CC BY
109
УДК 556.55:504.4 ББК 26.226.6
Г.Т. фрумин, А.Н. Гетьман
квотирование биогенной нагрузки на трансграничные водные объекты (на примере балтийского моря)*
Разработан метод квотирования биогенной нагрузки на трансграничные водные объекты. Приведены формулы для расчетов максимально допустимых модулей экспорта биогенных элементов на различные субакватории Балтийского моря. Разработан подход к расчетам модулей фонового стока биогенных элементов с водосборных территорий. Разработаны подходы к квотированию биогенной нагрузки между сопредельными государствами на трансграничные водные объекты.
Ключевые слова:
биогенные элементы, водосборный бассейн, квотирование, трансграничные водные объекты.
К трансграничным относятся любые поверхностные или подземные воды, которые обозначают, пересекают границы между двумя и более государствами или расположены в таких границах. В тех случаях, когда трансграничные воды впадают непосредственно в море, их пределы ограничиваются прямой, пересекающей их устье между точками, расположенными на линии малой воды на их устье. Такое определение трансграничных вод дается в Конвенции ООН по охране и использованию трансграничных водотоков и международных озер (1992 г.). Трансграничные воды рек принадлежат территориям приграничных государств и составляют часть этих территорий.
В мире насчитывается более 260 международных речных и более 270 международных подземных водных бассейнов [10]. По территории России протекает около 70 полноводных и протяженных трансграничных рек. Так, по Вуоксе проходит граница с Финляндией, по Неману - с Литвой, по Днепру - с Белоруссией и Украиной, по Западной Двине - с Белоруссией и Латвией, по Самуру - с Азербайджаном, по Волге, Уралу, Иртышу - с Казахстаном, по Селенге - с Монголией, по Амуру - с КНР, по Туманной - с КНР и КНДР
Многие проблемы распределения водных ресурсов и загрязнения вод, которые раньше носили внутригосударственный характер, теперь приобрели трансграничный контекст. Конвенция по охране и использованию трансграничных водотоков и международных озер была подписана в г. Хельсинки 17 марта 1992 г. Эта Конвенция подготовлена под эгидой ЕЭК ООН
и вступила в силу 6 октября 1996 г. Она играет важную роль в развитии сотрудничества по трансграничным водам во многих частях региона ЕЭК ООН. Со времени подписание Конвенции прошло уже более двадцати лет, однако, есть еще вопросы, которые окончательно не решены путем переговоров и которые нуждаются в дальнейшем развитии.
15 ноября 2007 г. в Кракове министрами охраны окружающей среды стран Балтийского моря был согласован План действий для Балтийского моря (ПДБМ), который является долгосрочным стратегическим документом, направленным на сокращение загрязнения морской среды, достигшего в последнее время угрожающего размера, и восстановления благополучного экологического состояния Балтики к 2021 г. [16]. Главная проблема в Балтийском море - эвтрофирование. Развитие процесса антропогенного эвтро-фирования приводит ко многим неблагоприятным последствиям с точки зрения водопользования и водопотребления (развитие «цветения» и ухудшения качества воды, появление анаэробных зон, нарушение структуры биоценозов и исчезновение многих видов гидробионтов, в том числе ценных промысловых рыб). Кроме того, в период цветения сине-зеленые водоросли производят сильнейшие токсины (алкалоиды, низкомолекулярные пептиды и др.), которые сами не используют, но они, попадая в водную толщу, представляют опасность для живых организмов и человека. Эти токсины могут вызывать цирроз печени, дерматиты у людей, отравление и гибель животных [3].
* Исследование выполнено при поддержке Министерства образования и науки РФ по гранту 14.B37.21.0651 «Разработка методов квотирования биогенных нагрузок и снижения рисков химического и биологического загрязнения трансграничных водных объектов на основе комплексного анализа данных гидрометеорологического мониторинга».
По мере возрастания численности населения и резкого усиления его хозяйственной деятельности поступление биогенных веществ с коммунальными и промышленными сточными водами, со стоками интенсивно удобряемых сельскохозяйственных угодий и через загрязненную атмосферу возрастало в геометрической прогрессии, время эвтрофирования сократилось до десятилетий, и процесс получил название антропогенной эвтрофикации. чрезмерное поступление азота и фосфора от наземных источников является основной причиной эвтрофирования Балтийского моря. Приблизительно 75% азота и, по крайней мере, 95% фосфора попадают в Балтийское море через реки или через прямые сбросы. Около 25% азота поступает из атмосферы [8].
