УДК 551.464(262.5)

ОЦЕНКИ САМООЧИЩАЮЩЕЙ СПОСОБНОСТИ

ЭКОСИСТЕМЫ СЕВАСТОПОЛЬСКОЙ БУХТЫ

ПО ОТНОШЕНИЮ К НЕОРГАНИЧЕСКИМ ФОРМАМ АЗОТА

В.А.Иванов1, И.В.Мезенцева2, Е.Е.Совга1, К.А.Слепчук1, Т.В.Хмара1

1Федеральное государственное бюджетное учреждение науки

Морской гидрофизический институт Российской академии наук. Россия,

299011 Севастополь, ул.Капитанская, д.2. E-mail: science-mhi@mail.ru2Севастопольское отделение Государственного океанографического

института им.Н.Н.Зубова. Россия, 299011 Севастополь, ул.Советская, д.61

Аннотация. На основе оценок современного экологического состояния

Севастопольской бухты и ее районирования по уровню антропогенных

нагрузок показаны возможности применения разработанной ранее методики

расчета ассимиляционной емкости экосистемы наиболее загрязненной части ее

акватории по отношению к неорганическим формам азота для нормирования

плановых сбросов загрязняющих веществ в акваторию бухты, как возможности

оценки самоочищающей способности экосистемы Севастопольской бухты.

Приведены результаты моделирования гидродинамической ситуации в

акватории Севастопольской бухты и даны оценки ее влияния на экологическое

состояние акватории.

Ключевые слова: антропогенная нагрузка, загрязняющее вещество,

ассимиляционная емкость, Севастопольская бухта, гидродинамика водных масс

Современное экологическое состояние мелководных прибрежных морских

акваторий в ряде случаев считается критическим и требует научно-

обоснованного подхода к его нормализации. Особую актуальность приобретает

задача управления качеством прибрежных морских вод путем нормирования и

оптимизации сбросов загрязняющих веществ (ЗВ).

Для оценки самоочистительной способности морской акватории в данной

работе использована методика расчета ее ассимиляционной емкости (АЕ),

характеризующей способность морской экосистемы выдерживать добавление

некоторого количества конкретного ЗВ без развития необратимых

биологических последствий [1]. АЕ имеет размерность потока вещества –

массы вещества в единице объема, отнесенной к единице времени.

При оценке АЕ наиболее сложным является расчет интегрального времени

пребывания ЗВ в исследуемой экосистеме, которое в значительной степени

определяется физико-химическими свойствами конкретного ЗВ,

гидродинамическими параметрами акватории и комплексом процессов

(физических, химических, микробиологических), отвечающих за деструкцию

ЗВ или его вынос за пределы исследуемой акватории.

Цель настоящей работы – на основе оценок современного экологического

состояния акватории Севастопольской бухты и ее районирования показать

возможность применения доработанной ранее методики расчета АЕ наиболее

загрязненной части экосистемы по отношению к приоритетному ЗВ,

определенному на основании данных многолетнего мониторинга. Это позволит

на научной основе нормировать плановые сбросы ЗВ.

Материал и методы исследования. Оценка способности к самоочищению

экосистемы базируется на использовании балансового метода [1] согласно

алгоритму расчета АЕ морской экосистемы, представленному на рис.1 [2].

Итоговые формулы для оценки среднего значения и

среднеквадратичного отклонения ассимиляционной емкости морской

экосистемы (m) по отношению к i-ому ЗВ выглядят так:

где Qm – объем воды в расчетной области; Cthr i и Cmax i – пороговая и

максимальная концентрация ЗВ в экосистеме; vi – скорость удаления ЗВ из

экосистемы, среднее значение и дисперсия которой определяются по

оригинальному алгоритму [3].

Рис.1. Алгоритм расчета ассимиляционной емкости морской экосистемы [2].

Используемый алгоритм расчета АЕ не требует дополнительных целевых

натурных и лабораторных исследований, потому более доступен для оценки

самоочищающей способности конкретной морской экосистемы. Однако он

ограничен рядом условий. В первую очередь это наличие достаточных

мониторинговых наблюдений за содержанием рекомендованного для

исследуемой акватории комплекса ЗВ, позволяющее выявить приоритетность

загрязнителя и рассчитать время его удаления. Целесообразность проведения

районирования акватории определяется по различию в динамике вод,

расположению и мощности источников поступления ЗВ.

