RU
EN
    Потенциал эвтрофикации

    Eutrophication Potential

    Photo by lionel mermoz on Unsplash
    RU
    EN
    Мы используем cookies для улучшения работы сайта
    Принять Отклонить
    01Что такое эвтрофикация и почему это проблема
    02Экологический механизм антропогенной эвтрофикации

    Закон минимума Либиха и закон толерантности Шелфорда

    Соотношение Редфилда

    Эвтрофикация водоемов

    Фитопланктон

    IISD Experimental Lakes Area

    Цветение водоемов

    Вредоносное цветение водорослей (harmful algal bloom)

    Наземная эвтрофикация

    03Эвтрофикация в ОЖЦ

    Основные особенности моделей оценки потенциала эвтрофикации

    Пресноводная эвтрофикация

    Struijs et al. 2009 (EDIP2003, ReCiPe 2008, EF)

    Helmes et al. 2012 (LC-IMPACT)

    Henderson et al. 2021 (TRACI 2.2)

    Морская эвтрофикация

    Cosme et al. 2017b (TRACI 2.2)

    Henderson et al. 2021 (TRACI 2.2)

    Наземная эвтрофикация

    Seppälä et al. 2006 (ReCiPe 2016, EF)

    Основные источники потоков в категории EP

    Направления развития моделей

    “Любое излишество противно природе”

    - Гиппократ

    01
    Что такое эвтрофикация и почему это проблема

    Эвтрофикацию можно описать фразой “too much of a good thing” (слишком много хорошего), так как это явление вызвано чрезмерным поступлением питательных веществ в водоемы и почву. Изначально этот термин употреблялся для описания хорошо снабжаемых питательными веществами водоемов, но с 1970-х уже стал использоватьсядля описания деградации водных экосистем.

    Также, как и в случае с парниковыми газами, поступление биогенных питательных веществ в пищевые цепочки происходит и естественным путем, но основные негативные последствия связаны именно с антропогенным воздействием. Естественное эвтрофирование происходит долго, в течение тысяч лет и дольше, и связано чаще всегос постепенным накоплением питательных веществ из растворенных в воде фосфатных минералов и отмерших частей растений.

    Антропогенная эвтрофикация происходит, когда сточные воды, продукты животноводства, удобрения, выбросы от сжигания отходов и ископаемого топлива  и другие источники питательных веществ (нутриентов) попадают в окружающую среду.

    Масштаб антропогенного воздействия на биогеохимические циклы питательных веществ значителен: деятельность человека почти удвоила потоки азота и утроила потоки фосфора в окружающую среду по сравнению с природными значениями.

    Эвтрофикация в контексте ОВЖЦ - это неблагоприятное экологическое воздействие, возникающее в результате чрезмерного поступления биогенных веществ (в основном азота и фосфора) в экосистемы. Оно приводит к избыточному росту биологической продуктивности (рост первичных продуцентов, таких как водоросли и другие растения).

    Антропогенная эвтрофикация приводит к таким явлениям, как:

    • Цветение и гипоксия водоемов

    • Вредоносное цветение водорослей (harmful algal bloom, HAB)

    • Деградация экосистем почвы

    • Деградация экосистем болот

    Как следствие, помимо экологических последствий, эвтрофикация приводит к социальным и экономическим потерям: теряются места для вылова рыбы, снижается качество воды и плодородие почв, какие-то водоемы перестают иметь рекреационную ценность.

    Дополнительно усугубляет проблему эвтрофикации и то, что даже после прекращения эмиссий экосистемы либо не возвращаются в исходное состояние, либо делают это очень долго. Это явление называется гистерезис, то есть зависимость реакции и поведения системы от ее предыдущих состояний.

    02
    Экологический механизм антропогенной эвтрофикации

    Пищевые цепочки внутри экосистем обычно можно разделить на три трофических уровня:

    • Продуценты (растения и фитопланктон) создают органические вещества (биомассу) из неорганических,используя энергию солнца через процесс фотосинтеза или химическую энергию через хемосинтез.

    • Консументы первого порядка (растительноядные)

    • Консументы второго, третьего и четвертого порядка (хищники)

    Соответственно, именно количество первичных продуцентов определяет последующие трофические уровни экосистемы и именно рост числа продуцентов приводит к эвтрофикации. Чрезмерно размножившиеся продуценты определяют изменения в экосистеме водоемов.

    Основной фактор, определяющий количество продуцентов, это поступление биогенных элементов, которые требуются продуцентам для анаболизма, то есть для построения своего организма.

    Биогенными элементами являются в том числе азот, фосфор и их соединения:

    • фосфор (P)

      • фосфаты (PO43-)

      • органические соединения

    • азот (N)

      • аммиак (NH3)

      • аммоний (NH4+)

      • нитраты (NO3-)

    Это не единственные биогенные элементы, но для эвтрофикации именно они имеют решающее значение, так как являются лимитирующими для роста продуцентов (об этом ниже).

    Экологический механизм антропогенной эвтрофикации.

    Закон минимума Либиха и закон толерантности Шелфорда

    Закон минимума Либиха (закон лимитирующего фактора) изначально был сформулирован немецким агрономом Карлом Шпренгелем в 1840 году и затем широко популяризован немецким химиком Юстусом фон Либихом. Он гласит, что наиболее значим для организма тот фактор, который более всего отклоняется от оптимального его значения. Например, рост культуры или популяции будет ограничен не общим количеством доступных ресурсов, а тем ресурсом, который находится в наибольшем дефиците.

    Бочка Либиха - иллюстрация закона лимитирующего фактора.

    Позже, в 1913 году, закон был обобщен и дополнен американским зоологом и экологом Виктором Эрнестом Шелфордом. Он сформулировал закон толерантности, который гласит, что существование вида определяется лимитирующими факторами, находящимися не только в минимуме, но и в максимуме. Иными словами, ограничивать рост популяции может не только недостаток, но и избыток некоторого ресурса (например, яркий свет для тенелюбивых растений).

    В соответствии с этими законами, а также со средним элементарным составом организмов, получается, что со стороны биогенных элементов скорость роста биомассы ограничивается тем питательным веществом, которое присутствует в минимально необходимом количестве относительно потребности организма, в большинстве случаев это азот и фосфор.

    Этот закон в некоторых случаях подвергается критике, так как экосистемы устроены сложно и содержат большое количество взаимосвязей, поэтому важно не только количество некоторого ресурса, но и его доступность, распределение его внутри экосистемы, адаптация экосистемы к изменениям и т.п.

    Тем не менее, его применение полезно для создания моделей потенциала эвтрофикации в ОЖЦ, так как позволяет создать разумную по сложности модель, учитывающую основные ограничивающие факторы.

    Соотношение Редфилда

    Выбросы азота или фосфора могут быть пересчитаны в эквивалентный объем биомассы на основе молекулярного состава водорослей (Redfield et al., 1963).

    Соотношение Редфилда или стехиометрия Редфилда - это постоянное соотношение атомов углерода, азота и фосфора, которое наблюдается в морском фитопланктоне и в глубинах океанов.

    $$ \boldsymbol{C : N : P = 106 : 16 : 1} $$

    Это соотношение обнаружил Альфред Редфилд, американский океанограф, который в своей статье в 1934 проанализировал образцы, собранные во время своих рейсов на корабле “Атлантис” по Атлантическому, Индийскому, Тихому океанам и Баренцеву морю, а также данные с 1898 года, полученные его предшественниками.

    Существуют разные объяснения, почему есть соответствие между составом биогенных элементов в океане и в населяющем его фитопланктоне, но это тема для отдельного материала.

    Стехиометрическая формула для среднего состава основных элементов водного организма-продуцента такова:

    \(\boldsymbol{C_{106}H_{263}O_{110}N_{16}P}\) (Stumm W., Morgan J.J. Aquatic Chemistry: Chemical Equilibria and Rates in Natural Waters, 2012).

    Помимо этих элементов, продуцентам нужно также множество других (калий, магний, кальций, железо, марганец, медь, кадмий, кремний, цинк, бор), но потребность в них существенно меньше, чем в азоте и фосфоре, поэтому остальные элементы редко ограничивают рост продуцентов, за исключением, например, крайне обедненных почв или вод.

    Соответственно, лимитирующим фактором будет количество азота и фосфора, которое можно получить из соотношения Редфилда, которое знакомо многим аквариумистам.

    В конце 1980-х годов американский океанограф Джон Мартин предложил “железную гипотезу”. Он предположил, что в обширных районах океана продуктивность ограничена не макронутриентами (азотом и фосфором), а дефицитом железа. Для подтверждения гипотезы Мартина было проведено множество экспериментов по искусственному добавлению железа в океан и оценке его влияния на жизненный цикл фитопланктона и даже возможности использовать как геоинженерный метод по борьбе с изменением климата (например, IronExII (1995), SOIREE (1999), EIFEX (2004), LOHAFEX (2009)).