В связи с изложенным цель данного исследования состояла в разработке метода квотирования биогенной нагрузки на трансграничные водные объекты бассейна Балтийского моря. Исследование состояло из трех этапов. На первом этапе были
проведены расчеты максимально допустимых модулей стока биогенных элементов на различные субакватории Балтийского моря, соответствующие их водосборным бассейнам (табл. 1). С этой целью максимально допустимые, согласно ПДБМ, поступления биогенных элементов на данную субакваторию были разделены на площадь соответствующего ей водосборного бассейна.
Максимально допустимые модули стока, приведенные в табл. 1, были использованы для расчетов максимально допустимого экспорта биогенных элементов в Финский залив Балтийского моря со стоком рек (табл. 2).
На втором этапе исследования был разработан подход к расчетам модулей фонового стока биогенных элементов с водосборных территорий. Модуль стока является универсальной характеристикой, которая, независимо от порядка и водности реки, выступает в качестве меры интенсивности антропогенного воздействия
Таблица 1
Максимально допустимые модули стока биогенных элементов на субакватории Балтийского моря
Субакватория Площадь водосбора, км2 Максимально допустимое поступление, тоннтод-1 Максимально допустимый модуль стока, кг^км-2тод-1
Фосфора общего д(ТР)МАК Азота общего д(т^МАК Фосфора общего М(ТР)мак Азота общего М(Т^"ак
Ботнический залив 259 620 2 585 51 436 9,96 198
Ботническое море 224 910 2 457 56 786 10,90 253
Центральная Балтика 496185 6 746 233 259 13,60 470
Финский залив 413 100 4 860 106 680 11,80 258
Рижский залив 102 040 1 430 78 403 14,00 768
Датские проливы 27 365 1 409 30 893 51,50 1 129
Каттегат 79 530 1 573 44 257 18,80 556
Таблица 2
Максимально допустимый экспорт биогенных элементов в Финский залив
со стоком рек
Река Площадь водосбора, км2 Максимально допустимый экспорт, тоннтод-1 река Площадь водосбора, км2 Максимально допустимый экспорт, тоннтод-1
д(ТР) д(ТР)
Нева 286 553 3 381,0 73 931 Селезневка 623,0 7,4 161
Нарва 56 797 670,0 14 654 Серьга 557,0 6,6 144
Луга 13 200 156,0 3 406 Хаболовка 330,0 3,9 85
Ягала 1 570 18,5 405 Стрелка 155,0 1,8 40
Пирита 799 9,4 206 Лебяжья 101,0 1,2 26
гороховка 731 8,6 189 Сытке 93,7 1,1 24
Кейла 682 8,0 176 чулковка 72,0 0,8 19
черная 668 7,9 172 Кикенка 68,0 0,8 18
в водосборе. Согласно [9], в качестве периода относительного гидрохимического фона рекомендуется использовать временные периоды до 1970 г., поскольку в последующие годы резко возросло антропогенное воздействие на природные воды. Для рек с более коротким рядом наблюдений допускается использование фоновых данных по реке-аналогу или первому периоду наблюдений. В районах, где антропогенное воздействие отмечено ранее 1970 г., в качестве фонового следует выбрать период до начала такого воздействия.
К сожалению, реализовать вышеуказанные рекомендации не всегда представляется возможным, поскольку в период до 1970 г. определения фосфора валового и азота общего (в зарубежной литературе фосфор общий - ТР и азот общий - ТЭД не проводились. Более того, для ряда рек, частично контролируемых и неконтролируемых, до настоящего времени отсутствуют данные гидрохимических и/или гидрологических наблюдений.
Одним из важнейших факторов, стимулирующих развитие процесса эвтро-фирования водоема, является фосфорная нагрузка с его водосборного бассейна, которая имеет две составляющие - природную и антропогенную. Природная составляющая зависит от первичной продукции наземных экосистем, которая, в свою очередь, контролируется факторами внешней среды - температурой, количеством осадков и испарением [4; 7; 18; 19].
