9.12.19.2 HABs in Winter:

Model pobřežního oceánu CPR byl dále propojen (Chen et al., 2003) s ústími řek pomocí modelu pobřežního oceánu s konečným objemem (FVCOM). Tento cirkulační model s vyšším rozlišením zahrnoval Tampa Bay i Charlotte Harbor, aby bylo možné vypočítat přílivové a odlivové síly a toky materiálu v ústí řek. FVCOM využívá nestrukturovanou síť v horizontální rovině, přičemž prognostické rovnice řeší pomocí konečných diferencí (Weisberg a Zheng, 2006). Stejně tak zahrnuje souřadnicový systém σ a techniku rozdělení módů pro řešení hybnostních rovnic se dvěma časovými kroky (barotropický vs. baroklinický) pro výpočetní efektivitu.

Pomocí kombinovaných cirkulačních modelů ROMS/NAT HYCOM/FVCOM byly pozorované toky na soustavě ADCP na 25m izobati u Sarasoty na Floridě (kotviště C10 na obr. 56a). následně replikovány těmito cirkulačními modely během prvních 240 dnů roku 2005 s koeficientem determinace r2 0,87 ve střední hloubce (Weisberg et al..), 2009). Na tento datový záznam a výsledky cirkulačních modelů tedy nebyly použity žádné EKF. Místo toho byly dále zkoumány úvahy o fyzikálním transportu pouze abiotických červených přílivů, tj. bez růstových a ztrátových členů rovnice , kromě advekce (obr. 62) během 13. ledna až 18. února 2005 (Weisberg et al., 2009). Resuspenze červeného přílivu v roce 2005, původně započatá během září 2004 (obr. 1), byla poprvé znovu objevena u pobřeží Tampského zálivu, na frontě vynucené teplotou a salinitou.

Obr. 62. Obr. 62: Červený příliv. (a) Simulované trajektorie částic abiotického červeného přílivu K. brevis, uvolněných v blízkosti mořského dna, během ledna 2005 ve vztahu k (b) počtu buněk Karenia. S laskavým svolením K. A. Steidingera. Barevné kódování označuje stáří simulovaných částic a pozorování.

S laskavým svolením R. H. Weisberga.

Obrázek 62(a) ukazuje soubor Lagrangeových trajektorií pro částice uvolněné u dna modelu na třech místech poblíž místa počátečního pozorování. Barevné kódy odpovídají hloubce, přičemž modrá barva je blízko dna a červená blízko povrchu. Obrázek 62(b) ukazuje pozorované počty buněk v této oblasti, které poskytli naši kolegové z FWC FWRI. Na základě počtů buněk a analýzy trajektorie se buňky K. brevis přenesly z místa prvního pozorování na moři na pobřežní pláž ve spodní Ekmanově vrstvě, což bylo vynuceno změnami větrného pole. Fyzikální transport je proto klíčovou proměnnou při analýze polohy květu červeného přílivu ve vztahu k biochemickým parametrům v hloubce, které není možné satelitně monitorovat na mořské hladině během jakéhokoli ročního období!

Další dřívější zimní export červeného přílivu WFS mohl být také příčinou „velkého úhynu ryb v roce 86“, který v lednu 1886 vyfotografoval Ralph Middleton Monroe – floridský průkopník – podél pláží Long Key, na půli cesty mezi Key West a Miami na Floridě. Stejně jako úhyn ústřic v tomto měsíci (Wilcox, 1887) byl tehdy úhyn ryb přičítán nízkým teplotám v lednu 1886. Přesto o 100 let později opět FWRI při počítání buněk K. brevis 18. ledna 1995 poblíž ostrova Sanibel uvedla ∼1,5 µg-chl l-1 (Tester a Steidinger, 1997). Tento červený příliv začal v pobřežním epicentru WFS v září 1994 (obr. 1), přičemž v lednu a únoru 1995 byly hlášeny rozsáhlé úhyny ryb mezi floridskou pevninou a Dry Tortugas. Do 17. února 1995 bylo u West Palm Beach na východním pobřeží Floridy odebráno ∼0,2 µg-chl l-1 K. brevis, o čemž povinně informoval deník Miami Herald, přičemž reliktní množství tohoto červeného přílivu přetrvávalo u Onslow Bay v Severní Karolíně až do března 1995 (Tester a Steidinger, 1997).