    Эти данные привели к тому, что соотношение Редфилда было расширено и в формуле добавляют и железо:

    $$ \boldsymbol{C : N : P : Fe = 106 : 16 : 1 : 0.1 - 0.001} $$

    Значительные расхождения по доле железа обусловлены тем, что корабли и научное оборудование загрязняют любые образцы, собранные в море, что вносит неопределенность в новое соотношение.

    В статье 2014 года, в которой обобщены данные об измерениях содержания питательных веществ во всех основных регионах Мирового океана за период с 1970 по 2010 год, сообщается, что глобальное среднее соотношение

    $$ \boldsymbol{C : N : P=163 : 22 : 1} $$

    На данный момент получается, что соотношение Редфилда является скорее ориентиром и отправной точкой для дальнейшего изучения, так как зависит от множества факторов и может отклоняться в зависимости от региона и состава планктона. Например, коэффициент Редфилда для конкретной экосистемы может служить показателем структуры видов планктона, который ее населяет.

    Тем не менее, самая идея того, что существует некоторое стабильное соотношение элементов, на которое по-разному влияют разные факторы, оказалась для морских биологов и экологов очень значимой и плодотворной.

    Наземная эвтрофикация отличается по механизму от водной, поэтому соотношения Редфилда неприменимо. Детально мы обсудим ее ниже.

    Эвтрофикация водоемов

    Различные проявления эвтрофикации водоемов связаны с чрезмерным по сравнению с естественным уровнем ростом фитопланктона.

    Планктон - это разнородные, в основном мелкие организмы, свободно дрейфующие в толще воды и не способные двигаться против течения.

    Фитопланктон - это часть планктона, способная к фотосинтезу. Соответственно, фитопланктон обитает в хорошо освещенных поверхностных слоях водоемов (эвфотической зоне). Фитопланктон составляет основу морских и пресноводных пищевых цепочек и играет ключевую роль в глобальном углеродном цикле. Несмотря на то,что фитопланктон составляет около 1 % от общей биомассы растений, на его долю приходится:

    • около половины глобальной фотосинтетической активности

    • по меньшей мере половина производства кислорода на планете (раз, два).

    Помимо ведущей роли в образовании органических веществ и  кислорода на планете фитопланктон является также эдификатором, то есть своего рода инженером экосистем. Фитопланктон создает и значительно меняет окружающую среду, создавая экологические ниши, пригодные для жизни других организмов, определяет их состав и структуру, влияет на жизнь всей экосистемы.

    Пятилетняя научно-исследовательская программа North Atlantic Aerosols and Marine Ecosystems Study (NAAMES), посвященная изучению основных фаз жизненного цикла фитопланктона Северной Атлантики, показала, что фитопланктон также напрямую влияет на климат. Например, цветение фитопланктона является важным источником биогенных аэрозолей, которые служат ядрами конденсации для облаков. О влиянии фитопланктона на климат, а также о сложных взаимосвязях между океаном и остальными частями климатической системы мы расскажем в следующих материалах.

    Без фитопланктона экосистемы в том виде, в котором мы их знаем, не могли бы существовать.

    Источник

    Фитопланктон очень разнообразен и включает в себя фотосинтезирующие бактерии (в том числе цианобактерии)и различные группы других организмов (в частности, диатомовые водоросли). Помимо способности к фотосинтезу, некоторые виды фитопланктона способны и к азотфиксации, то есть к связыванию атмосферного азота.

    Известно около 5000 видов морского фитопланктона.

    Морской фитопланктон. Seth Benson, USGS Great Lakes Science Center

    К фитопланктону относятся в том числе:

    • протококковые водоросли

    • диатомовые водоросли

    • цианобактерии

    Некоторые важные для понимания эвтрофикации водоемов организмы раньше относили к фитопланктону, но теперь некоторые источники относят их к отдельной группе миксопланктона. Они не только фототрофны, но и могут питаться другими организмами. К этой группе относят виды из таких таксонов, как:

    • кокколитофориды

    • динофлагелляты

    Различные виды фотосинтезирующего планктона.

    Цианобактерии

    Диатомы

    Динофлагелляты

    Зеленые водоросли

    Кокколитофориды

    Удивительно, но фитопланктон, отдельные особи которого не видны невооруженным глазом, хорошо различим на спутниковых снимках, когда образует большие скопления. По этим скоплениям можно судить не только о фитопланктоне как таковом, но и, например, об океанических течениях. Для изучения этих явлений используются спутниковые наблюдения за цветом океана:

    Видовой состав и численность фитопланктона служат важными индикаторами состояния водных  и прибрежных экосистем и их изменения, так как фитопланктон очень чувствителен к изменению условий окружающей среды.

    Именно чрезмерный рост фитопланктона и миксопланктона приводит к негативным последствиям эвтрофикации.

    В соответствии с рекомендациями Международной совместной комиссии (двусторонняя организация США и Канады, регулирующая вопросы водных ресурсов и водных путей вдоль границы между Канадой и США) в 1968 году была учреждена уникальная международная исследовательская станция, расположенная на территории Канады - Experimental Lakes Area.

    На этой территории расположены 58 до этого нетронутых пресноводных озер где исследователи могут проводить полномасштабные манипуляции и полевые исследования целых экосистем для понимания долгосрочного воздействия человеческой деятельности на пресную воду. Эксперименты происходят не “в пробирке”, а над целым озером, или его частью.

    Методология ELA основывается на принципе изоляции конкретных водоемов, которые до начала экспериментов находятся в первозданном состоянии. Это позволяет использовать одно озеро в качестве экспериментального участка, а другое, аналогичное по всем параметрам, - в качестве эталонного (референтного) контроля.

    Это может звучать шокирующе, но такие эксперименты тогда были необходимы для консенсуса по ряду важных вопросов, касающихся в том числе эвтрофикации, закислению и прочим видам загрязнения водоемов. Долгое время представители различных отраслей промышленности отказывались признавать влияние различных эмиссий на экосистемы озер, и только такие эксперименты позволяли завершить дискуссии и перейти к принятию законодательных мер по сокращению или запрету выбросов  и разработке эффективных программ по восстановлению экосистем.

    Именно в рамках ELA под руководством Дэвида Шиндлера было убедительно показано, что в пресноводных системах основным лимитирующим фактором для роста фитопланктона является фосфор.

    Эксперименты начались на Озере 227 в 1969 году, где продолжаются до сих пор.

    Озеро 227

    А в 1973 году был поставлен один из самых известных экспериментов в лимнологии. Озеро 226, имеющее форму песочных часов, было разделено посередине тяжелой виниловой завесой на две изолированные части.В южный бассейн (226S) добавляли только азот и углерод, тогда как в северный бассейн (226N) вносили азот, углерод и фосфор. Зацвела только северная часть, куда добавляли соединения фосфора. Так было убедительно показано, что именно эмиссии фосфора приводят к активной эвтрофикации озер. До этих экспериментов производители бытовой химии утверждали, что выбросы фосфора не влияют на цветение водоемов.

    “Самая известная фотография в лимнологии”. Эксперимент на озере 226 (McCutcheon Lake)

    На Озерах 303 и 304 исследовали процессы восстановления озер после прекращения эмиссий фосфора.

    Сейчас проект принадлежит Международному институту устойчивого развития (International Institute for Sustainable Development, IISD) и называется  IISD-ELA. Исследования, проведенные на IISD-ELA послужили основой для экологического законодательства по всему миру, включая запрет фосфатов в бытовой химии. Помимо эвтрофикации на разных озерах изучают влияние изменения водообмена, изменения климата, микропластика, выбросов закисляющих веществ, нефти, металлов, гормонов и фармацевтических препаратов.

    Из всех последствий эвтрофикации именно цветение водоемов наиболее известно. Многие видели мутные и покрытые зелёной пленкой водоемы.

    Поступление избыточных биогенных элементов приводит к ускоренному росту массы фитопланктона. Так как фотосинтезирующим организмам не нужно питаться другими организмами (достаточно биогенных элементов и света), то их рост перестает быть ограниченным.

    Этот неограниченный рост массы фитопланктона приводит к затенению толщи водоема, что лишает доступа к свету водные растения. Это снижает количество кислорода в воде, что начинает негативно сказываться на различных водных животных, которым кислород необходим для дыхания, а водоросли - для питания. Это, в свою очередь, приводит к смерти животных и растений в пресном водоеме. Кроме того, отмершие останки фитопланктона, растений и животных оседают на дно водоема, где происходит:

    • высвобождение соединения фосфора

    • разложение с потреблением остатков небольшого оставшегося количества кислорода, что окончательно убивает оставшихся животных (рыб, беспозвоночных) и растения.

    Есть виды, устойчивые к гипоксии, но эта устойчивость имеет пределы. Кроме того, эвтрофные водоемы также влияют на животных экосистем суши, например, за счет сокращения доступной для питья воды.

    В конечном итоге такой водоем может превратиться в так называемую мертвую зону. Повторимся, что как и эвтрофикация, образование мертвых зон может быть естественным, но значительная часть наблюдаемых мертвых зон связана с антропогенной эвтрофикацией.