Факторы внешней среды, воздействующие на продукционные процессы в водоемах и на суше, тесно связаны с географической зональностью, которая включает в себя широтную, меридиональную и высотную поясность. Географическую зональность можно рассматривать как фактор, интегрирующий влияние эдафических и климатических условий на продуктивность водных экосистем [1].
На основании фактических данных нами была предложена эмпирическая зависимость между модулем фонового стока
фосфора валового с водосборной территории и широтой местности для интервала широт от 10о с.ш. до 70о с.ш. [11]:
М(ТР)ФОН = 221 - 52,3-Ьф (1)
Используя зависимость (1), были выполнены расчеты фонового стока фосфора валового (ТР) для ряда рек бассейна Балтийского моря (табл. 3).
Для оценки модулей фонового стока азота общего с водосборных бассейнов были использованы три различных подхода, поскольку в доступных литературных источниках единая методика для таких расчетов отсутствует.
Согласно [5], о природной составляющей выноса биогенных веществ с Российской части изучаемой территории можно судить по картосхеме, построенной сотрудниками Института озероведения РАН Г.А. Алябиной и И.Н. Сорокиным на основе многолетних стационарных и полевых исследований на водосборах Северо-Запада России [6]. В этой работе представлено районирование природного выноса ТР и TN на водосборе Финского залива в зависимости от ландшафтов в области Балтийского кристаллического щита и Русской равнины. Для выделенных районов определены значения модулей выноса М(ТР)ФОН и М(Т^ФОН. Нами было проведено усреднение величин М(ТР)ФОН и М(Т^ФОН. В этом случае соотношение между модулями фонового стока азота общего и фосфора общего описывается следующей формулой:
МСШ)ФОН = 42,6М(ТР)Ф
(2)
Другой вариант поиска количественного соотношения между М(Т^ФОН и М(Т^ФОН базировался на данных, приведенных в работе [12]. Используя эти данные, были рассчитаны величины М(Т^ФОН / М(ТР)ФОН. В рассматриваемом варианте соотношение между модулями фонового стока азота общего и фосфора общего описывается следующей формулой:
М(Т^ФОН = 28,7М(ТР)Ф
(3)
Таблица 3
Модули фонового стока (эмиссия) фосфора валового с водосборов рек бассейна Балтийского моря
Река М(ТР)фОН, кг-км"2 • год-1 Река М(ТР)фОН, кг-км-2 • год-1
Нева 4,9 Караста 6,5
Луга 6,8 Коваши 6,5
Нарва 7,8 Селезневка 5,7
Желча 7,7 Приветная 6,2
Великая 9,3 Плюсса 7,8
Согласно [17], олиготрофному статусу водного объекта соответствует соотношение Т№ТР = 35. Олиготрофный водоем содержит незначительное количество биогенных веществ. С другой стороны, олиготрофный трофический статус обусловлен поступлением в водный объект небольших количеств азота общего и фосфора общего, которое можно рассматривать как фоновое поступление. В этом случае можно принять в качестве первого приближения, что соотношение Т№ТР = 35 соответствует соотношению модулей фонового стока с водосборного бассейна, то есть М(Т^ФОН/ М(ТР)ФОН = 35. Или
М(Т^ФОН = 35-М(ТР)Ф
(4)
М(Т^ФОН = 35,3-М(ТР)Ф
(6)
ная на результатах обобщения натурных наблюдений на 100 европейских реках с площадями водосборов от 121 до 194000 км2 и озерностью 0,2-20,3% от значений общей площади изучаемых водосборов [13, 20, 14]. Вынос вещества с водосбора и нагрузка на водный объект L, принимающий сток воды и примесей, рассчитывается следующим образом:
L = Я •Ь , = (1 - R
1 у г' к
Таким образом, при рассмотрении трех вариантов соотношения модулей фонового стока азота общего и фосфора общего были получены три различных величины: 28,7 ^ = 10), 42,6 ^ = 9) и 35 ^ =1), где N - количество значений М(Т^ФОН/ М(ТР)ФОН, использованных при расчете среднего соотношения. По этим данным было рассчитано средневзвешенное значение М(Т^ФОН / М(ТР)ФОН:
М(Т^ФОН/М(ТР)ФОН = (42,6-9 + 28,7-10 + + 35-1)/(10 + 9 + 1) = 35,3 (5)
^ = 1 - ^ = 1/(1 + а^),
Формула (6), ориентировочно характеризующая соотношение между модулями фоновых стоков азота общего и фосфора общего с водосборных бассейнов, была использована для последующих расчетов (табл. 4). Эту формулу целесообразно использовать для сугубо ориентировочных расчетов, поскольку она не учитывает региональных особенностей водосборных бассейнов.