По распределению фосфатов, силикатов, нитратов, нитритов, аммония и

взвешенного вещества в поверхностном слое вод, полученных в рамках

Комплексные мониторинговые наблюдения за содержанием ЗВ

(как в биотических, так и в абиотических компонентах экосистем)

являются базовой составляющей, способны дать прогностическую оценку экологической ситуации с

целью определения приоритетных ЗВ для конкретной экосистемы.

Оценка АЕ конкретной экосистемы путем имитационного математического

моделирования по отношению к приоритетному ЗВ

с учетом его физико-химических свойств, интегрального времени

элиминации через изменение валового содержания в воде за счет воздействия

динамических, химических и биологических процессов. Позволяет количественно определить активность

природного самоочищения экосистемы.

Практические рекомендации по нормированию плановых сбросов ЗВ

в исследуемую экосистему для определения условий сохранения

(а зачастую и восстановления) видового разнообразия морских акваторий. Выработка стратегии

управления качеством морской среды.

На первом этапе оценивается уровень загрязненности вод с

целью выявления приоритетного ЗВ и рассматривается возможность

использования модели, ограниченная условием сохранения

благополучия экосистемы, когда среднее содержание выделенного ЗВ не превышает критического.

Второй этап реализации модели АЕ заключается в количественной оценке изменения содержания в

морских водах приоритетного ЗВ с целью расчета интегрального

времени пребывания его в исследуемой экосистеме.

На третьем этапе с учетом статистического метода расчета времени удаления токсического

вещества проводится оценка среднего значения АЕ экосистемы

по отношению к приоритетному ЗВ.

Выбор пороговой концентрации как

инструмент ужесточения

требований по защите морской экосистемы.

Районирование акватории с учетом

существующих источников

поступления ЗВ и однородности уровня

ее загрязнения для повышения

репрезентативности получаемых результатов.

Оценка сезонного изменения

способности экосистемы к

самоочищению для уточнения

способности морской экосистемы к

самоочищения.

экологического мониторинга, проводится районирование акватории.

Самоочистительная способность экосистем бухт и заливов, связанных с

открытым морем узкими проливами, значительно снижена за счет

ограниченного водообмена акватории с открытым морем. Поэтому расчет

динамики вод акватории и водообмена через узкие проливы или каналы

приобретает особенно важное значение при нормировании антропогенных

нагрузок на морские экосистемы замкнутых акваторий.

Для этих целей в данном исследовании используется комплексная

пространственно-разрешающая модель качества морских вод MECCA (Model

for Estuarine and Coastal Circulation Assessment) [4], описывающая качество вод

шельфовых экосистем, подверженных влиянию речного стока и

испытывающих нагрузки от антропогенных источников загрязнения,

расположенных в прибрежной полосе урбанизированных территорий. Она

включает в себя численную гидродинамическую модель, описывающую

изменчивость термохалинной структуры и динамики вод; блок переноса

примесей, в котором рассчитывается перераспределение примесей в

пространстве от времени под действием течений и диффузионного обмена;

химико-биологический блок, в котором определяются функции

неконсервативности моделируемых веществ, трансформация которых в каждой

локальной точке пространства осуществляется химическим, физико-

химическим, биогеохимическим и (или) биологическим путем.

Модель блока эвтрофикации можно задать в следующем выражении:

Y = F(X, P).

Для того чтобы найти набор параметров P, который будет максимально

приближать множество моделируемых данных {Ym} к множеству

экспериментальных данных {Ye}, нужно минимизировать значение

.

В данной работе для этих целей будет использоваться метод Хука-Дживса

[5]. Это метод прямого поиска минимума функционала, состоящий из

последовательности шагов исследующего поиска вокруг базисной точки, за

которой в случае успеха следует поиск по образцу.

Для исследования влияния ливневых и канализационных стоков на

формирование качества вод в акватории модель была дополнена блоком

самоочищения морских вод от загрязняющих веществ антропогенного

происхождения [6], на примере патогенных микроорганизмов – наиболее

распространенном «биологически мягком» типе загрязняющих веществ.