    В мертвой зоне остаются активными анаэробные бактерии. Их активность приводит к образованию токсичных для аэробных организмов веществ: сероводорода, аммиака и метана, а также к образованию темного осадка и неприятному запаху.

    Повернуть такой процесс вспять очень трудно, а для некоторых экосистем вообще невозможно.

    Помимо “обычного” цветения водоемов, экосистемы сталкиваются с так называемым “вредоносным цветением водорослей” (harmful algal bloom). Его также называют “красным приливом” (red tide), но это не совсем точное название, так как в оттенки красного окрашивает воду только чрезмерный рост динофлагеллят, хотя вредоносным может быть цветение множества видов фитопланктона, например ряда видов цианобактерий. Во многих случаях отделить “обычное” цветение от вредоносного очень сложно, и даже микроскопических исследований недостаточно, чтобы отличить токсичные популяции от нетоксичных. В таких случаях можно использовать инструменты для измерения уровня токсина или определения наличия генов, отвечающих за выработку токсина.

    Среди 5000 видов современного морского фитопланктона около 300 видов могут иногда встречаться в таких количествах, что они способны окрашивать поверхность моря, в то время как только около 80 видов обладают способностью вырабатывать сильные токсины, которые могут причинять вред человеку, попадая в воздух, а также в пищу с рыбой и моллюсками.

    Причиной вредоносного цветения водорослей является чрезмерный рост представителей таких таксонов, как цианобактерии, динофлагелляты и диатомовые водоросли.

    Вредоносность в данном случае связана с тем, что помимо эффектов обычного цветения, эти виды выделяют токсины различных типов, в том числе гепатотоксины, нейротоксины, цитотоксины и т.д.

    Больше всех страдают морские животные (рыбы, морские млекопитающие), но люди также бывают затронуты такими последствиями, как:

    • ожоги кожи и слизистых оболочек

    • различные поражения нервной системы

    • пищевые отравления разной степени тяжести

    Некоторые виды морских животных не умирают от токсинов фитопланктона, но накапливают их, и если такие зараженные морепродукты попадают в пищу к человеку (моллюски, мидии, гребешки), то вызывают отравление уже у людей или домашних животных. Помимо попадания в организм человека с пищей, токсины вместе с аэрозолями могут разносится ветром на большие расстояния.

    Вредоносное цветение водорослей. Источник

    Наземная эвтрофикация

    Наземная эвтрофикация или эвтрофикация почв имеет ряд особенностей, которые отличают ее от эвтрофикации водоемов.

    Прежде всего, эвтрофикация почв может быть чем-то, к чему мы стремимся, так как хотим увеличить урожайность сельскохозяйственных культур. Собственно, одна из причин эвтрофикации водоемов, это соединения азота и фосфора, которые попадают в почву с удобрениями и при обильных осадках смываются в водоемы.

    Неконтролируемое перенасыщение почвы питательными веществами в основном происходит за счет атмосферного переноса соединений азота, которые выбрасываются в атмосферу, а затем осаждаются на земную поверхность. Эти выбросы тесно связаны с процессами сжигания топлива и сельскохозяйственной деятельностью. Наземная эвтрофикация в основном лимитируется азотом, потому что фосфор в почве быстро адсорбируется и в меньшей степени воздействует на почвенные виды, нежели более мобильные и реактивные соединения азота.

    Избыток биогенных веществ, прежде всего азота, нарушает естественный баланс питательных веществ, позволяя N-толерантным видам, которые обычно являются быстрорастущими, вытеснять менее конкурентоспособную, чувствительную флору. Это явление называется конкурентное замещение. Многие виды растений приспособились к жизни в среде бедной азотом, и при увеличенном поступлении азота они теряют свое преимущество, уступая нишу быстрорастущим видам.

    Конкурентное замещение, вызванное вмешательством человека, приводит к сокращению биоразнообразия, а также к увеличению уязвимости экосистем к стрессовым факторам окружающей среды.

    Эта уязвимость связана с тем, что экосистема, прежде относительно устойчивая и самоподдерживающаяся за счет того, что виды с разными потребностями находились в сложных взаимосвязях, теряет биоразнообразие, а следовательно, и приспособительные возможности.

    Примером того, как выбросы соединений азота серьезно влияют на общество, может стать Азотный кризис в Нидерландах. Нидерланды, как и другие члены Европейского союза, обязались соблюдать Директиву 92/43/ЕЭC “Об охране природных мест обитания, дикой флоры и фауны”. В результате ее принятия в ЕС была создана сеть особо охраняемых природных территорий под названием “Натура 2000”, которые страны-участницы обязуются охранять от негативных антропогенных воздействий. Для такой густонаселенной страны со значительным вкладом в экономику аграрного сектора, как Нидерланды, основной проблемой были выбросы различных соединений азота. До определенного времени стране удавалось успешно снижать эти выбросы, что требовало постоянного внедрения новых технологий в промышленности и сельском хозяйстве. Тем не менее в 2023 году доклад Национального института общественного здравоохранения и окружающей среды в Нидерландах (RIVM) показал, что выбросы аммиака все еще остаются серьезной проблемой, а выбросы оксидов азота, хоть и сокращаются, но все еще вносят вклад в превышение установленных норм. Основные выбросы происходят в секторе животноводства, то есть напрямую касаются деятельности фермеров, часть из которых не получила или потеряла разрешения на ведение дальнейшей деятельности. Эти же запреты коснулись строительного и транспортного секторов.

    Более подробно о круговороте нутриентов и особенностях реакции почв на различные типы выбросов мы расскажем в следующих материалах.

    03
    Эвтрофикация в ОЖЦ

    Основные особенности моделей оценки потенциала эвтрофикации

    Для оценки последствий эвтрофикации разработаны характеристические коэффициенты (CF) как для уровня midpoint, так и для endpoint.

    В данном материале мы обсудим модели для оценки уровня midpoint, во-первых, потому что именно такие показатели используются в большинстве ОЖЦ-исследований и в экологических декларациях, во-вторых, потому что обсуждение endpoint-показателей требует отдельного развернутого пояснения, то есть отдельного материала.

    В большинстве исследований FF, fate factor, отражает, какая доля конкретной эмиссии попадет в конечный отсек.

    XF, exposure factor, отражает то, насколько конечный отсек чувствителен к эмиссии нутриентов.

    Модели оценки потенциала эвтрофикации так же, как и климатические, прошли путь развития и усложнения: от низкого пространственного и временного разрешения и моделирования самых простых механизмов к детализированным и подробным моделям.

    Основной фактор, определяющий потенциал эвтрофикации мы уже описали: избыточное поступление питательных веществ в воду или почву. Без него антропогенной эвтрофикации не будет.

    Самые первые модели, в общем-то, на этом и останавливались, характеристические коэффициенты основывались на стехиометрии, применялось соотношение Редфилда для расчета эквивалентности нутриентов.

    Такие модели:

    • не включали наземную эвтрофикацию 

    • водную эвтрофикацию не разделяли на морскую и пресноводную (CML-IA, 2002)

    • не учитывали “факторы судьбы и транспортировки” (fate and transportation factors, F&T), которые отражают биогеохимические циклы азота и фосфора  в различных отсеках: почва, грунтовые воды, реки, озера, эстуарии, прибрежные морские воды, почвы и т.д.

    • не учитывали видовой состав биомов

    • определяли CF для выбросов P и N как эквивалентные независимо от того, из какого отека были выброшены и в какой отсек в итоге попали нутриенты.

    Можно сказать, что изначально исследователи получали число, которое представляло из себя эквивалент биогенного азота или фосфора, то есть “наихудший возможный сценарий”.

    Во-первых, такой подход не отражал тот факт, что далеко не весь азот или фосфор дойдут до “конечного получателя”: часть осядет, усвоится или иным образом задержится по пути. 

    Во-вторых, такой подход приводил к необоснованному завышению или занижению показателей реального воздействия.

    Например, Великие североамериканские озера (система из 5 озер на границе США и Канады), которые суммарно содержат 21% поверхностных пресных вод в мире, реагируют на выбросы нутриентов по-разному. Это связано с разным временем водообмена в водоемах и с разницей в их объемах. Сильнее всего от эвтрофикации на данный момент страдает озеро Эри, как наименьшее по объему и наиболее теплое. Тогда почему CF в некоторых моделях для выбросов фосфора в Эри могут быть в 20-120 раз меньше, чем для озера Верхнее? Это связано с тем, что вода в озере Эри обновляется в среднем за 2.6 года, а в озере Верхнее - за 191 год. Химикаты, попавшие в Верхнее в начале индустриальной эры, все еще там, на что указывают исследования донных осадков озер Верхнее и Мичиган. За счет своего объема озеро Верхнее может “буферизовать” негативные антропогенные влияния, но при достижении некоторой критической нагрузки последствия будут значительнее, а нивелировать их придется намного дольше, чем в случае с озером Эри, потому что обновление водных масс идет намного дольше.