Для расчета удержания химических веществ водосборами и их гидрографической сетью в Институте водной экологии и внутреннего рыбоводства Германии разработана эмпирическая модель, основан-
Таблица4
модули фонового стока фосфора общего и азота общего для некоторых рек
бассейна Балтийского моря
(7)
где Rt и Rг - коэффициенты выноса и удержания вещества (безразм.), соответственно.
Авторами модели предложены следующие эмпирические соотношения, связывающие значения упомянутых коэффициентов для общего фосфора, общего и минерального ^мин) азота со значениями модуля стока q ^3Ь-2Т-1] и гидравлической нагрузкой на водные объекты водосбора т ^ Т-1]:
(8)
^ = 1 - ^ = 1/(1 + а2ть2), (9)
где а1, Ц, а2 и Ь2 - безразмерные эмпирические параметры.
Значение гидравлической нагрузки HL пропорционально модулю стока q и обратно пропорционально относительной площади водной поверхности W (% от общей площади водосбора) (табл. 5):
т = 3,^/^ (10)
если q - в л-км"2^с"' и HL - в мтод-1.
В соответствии с формулами (9) и (10) увеличение площади водных объектов, выраженное в % от общей площади водосбора, приводит к увеличению удержания биогенных элементов и, соответственно, -к снижению значений выноса веществ с водосбора. В то же время увеличение стока приводит как к увеличению эмиссии веществ из почв, так и к уменьшению удержания биогенов водными объектами водосбора (в соответствии с (8) - (10).
река F, км2 ^ м3/с М(ТР)ФОН кг/км2 М(Т^ФОН кг/км2
Нева 286 553 2 500,0 4,9 173
Нарва 56 797 399,0 7,8 275
Великая 25 200 134,0 9,3 328
Луга 13 200 93,0 6,8 240
Желча 1 220 12,6 7,7 272
о О
Примечание. Расчет М(Т^ФОН проведен по формуле (6)
С использованием уравнения (8) удается оценить удержание химических веществ водосбором и русловой сетью в зависимости от характеристик стока и размеров водосбора. Если изучаемый водосбор характеризуется высоким значением доли водной поверхности в общей площади водосбора, то для расчетов целесообразно применять соотношение (9).
Значения эмпирических параметров а1, Ц, а2 и Ь2 задаются в соответствии с данными табл. 6 [15].
Антропогенная составляющая поступления биогенных элементов в водных объект Q(TP)А или Q(TN)А рассчитывается как разница между максимально допустимым экспортом Q(TP) или Q(TN) и фоновым пос туплением Q(TP)ФОН или Q(TN)ФОН:
Q(TP)А = Q(TP)МАК - ^М(ТР)ФОН = =F М(ТР)МАК - ^М(ТР)ФОН (11)
Q(TN)А = Q(TN)МАК - Rt•F -М(Т^ФОН = =F •M(TN)МАК - ^ •М(ТN)ФОН (12)
Формулы (9) и (10) позволяют рассчитать антропогенную составляющую экспорта биогенных элементов в трансграничные водные объекты. Именно эта составляющая и подлежит квотированию между сопредельными странами.
Третий этап исследования заключался в разработке подходов к квотированию биогенной нагрузки между сопредельными государствами на трансграничные
водные объекты. В основу квотирования были положены результаты анализа экспорта биогенных элементов (общего фосфора и общего азота) в Балтийское море со стоком четырнадцати трансграничных рек [2]. В этой работе показано, что наиболее информативными показателями при построении количественных моделей, описывающих зависимость поступления биогенных элементов в Балтийское море со стоком трансграничных рек, являются количество населения на территории водосборного бассейна и площадь пахотных угодий на водосборе.
На основе выявленных закономерностей предлагается два подхода к квотированию антропогенной биогенной нагрузки на трансграничные водные объекты. Согласно первому подходу, распределение антропогенной биогенной нагрузки между сопредельными государствами целесообразно рассчитывать пропорционально долям населения на водосборной территории. Второй подход предполагает проведение расчетов пропорционально долям распаханных земель.