При расчетах учитывалось самоочищение вод от указанного типа ЗВ в

результате процессов их физической, химической и биологической

трансформации. Деструкция и деградация ЗВ в водной среде описывались

уравнением реакции 1-го порядка

,

где Fi функция неконсервативности i-ой примеси в уравнении переноса; Kci –

коэффициент неконсервативности (деструкции) ЗВ, который является удельной

скоростью трансформации в результате совокупности действий физико-

химических и химико-биологических процессов самоочищения вод без

детализации их вклада.

Удельная скорость деструкции патогенных микроорганизмов группы

кишечной палочки (коли-формы (Coliforms) – аналог коли-индекса), согласно

[6], определялась зависимостью вида

,

где – скорость гибели коли-форм в темноте при температуре воды T = 20 C и

солености S = 0 ‰ ( 0.8 д-1 0.033 час-1); , поправочные

коэффициенты на термохалинные условия in situ, где = 1.006 и = 1.07.

Результаты и обсуждение. Севастопольская бухта представляет собой

полузамкнутую акваторию эстуарного типа с затрудненным водообменом,

подверженную постоянному антропогенному воздействию при активном

судоходстве и проведении гидротехнических работ и как база военно-морского

флота РФ со всей характерной инфраструктурой. Значительное влияние на

формирование гидрохимической структуры вод бухты оказывают речной (в

восточной части бухта принимает воды реки Черной) и терригенный стоки, а

также бытовые городские и ливневые стоки, с которыми в акваторию бухты

поступает дополнительное количество биогенных элементов.

После постройки защитного мола ширина входа в бухту сузилась с 940 до

550 м. Величина водообмена вследствие этого уменьшилась в среднем за год на

40 – 70 %, время "полного" обмена воды в бухте увеличилось почти вдвое.

Особенности пространственной структуры вод Севастопольской бухты,

помимо влияния речного стока, определяются действием ветра и его

изменчивостью. Наибольшую повторяемость имеют ветры основных румбов:

севера, юга, востока и запада, а также северо-востока. Вероятно, под влиянием

ориентации Севастопольской бухты, вытянутой в зональном направлении и

окруженной относительно высокими берегами, преобладающими

направлениями ветров являются восточное (23.1 %) и южное (19.6 %), которое

интенсифицируется меридиональным положением бухты Южной, омывающей

восточные берега Павловского мыса. Несмотря на общее преобладание

восточных ветров, их скорость по сравнению с другими румбами минимальна.

Наибольшую повторяемость имеют сильные ветры южных направлений, хотя и

они не превышают 1 % [7].

Систематические исследования качества вод Севастопольской бухты

начаты с 1975 г. при введении в действие программы Общегосударственной

службы наблюдения и контроля окружающей среды (ОГСНК) [8].

Результаты моделирования качества вод акватории Севастопольской и

Южной бухт. С целью сравнения экологического состояния акватории

Севастопольской бухты и с акваторией различных ее частей был осуществлен

расчет годового хода компонент экосистемы частей бухты и тех же компонент

всей акватории Севастопольской бухты. В результате получено, что наиболее

загрязненной частью бухты по отношению к биогенам является бухта Южная.

В виду ограниченного водообмена с основной акваторией и как

традиционное место расположения многочисленных корабельных причалов, по

объему промышленных, бытовых и ливневых стоков Южная бухта занимает

первое место среди других севастопольских бухт. Для ее кутовой части

характерны распресненные области, при непостоянной в течение года

интенсивности распреснения. Это связано с развитой сетью разломно-

трещинных зон в бассейне р. Черной, способных дренировать подземный сток с

больших площадей. В процессе субмаринной разгрузки значительная их доля

поступает в Южную бухту, что и регистрируется по пониженной солености и

повышенному содержанию кремнекислоты [9].

Поверхностные воды бухты (особенно в кутовой части) характеризуются

максимальными концентрациями соединений азота. При этом по нитратам

наблюдается более чем 20-ти кратное превышение над средними значениями,

полученными для Севастопольской бухты [2].