    Получается, что система озер одна, но множество факторов определяют то, как каждое в отдельности будет реагировать на внесение нутриентов, и CF для этих озер будут отличаться.

    Второй пример - выбросы в воздух. Атмосферный перенос в Северной Америке в основном идет с запада на восток, соответственно, при прочих равных, соединения азота, выброшенные на восточном побережье США с большей вероятностью достигнут Атлантического океана, чем выбросы на западном побережье - Тихого.

    Важно помнить, что чувствительность биомов к эвтрофикации сильно различается, водоемы обновляются с разной скоростью. Это значит, что какие-то экосистемы очень легко перенасытить азотом и фосфором и запустить процессы эвтрофикации, а какие-то экосистемы будут дольше противостоять этому антропогенному воздействию.

    Также мы знаем, эвтрофикация пресноводных, морских и наземных систем устроена по-разному (об этом ниже).

    Для реалистичной оценки потенциала воздействия модель ОВЖЦ должна учитывать хотя бы важнейшие факторы, влияющие на процессы эвтрофикации:

    • какое соединение было выброшено

    • в какой отсек произошла изначальная эмиссия:

      • в воздух

      • в почву

      • в реки или озера

      • в море

    • что с соединением происходило по пути:

      • адвекция (горизонтальное перемещение)

      • ретенция (накопление и удержание в отсеках, например, в донных осадках)

      • минерализация и деминерализация

      • денитрификация

      • адсорбция и поглощение биомассой

    • куда в итоге попало соединение:

      • пресные водоемы

      • ретенция (накопление и удержание в отсеках, например, в донных осадках)

      • грунтовые воды

      • море

      • почва

    • характеристики затронутой экосистемы, в том числе

      • климатические особенности

      • видовой состав

      • объем или площадь

      • типы человеческой деятельности (сельское хозяйство, промышленность)

    • особенности человеческой деятельности

    Каждый из этих процессов в разных отсеках влияет на общее количество биогенных элементов, которые в итоге “достанутся” фитопланктону или растениям, а свойства отсека и биом будут определять “тяжесть” возникшего эффекта.

    Основные отсеки и процессы переноса нутриентов между ними. Источник.

    Создание комплексных моделей, способных учитывать множество таких компонентов требует большого количества данных и, опять же, моделей из самых разных областей знания: атмосферная химия и физика, почвоведение, гидрология, экология.

    В практике моделирования эвтрофикации исследователи используют:

    • Модели качества воздуха. Отслеживают судьбу азотных соединений, озона, твердых частиц, токсичных веществ и прочих загрязняющих веществ. Часто содержат вложенную сетку внутри регионов для повышения точности результатов моделирования.

      • GEOS-Chem → Roy et al., 2012

      • RAINS → EMEP

      • CMAQ

      • CAMx

      • База данных CCE

      • ASTRAP

      • EUTREND

    • Модели качества поверхностных вод. Моделируют процессы переноса нутриентов на уровне отдельных участков и речной сети, отслеживают трансформации нутриентов в толще воды, учитывая биологические циклы, освещенность и температуру.

      • AQUATOX

      • WASP

    • Модели водосборных бассейнов. Моделируют сток, судьбу нутриентов в почве, поверхностных и грунтовых водах, в рамках водосборных бассейнов

      • IMAGE-GNM

      • CARMEN

      • SWAT

      • SPARROW

      • NEWS2

      • He et al., 2011

      • Cosme et al., 2017

    • Связанные гидродинамические модели качества воды. Моделируют потоки жидкости в эстуарных и прибрежных районах, учитывая влияние ландшафта, приливов, солнечного света и ветра

      • NCOM-CGEM

      • FVCOM-GEM

      • FVCOM-WQM

      • EFDC-WQM

    • Модели критических нагрузок

      • Seppälä et al. 2006

      • Posh et al., 2008

    Подробнее об основных особенностях этих моделей мы расскажем в следующем материале.

    Ниже мы опишем основные модели, используемые для оценки потенциала эвтрофикации.

    Пресноводная эвтрофикация

    Для пресных водоемов основным лимитирующим фактором считается поступление фосфора, хотя на данный момент концепция монолимитации подвергается сомнению и дальнейшей проработке.

    Азот в пресноводных системах может достаточно эффективно связываться из атмосферного воздуха, например, цианобактериями, поэтому редко является лимитирующим фактором.

    С 1960-х исследователи приводили данные о колимитации, то есть одновременном лимитирующем влиянии, со стороны фосфора, азота и железа (Schindler 2006, Sterner 2008).

    В программе “ЭДП Центр” показатели эвтрофикации рассчитываются в соответствии с методом ReCiPe 2008.

    Для перевода валовых значений выбросов в чистые выбросы, то есть выбросы нутриентов из плодородного слоя почвы в водоемы, используются константные справочные значения.

    Это связано с тем, что верхний слой сельскохозяйственной почвы считается техносферой, для которой известны валовые количества внесенных удобрений и навоза. Чистые выбросы требуют учета процессов усвоения растениями, выщелачивания, забора воды, связывания, а это, в свою очередь, требует понимания свойств почвы и способов ее использования на конкретном участке.

    Из всех эмиссий фосфора на долю выбросов в воздух приходится менее 3% от выбросов в воду, поэтому для фосфора факторы судьбы включают путь из почвы и водоемов, атмосферный перенос не учитывается. А вот азот выделяется в атмосферу и при внесении в почву, причем и при внесении навоза (7% от содержащегося азота) и удобрений (21% от содержащегося азота), хотя эти выбросы имеют второстепенное значение по сравнению с осаждением азота на внутренние поверхностные воды из-за атмосферного переноса.

    Источником данных для факторов судьбы используются модели CARMEN и EUROTREND.

    Модель CARMEN нужна для моделирования гидрологического и осадочного переноса питательных веществ от места выброса (почва, поверхностные воды) до водных объектов. Модель EUTREND используется для оценки осаждения нутриентов из атмосферы на водные объекты и в почву.

    Модель CARMEN рассчитывает изменение нагрузки питательных веществ в грунтовых водах, внутренних водоемах и прибрежных морях, обусловленное изменениями чистых выбросов или валовых поступлений этих веществ. Расчеты выполняются с пространственным разрешением по сетке, состоящей из 124 320 элементов размером 1/6° × 1/6° (555 столбцов и 224 строки). Кроме того, модель в упрощенном виде описывает перенос питательных веществ, поступающих в водную среду в результате сбросов очистных сооружений. Территория европейского континента (охватывающая 32 страны, на которых происходят выбросы) подразделяется на 101 речной водосборный бассейн и 41 прибрежное море.

    В модели CARMEN рассматриваются три категории источников:

    • внесение навоза и удобрений в сельском хозяйстве (рассеянные источники);

    • поступление азота и фосфора со сточными водами коммунальных и промышленных очистных сооружений (точечные источники)

    • атмосферные выпадения азота.

    Поскольку CARMEN не описывает взаимосвязи между выбросами азота в атмосферу и его последующим осаждением в других местах, для расчета объемов выпадения азота на сушу и в прибрежные моря используется модель EUTREND.

    На основе совместных расчетов с использованием моделей CARMEN и EUTREND  удалось определить структуру источников выбросов соединений азота, поступающих из верхнего слоя почвы сельскохозяйственных угодий: 31% этих выбросов обусловлен атмосферными осаждениями соединений NHy и NOx; 28% - внесением навоза; и 41% - внесением удобрений.

    Основные источники выбросов N и P в почву, грунтовые воды, поверхностные воды и пути переноса в водную среду в модели CARMEN, дополненной EUTREND (Beusen, 2005).

    $$\boldsymbol{FF_{x}} = \frac{\boldsymbol{dC_{x,\:j}}}{\boldsymbol{dM_x}}$$

    \(\boldsymbol{FF_{x}}\) - фактор судьбы для водной эвтрофикации нутриента x (год/км3)

    \(\boldsymbol{dC_{x,\:j}}\) - предельное увеличение концентрации нутриента x достигшего отсека j

    \(\boldsymbol{dM_{x}}\) - предельное увеличение интенсивности выбросов на 1% во всех рассмотренных странах Европы

    \(\boldsymbol{FF}\) описывает связь между увеличением скорости выброса вещества и результирующим увеличением его концентрации в соответствующей водной системе.

    Для расчета взвешенного регионального FF используется следующая формула:

    $$ \boldsymbol{FF_{x}^{k}} = \frac{\frac{\boldsymbol{1}}{\boldsymbol{\sum\limits_{j}{A_j^k}}}\cdot\boldsymbol{\sum\limits_{j}{dC_{x,\:j}^k}}\cdot\boldsymbol{A_j^k}}{\sum\limits_{i}{dM_{x,\:i}}} $$

    FFxk - фактор судьбы для нутриента x, в категории эвтрофикации k (морская или пресноводная).