Для расчетов используются следующие формулы:
Q(TP)A = Q(TP)A^[NI/(NI+N.) + 1 -
- Ni/(NI+N.)] J
(13)
Q(TN)A = Q(TN)A^[NI/(NI+N.) + 1 -
- Ni/(NI+N.)] J
(14)
Таблица 5
Относительные площади водных поверхностей водосборов некоторых трансграничных рек бассейна Балтийского моря
Река Сопредельные государства Водосбор, км2 W, %
Кемийоки Россия, Финляндия, Норвегия 51 127 5
Нева Россия, Финляндия 286 553 16
Вуокса Россия, Финляндия 68 501 18
Нарва Россия, Эстония, Латвия 56 200 8
Даугава Россия, Беларусь, Латвия, Литва 69 271 3
Неман Россия, Беларусь, Литва, Польша 97 864 3
Преголя Россия, Польша, Литва 14 685 2
Йянисйоки Россия, Финляндия 3 861 8
Таблица 6
Значения эмпирических параметров в формулах (8) и (9)
Элемент Площадь водосбора, F ai bi a2 Ь2
Фосфор общий Для всех водосборов 26,6 -1,71 13,3 —0,93
< 1000 км2 41,4 -1,93 57,6 —1,26
1000-10000 км2 21,7 -1,55 9,3 -0,81
> 10000 км2 28,9 -1,80 26,9 -1,25
Азот общий Для всех водосборов - - 1,9 -0,49
Азот общий Для озер - - 7,28 -0,49
Таблица 7
Распределение максимально допустимого поступления биогенных элементов в трансграничную р. Нарва с водосборов России и Эстонии
Страна д(Тр)мАк, тонн/год д(Тр)Ф°н тонн/год д(ТР)А, тонн/год Население Максимально допустимый экспорт, тонн/год
Россия 670 235 435 540 000 255
Эстония 380 000 180
д(ТО)МАК, тонн/год д(Т^ФОН, тонн/год тонн/год
Россия 14 654 7 256 7 398 540 000 4 342
Эстония 380 000 3 056
д(ТР)МАК, тонн/год д(ТР)ФОН, тонн/год д(ТР)А, тонн/год Площадь распаханных земель, км2 Максимально допустимый экспорт, тонн/год
Россия 670 235 435 6 688 232
Эстония 5 860 203
дСШ)МАК, тонн/год д(Т^ФОН, тонн/год тонн/год Площадь распаханных земель, км2
Россия 14 654 7 256 7 398 6 688 3 943
Эстония 5 860 3 455
Усредненные величины максимально допустимого экспорта фосфора общего, тонн/год
Россия 244
Эстония 191
Усредненные величины максимально допустимого экспорта азота общего, тонн/год
Россия 4 142
Эстония 3 256
д(ТР)А = д(ТР)А^[ПРЗ1/(ПРЗ1+ПРЗ1) + 1 -
- ПРЗ1/(ПРЗ1+ПРЗ1)]
(15)
д(Т^А = дСШ^-ЩРЗДПРЗ^ПРЗ^ + 1 -
- ПРЗ1/(ПРЗ1+ПРЗ1)],
(16)
где N и N - количество населения на водосборе 1-й страны _|-й страны соответственно; ПРЗ: и ПРЗ; - площади распаханных земель на водосборах сопредельных стран.
Для иллюстрации вышеприведенных соотношений были проведены расчеты максимально допустимого экспорта биогенных элементов в р. Нарва между сопредельными странами (Россией и Эстонией)
список литературы:
(табл. 7). При этом были использованы следующие значения Rt: Rt = 0,536 для фосфора общего и Rt = 0,464 для азота общего.
Согласно данным, приведенным в табл. 7, природная (фоновая) нагрузка составляет 35% для фосфора общего и 50% для азота общего от величины суммарной нагрузки на р. Нарва. Эти величины близки к тем, которые приведены в работе [5]. В этой работе отмечено, что фоновая компонента нагрузки на Псковско-Чудское озеро составляет 36% для фосфора и 45% для азота. Особо отметим, что эти результаты получены двумя разными независимыми методами.