Сравнение гидрохимических характеристик Южной и Северной бухт

позволяет рассматривать Южную бухту как акваторию, на которой отмечены

наиболее высокие концентрации биогенных элементов. Это может быть

обусловлено как действием антропогенного фактора, так и влиянием

субмаринной разгрузки. В кутовой части Южной бухты высокой оказалась

концентрация кремния в поверхностном слое – 7.0 мкМ/л [10].

В [11] представлена годовая динамика основных экосистемных элементов

(биомассы фитопланктона, органических азота и фосфора, фосфора фосфатов,

азота аммония, азота нитратов и нитритов) поверхностных вод бухты,

рассчитанная с использованием метода оптимизации, Данные, полученные в

процессе вычислительного эксперимента, сопоставляются с натурными

данными, осредненными за 2002 – 2005 гг. Ниже (рис.2) приведен модельный

годовой ход биогенных элементов для Севастопольской и Южной бухт.

Кривая годового хода аммония (рис.2, а) как для Южной бухты, так и для

Севастопольской в целом характеризуется четко выраженными максимумами и

минимумами с проявлениями сезонной изменчивости, которые по времени

практически совпадают как для Южной бухты, так и для Севастопольской.

Совершенно иная картина наблюдается для годового хода нитритов и

нитратов (рис.2, в). Как для Севастопольской в целом, так и для Южной бухты

практически плавная кривая, что свидетельствует об антропогенном характере

поступающих биогенных элементов, причем концентрации нитритов и

нитратов в Южной бухте в несколько раз превышают их содержание в

Севастопольской, что особенно проявилось в осенний период и подтверждено

результатами многолетних экспедиционных исследований [12 – 14].

а б

в

Рис.2. Модельный годовой ход аммония (а),

фосфора фосфатов (б), нитритов и нитратов

(в) для Севастопольской (1) и Южной (2) бухт.

Особое положение занимает модельная кривая годового хода

неорганического фосфора (рис.2, б), на которой экстремальные значения

наблюдаются в осенний период в акватории Южной бухты, при этом в

акватории Севастопольской бухты максимум смещен ближе к ноябрю и

декабрю. Следует отметить, что только для нитритов и нитратов отмечены

белее высокие содержания в акватории Южной бухты.

Моделирование гидродинамического режима вод Севастопольской и

Южной бухт. Моделирование динамики вод Севастопольской бухты выявило,

что в формировании циркуляции определяющую роль играют рельеф дна,

направление ветра, поступление в её вершину вод реки Черная, создающих

уклон водной поверхности и обуславливающих стоковые течения, становясь в

период половодья преобладающим.

Расчеты показали, что прямой поток из бухты в поверхностном слое вод

формируется под воздействием восточного ветра, а также сохраняется при

северном и южном ветрах. Это объясняется ориентацией, морфометрией бухты.

В придонном слое картина идентичная при всех направления ветра: поток

направлен в бухту через пролив и сохраняется по всей протяженности бухты, на

отмелых участках наблюдаются разного рода циркуляционных образования.

Установившаяся циркуляция, обусловленная суточным ходом

гидрометеорологических характеристик и стоком рек, нарушается при сгонно-

нагонных явлениях, в период паводков и штормов. Наибольшее воздействие на

режим течений на устьевых взморьях оказывают западные и восточные ветры.

В Южной бухте величина скорости течений существенно меньше, чем в

самой Севастопольской бухте. При ветрах 5 – 10 м/с и более наблюдаются

преимущественно ветровые течения, в придонном слое поток направлен на юг,

в кутовую часть бухты.

Для исследования влияния ливневых и канализационных стоков на

формирование качества вод в Южной бухте было проведено моделирование

распространения загрязняющих веществ в данной акватории. В кутовой части

Южной бухты был задан поток пресных вод с расходом 0.1 м3/с, содержащих

ЗВ, концентрация которого принималась равной 100 у.е. (%) и считалась

примесью нейтральной плавучести. Использование условных концентраций

позволяет унифицировать результаты расчетов, поскольку фактически

рассчитывается поле концентраций ЗВ в процентах от концентрации в

источнике. Фоновый уровень концентрации примеси (ЗВ) во внутренних точках

расчетной области и на открытой границе считался равным нулю.

