели адвекции и турбулентной диффузии консервативной субстанции, гак как в данном случае можно принять допущение об однонаправленности связи "токсиканты - биоценоз": токсические вещества оказьшают влияние на гидробионтов, а последние не оказывают влияния на концентрации токсикантов. Справедливость данного допущения основана на том, что гидробионты извлекают токсиканты из водной среды не целенаправленно, а в качестве побочного результата массообмена с окружающей средой при процессах фотосинтеза, питания и дыхания. Разумеется, ряд гидробионтов (в особенности моллюски) обладают способностью к накоплению в своих тканях токсических веществ. Однако по сравнению с постоянным источником токсикантов при дноуглубительных работах данный "канал" изъятия токсикантов из водной толщи достаточно мал и в нервом приближении может не учитываться.

Значения нетоксических показателей, по которым может быть оценено качество воды (прозрачность воды, концентрации аммонийного и нитратного азота, насыщение воды растворенным кислородом, концентрация минерального фосфора, величина рН, индекс сапробности фито- и зоопланктона, концентрации хлорофилла "а", биомасса фитопланктона, общая численность бактерий, численность бактерий- са-профитов) изменяются в результате "сложного клубка" взаимодействий между биотопом и оиоценозом.

Прогноз значений этих показателей может быть осуществлен, например, при помощи численных экспериментов с имитационной моделью экосистемы, представляющей собой систему существенно нелинейных дифференциальных уравнений адвекции и турбулентной диффузии неконсерватизных субеганций (раздел 5 работы).

Оценим увеличение содержания токсикантов в водной толще в результате поступления из донных осадков при дноуглубительных работах из следующих соображений. Во время строительства Комплекса защитных сооружений в Невской губе наблюдалось увеличение мутности в среднем с 7 мг/л до 20.6 мг/л (среднее значение за 1981-83 г.г.), т.е. в 3 раза (Дмитриев, 1987). Примем в качестве ориентировочного это увеличение и для района строительства морского порта в Г.Ломоносове, то есть концентрация взвеси в районе строительства увеличится в 3 раза; 2/3 взвеси при этом будут иметь техногенное происхождение. В качестве первого приближения примем однородность распределения токсикантов в поступающих в водную толщу из донных осадков.