Nejnověji byl lednovo-únorový červený příliv >10 µg-chl l-1 pozorován také v epicentru pobřeží, mezi Tampou a Neapolí v letech 1968, 1974, 1996, 1999, 2000 a 2002 (obr. 1). Aplikace CPR existujících modelů pobřežní oceánské cirkulace ukázala, že míchání hybnosti, hmoty a dalších skalárních veličin, tj. živin, červeného přílivu a larev ryb, na WFS je určováno trojrozměrnými poli rychlosti, teploty a salinity. Vzhledem k tomu, že oceánská cirkulace spojuje živiny se světlem, čímž vytváří podmínky pro primární produktivitu a biologickou složitost, můžeme doufat, že pouze správné propojení cirkulace s ekologií umožní simulovat vývoj HAB na jihovýchodě USA. Ďábel se samozřejmě vždy skrývá v detailech.

Co kdyby HAB zde na WFS, stejně jako v západní části GOM a níže po proudu SAB, v celém MS, v Rudém moři a nad částmi Arabského zálivu a moře, kde se hojně vyskytují klupeidy, nehledaly jen světlo a rozpuštěné živiny, ale také živou kořist, kterou by mohly sklízet? Navzdory obvyklým povrchovým teplotám <20 °C a zásobám dusičnanů <0,1 µmol-NO3 kg-1 v lednu až březnu na WFS (Walsh et al., 2003), červený příliv v roce 2005 pokračoval od této lednové resuspenze, předchozí iniciace z října 2004, až do prosince 2005 (obr. 1). Během červených přílivů v říjnu a listopadu 1998 a 1999 na WFS (obr. 1) byly příslušné zásoby amoniaku a močoviny, které zůstaly nevyužity populací K. brevis při ichtyotoxických hodnotách ∼1-10 µg-chl l-1 v přípovrchových vodách, 0,07 a 0,11 µmol-N kg-1 ve srovnání s 0,03 µmol-PO4 kg-1 při poměru recyklovaného N/PO4 6,0 (Walsh et al., 2003). Současné zásoby živin a červený příliv během let 1998-99 na WFS odrážejí sklizeň dusíku K. brevis, protože poměr N/P ryb je místo toho ∼32 (Walsh et al., 2006).

Pravda, komerční výnosy ryb z WFS během let 2002-07 (Walsh et al., 2009) vynesly úlovky na jednotku úsilí (CPUE) dominantního zimně se třeřícího klupida, sledě niťovitého – Opisthonema oglinum – které v roce 2007 činily ∼25 % úlovků z roku 2002, po červených přílivech v letech 2005 a 2006 (obr. 1). Jako relativní index početnosti populace (Gulland, 1983) odrážel pokles CPUE nitěnek po roce 2005 výpadek náboru během zimního tření roku 2005, kdy K. brevis již nesbíral T. erythraeum při teplotách <20 °C v lednu až březnu, kdy je jejich přítomnost na ZS <8 % rovna obsádce (obr. 3). Z toho usuzujeme, že tito ichtyotoxičtí dinoflageláti tehdy sklízeli O. oglinum namísto obvyklého využívání rybí potravy z jarního tření, tedy sardinky španělské, Sardinella aurita (Walsh et al., 2009). Na základě dlouhodobého záznamu 45 červených plůdků v letech 1957-2008 (obr. 1) bylo v 10 z nich během ledna překročeno ∼10 µg-chl l-1 , což naznačuje dodatečný sběr ryb z hibernace k prodloužení těchto počátečních podzimních červených plůdků.