Результаты расчетов приведены на рис.3. Был выбран ветер северных

румбов, при котором происходит запирание загрязненных вод в Южной бухте.

а

бРис.3. Структура течений и уровень загрязнения вод Южной бухты патогенными микроорганизмами

(в % от концентрации в источнике), которые поступают в кутовую часть на 3-и, 5-е, 7-е расчетные

сутки (слева направо): на поверхности (а), на дне (б) при северном ветре 10 м/с.

В поверхностном слое область загрязнения вод патогенными

микроорганизмами не выходит за пределы бухты до 5-х расчетных суток. В

придонной области загрязненные воды занимает гораздо меньшую площадь,

северная граница загрязнения относительно стабильна и не проникает на север

далее центральной части Южной бухты, локализуясь в районе расположения

источников загрязнения (рис.3, б). В Севастопольской бухте область

загрязнения ливневыми стоками огранивается северной, относительно

мелководной частью. Продвижению загрязненных вод в основную часть

Севастопольской бухты способствуют ветра сгонно-нагонных направлений.

Расчет ассимиляционной емкости экосистемы Южной бухты по

отношению к неорганическим формам азота на основе многолетнего

мониторинга ее экологического состояния. Для экосистемы Южной бухты

оценивалась способность к самоочищению по отношению к неорганическим

формам азота (нитриты, нитраты и аммонийный азот). Репрезентативность

базовых данных в соответствии с указанным алгоритмом может быть

достигнута при использовании ежедекадных наблюдений (станции I категории)

и ежемесячных наблюдений (станции II категории). В зависимости от

категории станций системы мониторинга временной ряд должен содержать

наблюдения от трех до десяти лет. Учитывая приведенные уровни загрязнения

акватории бухты, желательно было бы использовать станции первой категории,

но на практике, в лучшем случае это станции II или III категорий (разовые

наблюдения в гидрологический сезон). Кроме того, не всегда достаточен и

временной ряд наблюдений.

Для расчета ассимиляционной емкости экосистемы Южной бухты

использован массив данных, составивший 714 определений, полученных за

временной интервал 1998 – 2012 гг. Ввиду отсутствия ежемесячного мониторинга

при расчете скорости не удалось использовать данные за 2002, 2004, 2006, 2007

и 2009 – 2012 гг. по аммонийному азоту, за 2001 – 2002, 2006 – 2007 и 2009 –

2012 гг. по нитратам и нитритам.

Средние за период наблюдений значения всех форм неорганического азота

не превышали соответствующие ПДК, величины которых были использованы в

качестве порогового значения. Полученные расчетным путем удельные (в

пересчете на 1 л) величины АЕ для каждой из форм неорганического азота

отличаются от соответствующих ПДК (таблица), позволяя более точно оценить

предел способности конкретной экосистемы к самоочищению. Таблица. Ассимиляционная емкость экосистемы Южной бухты для неорганических форм азота

Характеристика NO2 NO3 NH4

Количество определений 240 225 249

Пороговое значение концентрации, мкМ/л 1.43 221.43 20.71

Среднее содержание, мкМ/л 0.23 12.59 0.95

Максимальная концентрация, мкМ/л 1.48 142.79 8.17

Средняя удельная скорость удаления, мкМл сут. 0.008 0.49 0.10

АЕ(удельная), мкМ/л год 1.77 212 48

Объем Южной бухты, м3 10253990

АЕ, кг/год 254 30380 6895

Максимальные значения удельной скорости удаления в период

исследования достигали 0.03 мкМ/сут. для нитритов, 2.10 мкМ/сут. для

нитратов и 0.32 мкМ/сут. для аммонийного азота, превышая средние по

соответствующим показателям значения скорости удаления в 3 – 4 раза.

Согласно полученной оценке способности исследуемой морской

экосистемы к самоочищению количество поступающего за год в акваторию

Южной бухты неорганического азота не должно превышать 254 кг для

нитритов, 30380 кг для нитратов и 6895 кг для аммонийного азота. Следует

обратить внимание, что показанное количественное ограничение сбросов

неорганического азота в акваторию допустимо только при равномерном,

плановом поступлении загрязнения. В случаях аварийных залповых сбросов

при оценке способности к самоочищению данной экосистемы следует

ориентироваться на удельную величину АЕ, составляющую для нитритов –

0.0048, для нитратов – 0.58 и для аммонийного азота – 0.13 мкМ/л в сутки. Во

сколько раз в настоящее время превышен этот уровень в Южной бухте, либо

находится ниже его, оценить довольно сложно, поскольку нет точных данных о

суммарных объемах неорганического азота, поступающего в Южную бухту с

ливневыми и муниципальными стоками.