[1] Бульон В. В. Эвтрофирование и деэвтрофирование озер как реакция на изменение фосфорной нагрузки с водосборной площади // Теория и практика восстановления внутренних водоемов / Под ред. В.А. Румянцева, С.А. Кондратьева. - СПб.: Лема, 2007. С. 44-54.
[2] Германова А.В., Фрумин Г.Т. Поступление биогенных элементов в Балтийское море со стоком трансграничных рек // Ученые записки РГГМУ. - 2012, № 24. - С. 100-106.
[3] Дмитриев В.В., Фрумин Г.Т. Экологическое нормирование и устойчивость природных систем. Учебное пособие. СПб.: Наука, 2004. - 294 с.
[4] Исаченко А. Г. Основные вопросы физической географии. - Л.: Изд-во ЛГУ, 1953. - 391 с.
220 [5] Кондратьев С.А., Голосов С.Д., Зверев И.С., Рябченко В.А., Дворников А.Ю. Моделирование абиотических процессов в системе водосбор-водоем (на примере Чудско-Псковского озера). - СПб.: Нестор-История, 2010. - 104 с.
[6] Кондратьев С.А., Алябина Г.А., Сорокин И.Н. Вынос биогенных веществ с водосбора Ладожского озера и Финского залива // Ладожскому озеру - надежную защиту / Под ред. В.Ю. Цветкова. - СПб.: Лемма, 2009. - C. 63-72.
[7] Лит Х. Моделирование первичной продуктивности Земного шара // Экология. - 1974, № 2. - С. 13-23.
[8] Морозова И.А., Шмидова Л.Б., Талалаев С. М. Трансграничное загрязнение Балтийского моря.
- СПб.: Изд-во СПбГТУ, 2000. - 52 с.
[9] РД 52.24.622-2001. Руководящий документ. Методические указания. Проведение расчетов фоновых концентраций химических веществ в воде водотоков. - М.: гидрометеоиздат, 2001. - 77 с.
[10] Рысбеков Ю.Х. Трансграничное сотрудничество на международных реках: проблемы, опыт, уроки, прогнозы экспертов // Под ред. В.А. Духовного. - Ташкент: НИЦ МКВК, 2009. - 203 с.
[11] Степанова Е.В., Фрумин Г.Т. Методы оценки выноса фоновой биогенной нагрузки с водами рек бассейна Балтийского моря // Устойчивое развитие и геоэкологические проблемы Балтийского региона: материалы Международной научно-практической конференции. НовГУ им. Ярослава Мудрого, 23-25 октября 2009 г. - Великий Новгород, 2009. - С. 357-361.
[12] Хрисанов Н.И., Осипов Г.К. Управление эвтрофированием водоемов. - СПб.: Гидрометеоиздат, 1993. - С. 36.
[13] Behrendt H. Inventories of point and diffuse sources and estimated nutrient loads - A comparison for different river basins in Central Europe // Wat. Sci. Technol. - 1996, № 33. - Р. 99-107.
[14] Behrendt H., Opitz D. Retention of nutrients in river systems: dependence on specific runoff and hydraulic load // Hydrobiologia. - 1999, № 410. - P. 111-122.
[15] Behrendt H., Dannowski R. Nutrients and heavy metals in the Odra River system. - Germany: Weissensee Verlag Publ., 2007. - 337 p.
[16] HELCOM Baltic Sea Action Plan // HELCOM Ministerial Meeting. Krakow, Poland, 15 November 2007.
- 101 p.
[17] Nürnberg G.K. Trophic state of clear and colored soft- and hardwater lakes with special consideration of nutrients, anoxia, phytoplankton an fish // J. Lake and reservoir Management. - 1996, № 12. - P. 432-447.
[18] Rosenzweig M.L. Net primary production of terrestrial communities, prediction from climatological data // Amer. Nat. - 1968, vol. 102. - P. 67-74.
[19] Schuur A.G. Productivity and global climate revisited: the sensitivity of tropical forest growth to precipitation // Ecology. Vol. 84.- 2003, № 5. - P. 1165-1170.
[20] Venohl M., Donohue I., Fogelberg S., Arheimer D., Irvine K., Beherendt H. Nitrogen retention in a river system and effects of river morphology and lakes // Water Sciences & Technology. - 2005, v. 51 (3-4). - Р. 19-29.
