Моделирование продукционно-деструкционных отношений в озерных экосистемах

ВЕДЕНИЕ

1 Теоретические основы оценки первичной продукции и

деструкции органического вещества в водных экосистемах

1.1 Основные определения

1.2 Обзор представлений о процессах первичного продуцирования

и деструкции органического вещества в водных экосистемах

1.2.1 Основные факторы воздействия на скорости обменных

процессов

2 Мониторинг первичной продукции в малых водоемах

2.1 Материалы исследования

2.1.1 Натурные наблюдения

2.1.2 Пространственно-временная изменчивость значений

первичной продукции в озерах Карельского перешейка

2.2 Методы исследования

2.2.1 Методы натурных наблюдений

2.2.1.1 Разработка метода определения количества солнечной

радиации, поступающей на различную глубину в озеро

2.2.1.2 Оценка трат на обмен фитопланктона (авторский подход)

2.2.2 Методика создания модели

2.3 Рекомендации по оптимизации мониторинга водных экосистем

3 Методические основы моделирования первичной продукции и

деструкции органического вещества в водных экосистемах

3.1 Модель экосистемы в целом

3.2 Простейшие популяционные модели

3.3 ЛиМ-подходы

3.4 Моделирование факторов среды, лимитирующих образование

первичной продукции

3.5 Деструкция органического вещества



Разработка модели продукционно-деструкционных отношений водной экосистемы

Апробация разработанной модели продукционно-

деструкционных отношений в водных экосистемах

Карельского перешейка

Идентификация и верификация модели

Временная изменчивость продукционно-деструкционных

отношений в водных экосистемах по результатам

моделирования

Модельные эксперименты и их специфика Дополнительные показатели, рассчитанные с помощью модели Оценка факторов, влияющих на формирование первичной продукции ОВ (показательные критерии)

Оценка динамических критериев состояния водной экосистемы

Оценка устойчивости экосистем малых озер к антропогенному

эвтрофированию

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

Список сокращений и условных обозначений СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ Приложение А



Актуальность темы исследования

Интерес к анализу продукционно-деструкционных отношений в водоеме обусловлен увеличивающимися темпами антропогенного эвтрофирования, которое является на сегодняшний день глобальной экологической проблемой. Так, например, уже в начале 1990-х годов в 43 штатах США из 52 было зарегистрировано загрязнение биогенными элементами водных объектов [76]. Практически отсутствуют рекомендации по управлению эвтрофированием водоемов и деэвтрофтрованию водных экосистем. Тем не менее, при всей очевидной важности такие параметры как скорость продуцирования и деструкции органического вещества не входят в перечень основных компонентов геоэкологического мониторинга.

Однако, /VD-отношение является достаточно репрезентативным показателем, с помощью которого можно оценить способность системы к самоочищению и «злокачественное увеличение первичной продукции» [86]. Это отношение так же показательно в транзитных, речных экосистемах, в которых, как правило, P/D <1. Например, при принятии решений о возможности строительства комплекса защитных сооружений в Невской губе, ее водную экосистему оценивали, как загрязненную, но при этом имеющую P/D <1, а значит способную к самоочищению.

В этом плане продукционно-деструкционные отношения можно рассматривать как маркер или индикатор развития естественного и антропогенного эвтрофирования водоема, но оно не является маркером загрязнения водоема до тех пор, пока суммарное содержание азота и фосфора не превысит концентрацию углерода в водоеме [30]. Создание модели формирования продукционно-деструкционных отношений в водной экосистеме (/VD-модели) предполагает учет влияния физических, химических и



накоплению дочерних клеток, которые остаются соединенными, поскольку не могут образовать отдельный панцирь. Отмечено, что весенняя и осенняя вспышки развития диатомовых водорослей совпадают не только с температурным оптимумом и содержанием основных элементов питания, но и с максимальным количеством кремния [54].

Для того что бы корректно оценить воздействие содержания биогенных элементов на скорость роста водорослей необходимо различать скорость роста и скорость поглощения элемента в зависимости от его концентрации в среде и в клетке. Так клетки водоросли могут находиться в трех состояниях: потреблять, но не расти, потреблять и расти одновременно и расти, но не потреблять питательный элемент [36].

Активная реакция среды

В лимнологических экосистемах большое значение имеет такой показатель как активная реакция среды. Исследования по влиянию pH, содержания свободной углекислоты и бикарбонатов на скорость роста фитопланктонных водорослей не так многочисленны. Автору же представляется, что такой параметр как pH может оказаться хорошим маркером изменения уровня продуктивности, как обратный содержания углекислоты в воде.

В связи с этим рассмотрим некоторые закономерности. Например, Г. Г. Винберг еще в 1960 году писал о том, что критерием интенсивности фотосинтеза могут служить изменения активной реакции воды, зная которые можно рассчитать эквивалентные им количества ассимилированной углекислоты [24]. Основанный на этом принципе вариант метода склянок с 1951 г. применялся Вердайном (1951-1956) на оз. Эри в США. Эту же методику использовали Джексон и Мак-Фэден (1954), Мак-Куэйти (1957).

Изменение величины pH тесно связано с процессами фотосинтеза (из-за потребления СО2 водной растительностью) и распада органических веществ [106]. Действительно содержание в воде углекислоты в мгСОг/л связано с величиной pH [4], но нетрудно показать, что даже при наиболее точных определениях pH этот метод менее чувствителен, чем кислородный. В настоящее время подобные