Выводы. На основе анализа экологического состояния акватории

Севастопольской бухты по многолетним экспедиционным исследованиям

показана его зависимость от вида хозяйственной деятельности и связанных с

ней антропогенных нагрузок.

Дана оценка загрязненности акватории Севастопольской бухты и показано,

что наиболее проблемной ее частью является Южная бухта. При оценке

качества вод Южной бухты недостаточно изученным оказался субмаринный

источник в кутовой ее части. Отсутствуют данные о его мощности и

периодичности действия, притом, что влияние его на экологическую и

динамическую ситуацию в бухте может быть весьма значительным.

В результате модельных расчетов установлено, что уровень

загрязненности акватории Южной бухты нитритами и нитратами на несколько

порядков превышает уровень загрязненности Севастопольской бухты при

полном отсутствии сезонной изменчивости, что подтверждает антропогенный

характер поступления неорганического азота. Данная закономерность не

подтвердилась для фосфатов и аммония.

Моделирование распространения загрязняющих веществ на акватории

Южной бухты показало, что при типичных для водоема объемах поступления

ливневых и канализационных стоков при ветрах северных румбов патогенные

микроорганизмы будут накапливаться в водоеме, ухудшая качество его вод.

Для остальных направлений ветра загрязняющее вещество данного типа будет

выноситься ветровыми течениями за пределы акватории Южной бухты и при

прекращении поступления канализационных стоков происходит относительно

быстрое очищение акватории Южной бухты.

Оценены возможности применения разработанной ранее методики расчета

АЕ морской экосистемы для нормирования сбросов загрязняющих веществ.

Впервые получены оценки АЕ акватории Южной бухты по отношению к

неорганическим формам азота, как приоритетным загрязняющим веществам в

ливневых и муниципальных стоках. Показано, что при равномерных плановых

сбросах количество поступающего за год в акваторию Южной бухты

неорганического азота не должно превышать для нитритов – 254 кг, для

нитратов – 30380 кг и для аммонийного азота – 6895 кг.

Нормирование сбросов с учетом приведенных количественных

ограничений, в которых учтены все процессы утилизации, будет

способствовать улучшению экологической ситуации в акватории Южной

бухты, а, следовательно, уменьшит нагрузку на акваторию Севастопольской

бухты в целом.

Работа выполнена при поддержке проекта РФФИ грант № 14-45-01542

р_юг_а «Оценка ассимиляционной емкости экосистемы Севастопольской бухты

по отношению к приоритетным загрязняющим веществам как путь улучшения

ее экологического состояния».

Литература:

1. Израэль Ю.А., Цыбань А.В. Антропогенная экология океана. М.:

Гидрометеоиздат, 1989. 528 с.

2. Совга Е.Е., Мезенцева И.В., Хмара Т.В., Слепчук К.А. О перспективах и

возможностях оценки самоочищающей способности акватории

Севастопольской бухты // Экологическая безопасность прибрежной и

шельфовой зон и комплексное использование ресурсов шельфа.

Севастополь: ЭКОСИ-Гидрофизика, 2014. вып.28. С.153-164.

3. Совга Е.Е., Любарцева С.П., Мезенцева И.В. Оценка способности

экосистемы акватории Одесского порта к самоочищению в отношении

фенолов и нефтепродуктов // Экологическая безопасность прибрежной и

шельфовой зон и комплексное использование ресурсов шельфа.

Севастополь: ЭКОСИ-Гидрофизика, 2010. вып.22. С.303-309.

4. Иванов В.А., Тучковенко Ю.С. Прикладное математическое

моделирование качества вод шельфовых морских экосистем. Севастополь:

ЭКОСИ-Гидрофизика, 2006. 368 с.