    Числитель:

    \(\frac{\boldsymbol{1}}{\boldsymbol{\sum\limits_{j}{A_j^k}}}\cdot\boldsymbol{\sum\limits_{j}{dC_{x,\:j}^k}}\cdot\boldsymbol{A_j^k}\) - суммарное средневзвешенное воздействие нутриента x, где:

    \(\boldsymbol{\sum\limits_{j}{dC_{x,\:j}^k}}\cdot\boldsymbol{A_j^k}\) - суммарное взвешенное воздействие нутриента x по всем ячейкам/региону j

    \(\boldsymbol{{dC_{x,\:j}^k}}\) - изменение концентрации нутриента x в конкретном водоеме ячейки/ региона j для категории эвтрофикации k

    \(\boldsymbol{A_j^k}\) - площадь поверхности водоема ячейки/региона j для категории эвтрофикации k. Поскольку важно не просто среднее арифметическое концентраций, а общее состояние водных ресурсов, вклад каждой системы взвешивается по ее площади.

    Знаменатель:

    \(\boldsymbol{dM_{x,\:i}}\) - изменение массы выброса нутриента x, из источника категории i

    \(\boldsymbol{\sum\limits_{i}{dM_{x,\:i}}}\) - сумма всех выбросов нутриента x из всех типов источников массы выброса нутриента x.

    Полученные FF переводят в CF, то есть характеристические коэффициенты, используемый в программном обеспечении для ОЖЦ. На уровне midpoint CF представляют собой отношение FF конкретного вещества и FF эталона.

    Итоговый FF по Европе получается на основе совокупной модели водных систем определенного региона (в данном методе - Европы), параметры которых усредняются и взвешиваются по площади, для получения общих коэффициентов. В CARMEN усреднение происходит по 101 речному бассейну и 41 прибрежной территории. Концентрации нормализуются относительно площади, занимаемой соответствующими водными системами.

    Эталонный поток в данном методе - это 1 килограмм фосфора или азота, выброшенный из очистных сооружений в пресный водоем.

    CF на уровне midpoint - это величина, которая показывает, насколько “эффективно” конкретное вещество достигает целевой среды по сравнению с эталонным (референтным) веществом.

    Несколько расчетных значений CF для примера, данные возьмем из источника ReCiPe 2008

    Для пресноводной эвтрофикации:

    $$\boldsymbol{FF_{Р,\:удобрения}^{\:почва}}=\boldsymbol{1.83 \cdot 10^{-5}}\text{ год/км}^3$$ $$ \boldsymbol{FF_{эталонный}}=\boldsymbol{FF_{P,\:очистные\:сооружения}^{пресный\ водоем}}=\boldsymbol{3.44 \cdot 10^{-4}}\text{ год/км}^3 $$ $$ \boldsymbol{CF_{P,\:удобрения}^{\:почва}}=\frac{\boldsymbol{1.72\cdot10^{-5}}}{\boldsymbol{3.44\cdot10^{-4}}}=\boldsymbol{0.053} $$

    Мы получили характеристический коэффициент для потенциала пресноводной эвтрофикации фосфора, который поступает в почву с удобрениями. По сравнению с фосфором, который поступает напрямую в пресноводную систему из очистных сооружений, его потенциал эвтрофикации практически вдвое ниже, так как по пути до пресной воды часть этого фосфора будет усвоена почвой и растениями.

    То же самое можно рассчитать и для морской эвфтрофикации:

    $$\boldsymbol{FF_{N,\:удобрения}^{\:почва}}=\boldsymbol{5.21 \cdot 10^{-6}}\text{ год/км}^3$$ $$ \boldsymbol{CF_{N,\:удобрения}^{\:почва}}=\frac{\boldsymbol{5.21\cdot10^{-6}}}{\boldsymbol{7.17\cdot10^{-5}}}\approx\boldsymbol{0.073} $$ $$ \boldsymbol{FF_{эталонный}}=\boldsymbol{FF_{N,\:очистные\:сооружения}^{\:морской\ водоем}}=\boldsymbol{7.17 \cdot 10^{-5}}\text{ год/км}^3 $$

    Например, мы вносим в почву удобрение, 1 килограмм моноаммоний фосфата NH4H2PO4. Это соединение содержит и азот, и фосфор, поэтому окажет влияние и на морскую, и на пресноводную эвтрофикацию.

    Определяем молярную массу молекулы:

    $$ \boldsymbol{M(NH_4H_2PO_4)}=\boldsymbol{14.01+6\cdot1.008+30.97+4\cdot16=115.03\ грамм/моль} $$

    Содержание фосфора примерно 27%, а азота примерно 12%, то есть в почву попало примерно 0.27 кг фосфора и 0.12 кг азота.

    Чтобы рассчитать потенциал эвтрофикации, используем рассчитанные CF

    $$ \boldsymbol{EP_{freshwater}^{\:удобрение+почва}}=\boldsymbol{0.053\cdot0.27=0.01431\ P_{экв}} $$ $$ \boldsymbol{EP_{marine}^{\:удобрение+почва}}=\boldsymbol{0.073\cdot0.12=0.00876\ N_{экв}} $$

    Готово, мы рассчитали потенциал пресноводной и морской эвтрофикации для 1 килограмма удобрения, внесенного в почву.

    В этом методе Helmes et al., 2012 на земной шар наложена сетка с разрешением 0.5°⨯0.5°, примерно 55⨯55 км. Топология речной сети получена из Vörösmarty et al., (2000), а данные о расходе воды и стоке для каждой ячейки сетки создавались путем согласования эмпирических данных Wollheim et al. (2006), Green et al. (2004), International Commission on Large Dams (1984, 1988) с показателями, рассчитанным в модели водного баланса Fekete et al. (2002).

    Для каждой ячейки определены факторы судьбы для выбросов нутриентов. Это глобальная методика, которая позволяет обойти ограничения методов, разработанных для какой-то одной территории или континента. В этой модели в качестве midpoint-показателя используется время удержания фосфора в конкретной ячейке, а не килограмм нутриентов. Этот показатель затем используется для вычисления endpoint-показателя, PDF (потенциально исчезнувшая доля видов). Тем не менее, данные модели позволяют получать и эквиваленты в килограммах фосфора. Этот подход применяется в последней версии оценки эвтрофикации в методе TRACI (об этом ниже).

    Ячейки связаны между собой через систему пресных вод.

    Пространственные отношения между ячейками модельной сетки и окружающими их отсеками.

    Модель учитывает 3 основных процесса удаления фосфора из ячеек сетки, эти показатели выражены в днях-1:

    • Адвекция (kadv), то есть горизонтальный перенос (фосфор просто переносится в следующую ячейку. Переменная зависит от расхода воды и объема водоема. Этот процесс играет ведущую роль в удалении фосфора для большинства ячеек.

    • Удержание (ретенция) (kret), то есть усвоение растениями или выпадение в осадок.Доминирует в районах, расположенных выше по течению от крупных водоемо

    • Использование воды (kuse), то есть забор воды с нутриентам для хозяйственного использования.

    Уравнение для фактора судьбы выглядит следующим образом:

    $$ \boldsymbol{FF_i}=\boldsymbol\sum\limits_\boldsymbol{j}\boldsymbol{FF_{i,\:j}}=\boldsymbol{\sum\limits_{j}{f_{i,\:j}}}\cdot\boldsymbol{\tau_j} $$

    \(\boldsymbol{FF_i}\) - фактор судьбы, в сутках

    \(\boldsymbol{f_{i,\:j}}\) - доля выброса из ячейки i, достигшая ячейки j, рассчитывается как произведение всех долей эмиссии фосфора, транспортируемого последовательно через каждую ячейку (l) между i и j.

    \(\boldsymbol{\tau_{j}}\) - персистентность (время жизни) фосфора в ячейке j, обратная величина суммы скоростей удаления, выражена в днях.

    $$ \boldsymbol{f_{i,\:j}}=\boldsymbol{\prod\limits_{l=i}^{j-1}\frac{k_{adv,\:l}}{k_{adv,\:l}+k_{ret,\:l}+k_{use,\:l}}}\ \ \ \ \ \ \boldsymbol{{\tau_j}=\frac{1}{k_{adv,\:l}+k_{ret,\:l}+k_{use,\:l}}} $$

    Скорость удаления воды (сут-1) в ячейке j, где Qj - расход воды в км3∙сут-1, Vtot - общий объем воды в ячейке в км3:

    $$ \boldsymbol{k_{adv,\:j}}=\boldsymbol{\frac{Q_j}{V_{tot,\:j}}} $$

    Cкорость удаления фосфора в ячейке (сут-1) за счет усвоения биомассой и адсорбцией на взвешенных твердых частицах с последующим физическим осаждением:

    $$ \boldsymbol{k_{ret,\:j}}=\boldsymbol{\sum\frac{V_{wb,\:j}}{V_{tot,\:j}}\cdot{k_{ret,\:wb,\:j}}} $$

    Это средневзвешенное по объему значение скоростей удаления в отдельных водоемах (kret), где скорости удаления были взяты из модели SPARROW (Alexander et al. 2004), все переменные и значения калибруются для прогнозирования фосфорной нагрузки в других географических условиях. Но для водных систем, значительно отличающихся от США (например, тропических), CF следует применять с осторожностью.

