Модели функционирования эвтрофирующихся водоемов

5.4. Модели функционирования эвтрофирующихся водоемов

При изучении механизма эвтрофирования чрезвычайно важное значение имеют модельные исследования короткопериодной внутригодовой изменчивости процессов функционирования экосистемы водоема, которые невозможны в рамках стационарнных моделей. Внутригодовая изменчивость экосистемных процессов обусловлена, с одной стороны, процессами внутреннего водообмена, связанные с динамикой водных масс и изменением поля плотности воды водоема под воздействием гидрологических и синоптических факторов, и с другой стороны, высокими скоростями взаимодействия компонентов химической и биохимической природы, определяющих биотрансформацию веществ и активность внутриводоемных биологических процессов. Моделирование процессов функционирования экосистемы базируется на методологии системного анализа и сложные структурные взаимосвязи в экосистеме воспроизводятся на фоне пространственно-временной изменчивости ее компонетов в зависимости от комплекса внешних воздействий. Подобные модели относятся к классу имитационных, или портретных, и разрабатываются на основе законов сохранения и превращения веществ, наиболее существенных переменных, факторов среды и внутриводоемных процессов. Теоретические основы этого направления моделирования в гидроэкологии заложены датским лимнологом С.Йоргенсеном [Йоргенсен, 1985, Jorgensen, 1994], в России впервые задачи управления озерными системами на основе моделирования начал решать В.В.Меншуткин [1971].

Главная особенность моделей экологических процессов состоит в том, что они носят в основном эмпирический характер, т.к. в экологии нет классических уравнений, как, например, в гидродинамике. Поэтому имитационное моделирование предполагает относительную свободу в описании биологических и биохимических взаимодействий в экосистемах, но теоретическая разработанность экологических математических моделей в виде систем дифференциальных уравнений остается на сегодняшний день явно недостаточной. При этом совершенно очевидно, что ни о какой универсальной модели не может быть и речи. Универсальными могут быть только принципы и подходы к построению имитационных моделей экосистем.

Математические модели круговорота веществ в экосистеме и качества воды водоемов всегда содержат как минимум два относительно самостоятельных блока: гидрологический (гидродинамический), определяющий перенос и перемешивание пассивных субстанций в водоеме, и экологический, описывающий кинетику внутриводоемной трансформации неконсервативных переменных состояния экосистемы. Моделирование процессов распространения веществ в водоеме под влиянием течений, процессов турбулентной диффузии и динамики водных масс имеет свою давнюю историю (наиболее полные обзоры этих моделей представлены в работах [Orlob, 1992, Beck, 1987]). Также сравнительно давно разрабатываются модели другого направления в моделировании - модели кинетики химических, биохимических и биологических взаимодействий (обзоры [Айзатуллин, Шамардина, 1980, Straskraba, 1994]). Активное объединение этих направлений при моделировании экосистемных процессов и качества воды в водоемах началось в конце 70-х годов и привело к созданию ряда сложных комплексных моделей, связанных с проблемой эвтрофирования водоемов и позволяющих решать вопросы короткопериодной изменчивости трофического состояния водоемов (табл. 5.6).

Характеристики гидроэкологических моделей, используемых для диагноза и прогноза эвтрофирования озер и водохранилищ.

Экологические модели преследуют цель воспроизведения короткопериодной пространственно-временной изменчивости компонентов экосистемы и ее трофического состояния в целом или в отдельных частях экосистемы. Однако все они требуют специальной, индивидуальной настройки на тот водоем, к которому они применяются, поскольку, во-первых, нужна детальная морфометрическая характеристика водоема, во-вторых, диапазон многочисленных эмпирических коэффициентов, использующихся в экологических блоках моделей, достаточно велик. Основная трудность при создании модели водной экосистемы для конкретного водоема состоит в подборе адекватных зависимостей и эмпирических коэффициентов для описания биологических и биохимических взаимодействий в водоеме. Наиболее надежный путь преодоления этой трудности состоит в использовании коэффициентов, полученных в результате экспериментальных работ непосредственно на моделируемом водоеме.

В большинстве моделей формирования качества воды в водоемах все же делается акцент на один из основных блоков, причем чаще всего предлагается явно упрощенное описание гидродинамики и внутреннего водообмена. Наиболее сбалансированы эти блоки в последних версиях моделей CE-QUAL-R1 и CE-QUAL-W2. Только эти модели, а также модель тепломассообмена водохранилищ (ТМО) учитывают специфику водохранилищ при моделировании процессов многометровых колебаний уровня и переноса воды и веществ в разных слоях водной толщи с учетом поверхностных и донных водосброов, шлюзования. Модель ТМО кроме того, позволяет рассчитывать внутренний водообмен многолопастных, морфологически сложных водохранилищ, включающих несколько протяженных заливов в затопленных речных долинах своих притоков.

К сожалению, в литературе почти не рассматриваются ни методические подходы к тестированию моделей, ни результаты детальных проверок этих моделей, совершенно необходимых для обоснования доверия к получаемым с помощью этих моделей результатам. Некоторые результаты практических применений моделей CE-QUAL-R1 и CE-QUAL-W2, приводимые в литературе [Diogo, Rodrigues, 1997, Wlosinski, 1985, Martin, Wlosinski, 1986], ограничиваются визуальным сравнением наблюдаемых и расчетных характеристик. Не рассматриваются в них в полной мере вопросы валидации модели, под которой понимается статистическая оценка погрешности расчета, выполненных на основе независимых данных наблюдений с применением различных численных критериев, например, широко применяемого в экологическом моделировании критерия Тэйла [1971]. В этом отношении заметно отличается модель ТМО, неоднократно проверявшаяся по результатам наблюдений на водохранилищах с использованием различных подходов и специальных экспериментов. Многоэтапной статистической оценкой погрешностей расчетов по этой модели было убедительно показано, что модель ТМО позволяет получить результаты лимнологических расчетов близкие к пределу их проверяемости даже по материалам специальных учащенных наблюдений [Даценко и др., 2005]. Такие статистические проверки моделей должны стать необходимым элементом построения моделей и обязательным условием и доказательством их практического применения.