5. Банди Б. Методы оптимизации. Вводный курс: Пер. с англ. М.: Радио и

связь, 1988. 128 с.

6. Mancini J.J. Numerical estimation of coliform mortality rates under varrious

conditions // J. Water Pollution Control Federation. 1978. v.50. Р.2477.

7. Репетин Л.Н., Белокопытов В.Н., Липченко М.М. Ветры и волнение в

прибрежной зоне юго-западной части Крыма // Экологическая безопасность

прибрежной и шельфовой зон и комплексное использование ресурсов

шельфа. Севастополь: ЭКОСИ-Гидрофизика, 2003. вып.9. С.13-28.

8. Современное состояние загрязнения вод Черного моря / Под ред.

А.И. Симонова, А.И. Рябинина // Гидрометеорология и гидрохимия морей.

т.IV. Черное море. вып.3. Севастополь: ЭКОСИ-Гидрофизика, 1996. 230 с.

9. Геворгиз Н.С., Кондратьев С.И., Ляшенко C.В., Овсяный Е.И., Романов А.С.

Результаты мониторинга гидрохимической структуры Севастопольской

бухты в теплый период года // Экологическая безопасность прибрежной и

шельфовой зон и комплексное использование ресурсов шельфа.

Севастополь: ЭКОСИ-Гидрофизика, 2002. вып.6. С.131-148.

10. Хоружий Д.С., Коновалов С.К. Кремний в водах Севастопольской бухты

весной 2008 г. // Морской гидрофизический журнал. 2010. № 3. С.40-51.

11. Слепчук К.А. Моделирование годовой динамики фитопланктона и

биогенных элементов в акватории Севастопольской бухты с применением

оптимизационного метода калибровки биогеохимической модели //

Экологическая безопасность прибрежной и шельфовой зон и комплексное

использование ресурсов шельфа. Севастополь: ЭКОСИ-Гидрофизика,

2014. вып.28. С.231-236.

12. Иванов В.А., Овсяный Е.И., Репетин Л.Н., Романов А.С., Игнатьева О.Г.

Гидролого-гидрохимический режим Севастопольской бухты и его

изменения под воздействием климатических и антропогенных факторов /

Препринт. Севастополь: МГИ НАН Украины, 2006. 90 с.

13. Орехова Н.А., Романов А.С., Хоружий Д.С. Межгодовые изменения

концентрации биогенных элементов в Севастопольской бухте за период

2006 – 2010 гг. // Экологическая безопасность прибрежной и шельфовой

зон и комплексное использование ресурсов шельфа. Севастополь: ЭКОСИ-

Гидрофизика, 2011. вып.25. С.192-199.

14. Лопухин А.С., Овсяный Е.И., Романов А.С. и др. Сезонные особенности

гидролого-гидрохимической структуры вод Севастопольской бухты,

микропланктон и распределение его биохимических компонент» (Черное

море, наблюдения 2004 – 2005 гг.) // Экологическая безопасность

прибрежной и шельфовой зон и комплексное использование ресурсов

шельфа. Севастополь: ЭКОСИ-Гидрофизика, 2007. вып.15. С.74-109.

ASSESSMENT SELF-PURIFICATION ABILITY OF THE SEVASTOPOL BAY

ECOSYSTEM IN RELATION TO INORGANIC FORMS OF NITROGEN

V.A.Ivanov1, I.V.Mezentceva2, E.E.Sovga1, K.A.Slepchuk1, T.V.Khmara1

1Marine Hydrophysical Institute of the Russian Academy of Sciences2Sevastopol Branch of State Oceanographic Institute

The current ecological state of the Sevastopol Bay was estimated, and the bay

was zoned according to level of anthropogenic impact. Therefore it is possible to use

the developed before procedure how to normalize a planned dumping of pollutants

into the water area. For this the assimilative capacity of the most contaminated part of

ecosystem in relation to inorganic forms of nitrogen is calculated. It permits to

estimate of self-purification ability of the Sevastopol bay ecosystem. The

hydrodynamics in the Sevastopol bay is described and its impact on the ecological

state of water area is assessed.

Keywords: anthropogenic impact, pollutant, assimilation capacity, Sevastopol Bay,

hydrodynamics of water masses