    \(\boldsymbol{V_{wb,\:j}}\) - объем водоема конкретного типа (озеро, река, водохранилище) в км3

    \(\boldsymbol{V_{tot,\:j}}\) - общий объем воды в ячейке в км3

    Скорость удаления фосфора в результате забора воды:

    $$ \boldsymbol{{k_{use,\:j}}=f_{WTA,\:j}\times(1-f_{DITW,\:j})\times{k_{adv,\:j}}\times{(1-f_{soil,\:j})}} $$

    Для засушливых регионов с активным водопользованием вклад этого показателя будет превышать вклад остальных. Отражает зависимость удаления фосфора от скорости водообмена, активности водозабора и повторного попадания фосфора в водоемы после сельскохозяйственного использования.

    \(\boldsymbol{f_{WTA,\:j}}\) - (withdrawal to availability ratio) безразмерная величина, отношение водозабора к доступным водным ресурсам, показывает интенсивность забора воды. Например, если fWTA, j = 5, это значит, что забирается половина доступной воды. Если вода используется повторно, показатель может превышать 1 (но не больше 500).

    \(\boldsymbol{f_{DITW,\:j}}\) - (domestic and industrial water) безразмерная величина, доля общего водопотребления, используемая для бытовых и промышленных целей.

    \(\boldsymbol{1 - f_{DITW,\:j}}\) - соответственно, эта величина отражает долю забора воды, которая приходится на сельское хозяйство (в основном ирригацию). Это важно потому, что очистка сточных вод от фосфора не моделируется и предполагается, что фосфор остается в сточной воде, поэтому удаление фосфора может происходить только за счет использования в сельском хозяйстве.

    \(\boldsymbol{1 - f_{soil,\:j}}\) - (soil retention fraction), доля фосфора, которая "застревает" в почве при поливе.

    \(\boldsymbol{f_{DITW,\:j}}\) - доля фосфора, которая смывается с полей обратно в реку (runoff transfer fraction).

    Так как зачастую точное положение сброса воды может быть не известно, особенно для предприятий цепочки поставок для исследуемого продукта, авторы модели предлагают агрегированные факторы судьбы. Агрегированные факторы судьбы рассчитывают с использованием среднего, взвешенного по эмиссиям, то есть больше "веса" придается тем ячейкам, где происходит больше реальных выбросов:

    $$ \boldsymbol{{FF_{average\ region}}=\frac{1}{\sum\limits_{l}{E_l}}\sum\limits_{l}{FF_l}\cdot{E_l}} $$

    \(\boldsymbol{l}\) - индекс конкретной ячейки сетки внутри региона

    \(\boldsymbol{FF_l}\) - фактор судьбы конкретной ячейки l

    \(\boldsymbol{E_l}\) - объем эмиссии фосфора в ячейке l

    Данных по выбросам фосфора в каждой конкретной ячейке не существовало, поэтому исследователи использовали прокси-индикатор, численность населения (данные CIESIN et al. (2005)). Чем больше численность населения в конкретной ячейке, тем больше выбросов фосфора предполагается.

    Авторы модели получили два набора агрегированных FF:

    • Набор FF для стран

    • Набор FF для так называемых “архетипов”. Очевидно, что для понимания экологического воздействия имеют значение не административные границы, а целостные части экосистем. В данном случае авторы разделили ячейки модельной сетки на две части (архетипы), одна из которых объединяет ячейки,которые находятся выше (upstream), перед крупными водными объектами (озерами, водохранилищами), а вторая - те, ячейки, вода из которых попадает сразу в океан (downstream). Обнаружилось, что для upstream archetype агрегированный FF равен 610 дней, а для downstream archetype - 5.6 дней.

    Так как LC-IMPACT - предполагающий обязательное использование endpoint-индикаторов, полученные FF использовались для оценки итогового ущерба экосистемам, но эта часть метода выходит за рамки этого материала.

    Henderson et al. 2021 (TRACI 2.2)

    Работа Henderson et al. лежит в основе последнего обновления метода TRACI (TRACI 2.2). На данный момент это наиболее подробная и детальная исследовательская модель, которая позволила сделать и подтвердить множество нетривиальных выводов. Модель опирается на рекомендации, данной в статье Morelli et al. 2018 и ряд уже упомянутых выше моделей. Авторы предлагают CF как для пресноводных систем, так и для морских

    Прежде всего, удалось показать, что география во многом определяет степень воздействия, и “где” может быть иногда важнее, чем “сколько”. Это значит, что регионализацией нельзя пренебрегать при оценке воздействия по категории эвтрофикации, а географические условия могут также диктовать правила и ответственность.

    • Водные системы разделены по лимитирующему фактору (фосфор для пресноводных экосистем, азот - для морских).

    • Для пресноводных систем используется модель Helmes et al. 2012 (см. выше)

    • Для морских экосистем используется модель NEWS2 и Cosme et al. 2017 (см. ниже)

    • Атмосферный перенос моделируется с использованием GEOS-Chem и Roy et al. 2012

    CF на уровне midpoint совпадают с факторами судьбы, то есть FF. Уравнение FF в общем случае выглядит следующим образом:

    $$ \boldsymbol{FF_{e-r,\:j}=\frac{масса\ вещества\ в\ отсеке\ r,\:локация\:j}{(масса\ вещества,\ выброшенного\ в\:отсеке\ e,\ локация\ i/год)}} $$

    По сути это отношение массы вещества в принимающем отсеке к массе выброшенного вещества в источнике. Для более точного описание судьбы нутриентов требуются дальнейшие уточнения этой формулы. Кроме того, разные модели, имеющие разные форматы и пространственное разрешение, необходимо соединить между собой, что это требует дополнительных преобразований. Например, атмосферная модель делит поверхность земли на сетку 2.5°⨯2.5°, а гидрологическая модель NEWS2 - на бассейны или водостоки. Для того, чтобы соединить эти две модели используются матрицы пространственного преобразования, которые вычисляют, какая часть конкретной ячейки сетки соответствует водному отсеку или участку почвы.

    Например, формула ниже описывает путь азота от места эмиссии через почву и реки в океан, наиболее длинный путь нутриента:

    $$ \boldsymbol{FF_{air-LME}=SRM_{air-ground}\times{M_n}\times{ST_{ground-NEWS2\_comp}}\times{FF_{NEWS2\_comp-LME}}} $$

    \(\boldsymbol{FF_{air-LME}}\) - фактор судьбы для эмиссий воздух-LME (large marine ecosystems). LME - участок океана площадью 200 000 км2 с определенными гидрологическими, гидрографическими и экосистемными свойствами.

    \(\boldsymbol{SRM_{air-ground}}\) - source-receptor matrix, матрица учета доли выбросов в воздух, попавших на землю

    \(\boldsymbol{M_{n}}\) - стехиометрическая конверсия массы выброса соединения в “чистый” нутриент n, в данном случае азот.

    \(\boldsymbol{ST_{ground-NEWS2\_comp}}\) - матрица преобразования между ячейками выброса и отсеками осаждения из NEWS2, распределяет азот из ячеек сетки по водным и почвенным отсекам пропорционально их площади внутри ячеек.

    \(\boldsymbol{FF_{NEWS2\_comp-LME}}\) - факторы судьбы для расчета того, какая часть азота, попавшего в речной отсек, достигнет океана.

    Процесс расчета FF на уровне midpoint. Henderson et al., 2021

    Для получения CF на уровне административных единиц исследователи добавили в модель еще один слой - данные о вероятности деятельности (activity likelihood data). Эти данные основаны на интенсивности некоторой человеческой деятельности в рамках ячейки сетки. Всего включено 3 варианта этой деятельности: сельское хозяйство, городское хозяйство, общая/неизвестная (сумма первых двух). Для каждой такой деятельности характерен свой набор данных:

    • Для сельскохозяйственной деятельности это используемые удобрения и их количество

    • Для городского хозяйства - промышленные и транспортные выбросы, плотность населения.

    Данные о вероятности деятельности используются как весовые коэффициенты для агрегирования CF, они показывают, насколько вероятен тот или иной выброс, важный для эвтрофикации, насколько ячейка “активна”.

    $$ \boldsymbol{CF_{target}=\sum\limits_{n∈t}{CF_n}\cdot\frac{A_n\cdot{L_n}}{\sum\limits_{j∈n}{A_j\cdot{L_j}}}} $$

    \(\boldsymbol{CF_{target}}\) - характеристический коэффициент для целевой области t.

    \(\boldsymbol{CF_{n}}\) - характеристический коэффициент для ячейки n.

    \(\boldsymbol{A_{n}}\) - площадь ячейки n.

    \(\boldsymbol{L_{n}}\) - данные о вероятности деятельности ячейки n.

    \(\boldsymbol{\sum\limits_{j∈n}{A_j\cdot{L_j}}}\) - фиксированная величина, сумма произведения площадей и данных о вероятности деятельности всех ячеек, входящих в целевую область.

    Это формула средневзвешенного значения, где весами выступают площади, взвешенные по вероятности деятельности. Агрегирование может осуществляться по-разному в зависимости от территориального деления или выбранных данныхо вероятности деятельности.

    В результате применения этой модели для территории США, авторы получили 18 наборов CF для пресноводной эвтрофикации и 27 - для морской.

    Для пресноводной эвтрофикации модель учитывала одно вещество (фосфор), одну модель судьбы (эмиссии фосфора в реки, сетка модели 2.5°⨯2.5°). Для морской эвтрофикации комбинаций было больше: 3 вещества (азот, оксиды азота и аммиак), 4 отсека (LME, пресные водоемы, почва и воздух, с 2 моделями судьбы для воздуха, отсеки NEWS2 и сетка с ячейками 2.5°⨯2.5°).

    Исследователи получили несколько очень важных результатов применения этой модели:

    • Особенности человеческой деятельности оказывают большой вклад в CF. Например, для штата Иллинойс была показана 15-кратная разница по пресноводной эвтрофикациимежду сельскохозяйственной и городской деятельностью. Относительно небольшой по площади город Чикаго оказывает воздействие в 15 раз большее, чем окружающие сельскохозяйственные территории.

    • Для пресноводной эвтрофикации большой вклад в CF дает время гидравлического пребывания. Мы касались этого примера выше, обсуждая Великие озера. Получается, что фермер в штате Мичиган или Висконсин, даже используя меньше удобрений, оказывает более сильное воздействие, чем фермер в штате Огайо, потому что озера Верхнее и Мичиган обновляются очень долго, а Эри - относительно быстро.

    • Направление ветра оказывает большое влияние. Как и в большинстве регионов Северного полушария, направление движения воздушных масс в США - с запада на восток. Поэтому эмиссии азотсодержащих соединений в воздух на восточном побережье США с большой вероятностью осядут в Атлантическом океане, усилив морскую эвтрофикацию, в то время как аналогичные выбросы на западном побережье осядут в центральной части страны. Получается, что при строительстве заводов важно учитывать не только то, что вокруг, но и например, розу ветров.

    • Локализация демонстрирует неочевидные связи, которые без этого не видны. Например, штату Аризона присвоены относительно высокие CF для морской эвтрофикации, несмотря на то, что штат не ассоциируется с морем и имеет относительно небольшую плотность населения. Так получается потому, что часть Аризоны находится в 50 км от Калифорнийского залива, а для LME окружность в 50 км является зоной прямого осаждения выбросов азота, а Калифорнийский залив при этом достаточно замкнутая система, FF для которого (0.65 лет) в три раза больше, чем FF для соседней LME у побережья Калифорнийского полуострова (0.19 лет).

    “Карта воздействия” отличается от “карты эмиссий”, факторы судьбы вносят основной вклад в потенциал воздействия по сравнению с количеством выбросов.

    Морская эвтрофикация

    Морская вода более соленая и плотная, что приводит к более выраженной и стабильной температурной и плотностной стратификации (то есть разделению толщи воды на слои), особенно в глубоководных регионах.

    Эта стабильность стратификации затрудняет вертикальный перенос питательных веществ. В стратифицированных морских водах обмен между эвфотической зоной (где происходит фотосинтез) и донными отложениями (где происходит реминерализация органики) значительно затруднен. Для эффективного возврата питательных веществ на поверхность требуется физический процесс, такой как апвеллинг (upwelling),  то есть подъем глубинных вод океана к поверхности.

    В морских экосистемах азот является основным лимитирующим питательным веществом.

    Одним из двух основных факторов, делающих азот более лимитирующим в морской среде, является десорбция фосфора (P), связанного с глинистыми частицами, при увеличении солености.

    В устьях рек и прибрежных зонах, где происходит смешивание пресной и соленой воды, изменение солевого баланса высвобождает фосфор из связанного состояния в донных отложениях и взвесях. Этот процесс увеличивает доступность растворенного фосфора в морской воде, делая его относительно избыточным. Соответственно, доступность азота становится ключевым ограничивающим фактором для первичной продукции, что приводит к N-лимитирующему режиму.

    Однако морские системы сложны: в сильно нагруженных нутриентами прибрежных экосистемах может наблюдаться N-лимитация, P-лимитация или даже ко-лимитация, причем лимитирующий нутриент может меняться в зависимости от сезона и географии. Тем не менее, общепринятым подходом является то, что азот является основным и преобладающим лимитирующим фактором в морских экосистемах по сравнению с пресноводными, что и отражено в большинстве моделей, используемый в ОВЖЦ.

    Cosme et al. 2017b предложили глобальную модель оценки факторов судьбы для эмиссий азота.

    Факторы судьбы учитывают:

    • Материковый путь, путь по суше (inland fate), для которого моделируется 3 варианты эмиссий:

      • Диффузный сток из почвы (например, смыв удобрений с полей), самый долгий путь, значительная часть азота задерживается

      • Прямые точеные сбросы в реки (например, через сточные воды), этот путь до моря уже короче, так как в этом случае уже нет почвенных процессов удержания азота

      • Прямые сбросы в морскую воду, весь азот сразу и в полном объеме попадает в морские экосистемы.

    Фактор судьбы также учитывает процессы денитрификации в почве и реках, а также использование (забор воды). Используются данные из субмодели NEWS2, Global NEWS2-DIN, которая фокусируется на расчете экспорта из речных бассейнов растворенного неорганического азота).

    • Морской путь (marine fate), где вся территория разделена на 66 LME (large marine ecosystem), а факторы судьбы определяют 2 основных процесса:

      • Адвекция - горизонтальный перенос азота из прибрежной зоны течениями

      • Денитрифкация - микробное преобразование растворенного азота в газообразную форму, недоступную для усвоения водорослей.

    FF на данном этапе определяются характеристикой LME: если они замкнутые (Черное море, Каспийское море, Азовское море) или полузамкнутые (Балтийское море, Средиземное море), время пребывания загрязнителя резко увеличивается по сравнению с открытыми LME или LME с крупными течениями.

    Модель была применена в глобальном масштабе для 5772 речных бассейнов и 66 LME и показала, что FF для нутриентов, проходящих материковый путь, могут отличаться на 5 порядков, то есть в 100 000 раз. FF для точечных эмиссий в реки могут отличаться в 1000 раз, и даже FF для прямых выбросов в LME отличаются на два порядка, то есть в 100 раз.

    $$ \boldsymbol{FF_{i,\:jl}=\frac{f_{N_{i,\:j}}}{\lambda_{l}}} $$

    FFi, jl - фактор судьбы (год) для пути эмиссии i в речном бассейне j до  принимающей экосистемы l, выражает массу остаточного вещества (кг) на единицу выбросов кг · год-1

    Числитель:

    fNi, j - доля азота прошедшая материковый путь, отражает процессы удаления в почве и в речных бассейнах. В зависимости от отсека, куда попал азот, используются разные формулы расчета:

    • При эмиссиях в почву: 

      \(\boldsymbol{f_{Nsoil,\:j}=FE_{ws,\:DIN,\:j}\cdot{FF_{river,\:DIN,\:j}}}\)

      Удержание азота DIN (dissolved inorganic nitrogen) в почве и грунтовых водах (\(\boldsymbol{FE_{ws,\:DIN,\:j}}\)) и при транспортировке по реке (\(\boldsymbol{FE_{river,\:DIN,\:j}}\)).

    • При эмиссиях в реки: 

      \(\boldsymbol{f_{Nriv,j}=FE_{river,\:DIN,\:j}}\)

      Учет только потерь внутри речной системы.

    • При прямых эмиссиях в море:

      \(\boldsymbol{f_{Nmar}=1}\)

      Весь азот сразу же оказывается в море в случае прямой эмиссии.

    Знаменатель:

    \(\boldsymbol{\lambda_l}\) - скорость удаления азота в LME.

    \(\boldsymbol{\lambda_l=\lambda_{adv,\:l}+\lambda_{denitr,l}}\) - общая скорость удаления в море определяется процессами адвекции и денитрификации.

    $$ \boldsymbol{\lambda_{adv,\:l}=\frac{1}{\tau_l}} $$

    Где τl время пребывания воды (residence time) в системе l.  Для 39 из 66 LME  τ были получены на основе литературного обзора, остальные были разделены на 2 архетипа (τ= 0.25) и (τ= 2) на основе экспертной оценки (оценка учитывала воздействие течений и океанической циркуляции, глубину и профиль континентального шельфа).

    \(\boldsymbol{\lambda_{denitr,l}=-\frac{LnDIN_{rem,l}}{t}}\) - денитрификация, превращение доступного азота в газ бактериями.

    \(\boldsymbol{DIN_{rem,l}=23.4\cdot{\tau_{l}^{0.204}}}\) - формула расчета доли идентифицированного азота, отражающая зависимость этого процесса от времени пребывания воды τ в системе l. Это эмпирическая формула, взятая из работ Seitzinger et al. (2006) и Nixon et al. (1996).

    Агрегирование FF по любому желаемому региону для каждого маршрута эмиссии азота рассчитывается как средневзвешенное по объему выбросов (Emi, lj):

    $$ \boldsymbol{FF_{i,\:reg}=\frac{\sum{(FF_{i,\:jl}\cdot{Em_{i,\:jl}})}}{\sum{Em_{i,\:jl}}}} $$

    Авторы отдельно подчеркивают, что агрегирование FF приводит к тому, что эти значительные и заметные различия просто “схлопываются”. Различия между континентами достигают всего лишь одного порядка, что не отражает реальное воздействие.

    Получается, экологические нормативы без территориальной привязки имеют мало смысла, что и отражается в высоком уровне эвтрофикации LME, расположенных около больших городов с большой долей промышленнойи сельскохозяйственной активностью (Балтийское море, Бенгальский залив, Средиземное и Черное моря). Также важно учитывать региональные особенности при планировании мер по сокращению выбросов нутриентов, иногда относительно небольшое сокращение выбросов может дать значительный положительный эффект, и лучше всего начинать именно с таких мер.

    В работе Henderson et al. 2021 была изучена как пресноводная, так и морская эвтрофикация. Об этом описано выше.

    Наземная эвтрофикация

    Эту категорию в ОЖЦ выделяют не все методы.

    Например, TRACI, даже в последней версии, не выделяет наземную эвтрофикацию как отдельную категорию, классифицируя выбросы соединений азота в категории морской эвтрофикации и подкисления почв. Это связано с тем, что соединения азота в дополнение к прямому стимулированию роста растений могут действовать как подкисляющий агент (о подкислении почв будет выпущен отдельный материал).

    Такие методы, как IMPACT+, ReCiPe и EF наземную эвтрофикацию выделяют наряду с подкислением почв в отдельную категорию воздействия.

    Модели наземной эвтрофикации делают акцент на нескольких аспектах:

    • Атмосферный перенос соединений азота

    • Критические нагрузки (critical load, CD)

    • Незащищенная площадь (unprotected area, UA) и накопленное превышение (accumulated exceedance, AE)

    Атмосферный перенос.

    Азотсодержащие удобрения влияют на экосистемы почв, но чаще всего это локальное воздействие (в том месте, куда удобрения вносят) или воздействие на водные экосистемы, если происходит вымывание соединений азота и их попадание в водоемы. А вот соединения азота, которые осаждаются из атмосферы, приводят к неконтролируемым последствиям.

    Критические нагрузки.

    Критическая нагрузка - это скорость поступления питательных веществ в почву, выше которой будут наблюдаться негативные последствия для экосистемы. Этот параметр отражает максимально допустимое количество загрязняющего вещества (в данном случае азота), которое может выдержать экосистема без значительных долгосрочных негативных эффектов (например, без потери биоразнообразия).

    Накопленное превышение.

    До работы Seppälä et al. 2006 в европейском контексте преобладал подход  незащищенной площади.

    Если осаждение азота превышало критическую нагрузку, что считалось, что вся площадь “пострадала”, то есть понесла ущерб 100%, подход был бинарным. С одной стороны, это логично, потому что как только критическая нагрузка превышена, экосистема перестает справляться с эмиссиями азота, наступают нежелательные последствия. С другой стороны, непонятно, как в таком случае учесть различный объем выбросов и эффективность мер по снижению выбросов?

    Если на одном участке с определенной критической нагрузкой в 10 кг/га есть два предприятия, одно из которых выбрасывает в год 20 кг/га азота, а другое - 15 кг/га, то получается, что в рамках этой категории воздействия между ними нет разницы. Понятие накопленного превышения отражает не только факт превышения критической нагрузки, но и то, насколько сильно превышена критическая нагрузка и на какой площади, это позволяет дать точную меру ответственности каждому продукту или предприятию.

    Seppälä et al. 2006 (ReCiPe 2016, EF)

    Seppälä et al. 2006 предложили более комплексную оценку потенциала наземной эвтрофикации и закисления почв, введя понятие накопленного превышения.

    Для моделирования атмосферного переноса азота и подкисляющих веществ используются:

    • Данные о судьбе нутриентов - модель EMEP (ячейки сетки в данной модели 150⨯150 км) и модель EcoSense.

    • Данные о критических нагрузках - Posch et al. 1997, европейская база данных по критическим нагрузкам под эгидой UNECE CLRTAP (Convention on Long-range Transboundary Air Pollution), содержащая 1.5 миллионов критических нагрузок для всей Европы

    • Основные потоки - диоксид серы, оксиды азота и аммиак. Данные об эмиссиях - за 2002 год с рассчитанными предполагаемыми значениями до 2010 года.

    Полученные CF для 35 стран Европы и 5 морских территорий показывают большой разброс (отличие в 10-100 раз по силе воздействия в зависимости от региона), который отражает важность пространственной дифференциации. В Центральной Европе, где экосистемы уже перегружены, осаждение соединений серы и азота приводят к более серьезным последствиям,  чем тот же процесс в безлюдных местах или в районах с устойчивыми почвами.

    Также отмечена большая роль аммиака как в процессах закисления, так и в процессах эвтрофикации.

    Критическая нагрузка отражает чувствительность экосистемы к повышению количества азота, превышение которого рассчитывается по формуле:

    $$ \boldsymbol{Ex(N_{dep})=N_{dep}-CL_{nut}(N)} $$

    в кг N на гектар в год (kg Neq · ha -1 · yr -1)

    Neq - 1 моль азота

    Ndep - сумма осажденных оксидов азота и аммиака

    Формула вычисления накопленного превышения:

    $$ \boldsymbol{AE=\sum_i^n{A_j\cdot{Ex_i(N_{dep})}}} $$

    Ai - площадь экосистемы (ячейки сетки), в гектарах

    n - количество ячеек

    Exi(Ndep) - текущий уровень накопленного превышения

    Суммируются те ячейки, где Ai · Exi(Ndep)>0

    CF рассчитываются на основе показателя накопленного превышения AE: 

    $$ \boldsymbol{CAE_{P,\:j}=\frac{\Delta{AE_{Europe}^{X\_P,\:j}}}{\Delta{E_{X\_P,\:j}}}} $$

    CAEP, j - характеристический коэффициент для соединения вещества P, выброшенного в регионе j, фактически отражающий то, насколько изменение количества выбросов скажется на значении накопленного превышения.

    \(\boldsymbol{\Delta{AE_{Europe}^{X\_P,\:j}}}\) - изменение значения накопленного превышения в результате изменения количества выбросов вещества P в регионе j.

    \(\boldsymbol{\Delta{E_{X\_P,\:j}}}\) - изменение выбросов вещества P в регионе j относительного референсного года.

    Характеристические факторы рассчитываются на основе разницы между фактической годовой атмосферной нагрузкой азота в конкретном регионе и критической нагрузкой, установленной для данного типа экосистемы в этом регионе.

    Аналогичный набор коэффициентов был рассчитан также для незащищенных территорий (UA).

    Основные источники потоков в категории EP

    • Муниципальные и промышленные сточные воды

    • Сельскохозяйственные сточные воды и прочие отходы (содержащие химические удобрения и животный навоз), аквакультуру

    • Выбросы соединений азота, возникающее в результате сжигания ископаемого топлива при производстве электроэнергии, в транспорте и промышленности

    • Ливневые стоки

    До того как в 1970-х годах их начали постепенно выводить из употребления, фосфатсодержащие моющие средства способствовали эвтрофикации. С тех пор основными источниками фосфатов стали сточные воды и сельское хозяйство. Основными источниками загрязнения азотом являются сельскохозяйственные стоки, содержащие удобрения и отходы животноводства, сточные воды, а также атмосферные осадки, содержащие азот, который образуется в результате сжигания или переработки отходов животноводства.

    Направления развития моделей

    • Повышение качества данных (справедливо всегда и для всех моделей).

    • Учет колимитации, а не только монолимитации, как сейчас.

    • Более детальное исследование атмосферного переноса фосфора.

    • Устранение неопределенности, которая возрастает при агрегировании CF с локального уровня, на уровень стран. Чаще всего данные инвентаризации жизненного цикла собираются на уровне административных единиц, которые, естественно, не отражают то, как устроены экосистемы. Одно из решений этой проблемы - расчет и использование агрегированных CF, которые предоставляют большинство моделей.

    • Исследование того, насколько эффективно работает очистка сточных вод. Большинство моделей не учитывают этот процесс из-за отсутствия данных, что потенциально может привести к завышению показателей по эвтрофикации.