Ekologický model CPR (HABSIM) zahrnuje 49 stavových proměnných ve čtyřech dílčích modelech (Obrázek 24), aby vyhodnotil úlohu každého potenciálního zdroje živin pro iniciaci a udržení červeného přílivu na WFS: (1) biochemický dílčí model; (2) bentický dílčí model; (3) optický dílčí model; a (4) vnořený soubor cirkulačních dílčích modelů. Jak již bylo uvedeno, HABSIM je samozřejmě vynucen kombinací ROMS/NAT HYCOM/FVCOM. Optický submodel zahrnuje spektrální světelné pole pro výpočet ozáření odcházející vody, absorbance a zpětného rozptylu ve vodním sloupci. Koeficienty absorpce a zpětného rozptylu specifické pro každou skupinu částic fytoplanktonu a detritu jsou aplikovány na standardní výpočty absorpce vody a CDOM v každé hloubkové úrovni. Potenciální omezení světla se zase počítá pro všechny třídy fytoplanktonu, což pomáhá definovat jednotlivé niky každého primárního producenta (tabulky 1 a 2).

Úplný biochemický submodel začíná následujícími proměnnými stavu živin: dusičnany; amonium; fosforečnany; křemičitany; rozpuštěné a koloidní železo; anorganický uhlík; žáruvzdorné a labilní formy rozpuštěného organického uhlíku/dusíku/fosforu; a CDOM. Tyto chemické proměnné zprostředkovávají sukcesi mezi společenstvem fytoplanktonu tvořeným diatomy, K. brevis, A. monilatum, mikroflageláty a Trichodesmium, v konkurenci také s bakterioplanktonem. Každá funkční skupina fytoplanktonu má jinou specifickou rychlost vylučování, dýchání, lýzy a usazování/plavení, stejně jako parametry omezení živin a světla (tab. 1 a 2).

Fytoplankton je následně sbírán býložravci zooplanktonu, tj. prvoky a kopinatci, s přenosem potravy na larvy ryb, což ovlivňuje jejich nárůst do dospělých rybích populací.

Jako rozkládající se ryby jsou klíčovým zdrojem živin pro červený příliv, což odpovídá prachem stimulované fixaci dusíku Trichodesmiem (Walsh et al., 2006, 2009), vyžadují explicitní formulace v rámci biochemického modelu. Larvy ryb v programu HABSIM mají rychlostní parametry dominantních klupeidních nástrah na WFS a v přilehlých ústích řek, tj. sledě obecného, šupinatého a kulatého (O. oglinum, H. jaguana a Etrumeus teres), sardinky španělské (S. aurita) a sardelky zálivové (Anchoa mitchilli). Tyto ryby jsou následně konzumovány modelovými rybožravci. Různé strategie lovu jsou zastoupeny okounem červeným a ostroretkou stěhovavou (Epinephelus morio a Mycteroperca microlps), makrelou královskou (Scomberomorus cavalla), karasem velkým (Rhomboplites aurorubens) a úlovky rybářů. Všechny tyto skupiny ryb jsou dominantními členy vyšších trofických úrovní v pobřežních vodách, například v GOM a SAB, Černém moři, MS a Arabském zálivu.

Bentický submodel je tvořen jedinou 1 cm silnou vrstvou sedimentu. Využívá stejné stavové proměnné jako model vodního sloupce, s výjimkou druhů fytoplanktonu a uložené biomasy ryb. Primární produkci v bentosu zajišťují bentické diatomy vázané na písek a přizpůsobené stínu. Pevné částice, jako je detrit, mohou klesat z vodního sloupce do vrstvy sedimentu. Předpokládá se, že živé diatomy, které klesnou do sedimentů vnějšího šelfu pod eufotickou zónou, tam odumřou, a proto se přidávají do zásoby detritu v sedimentech. Rozpuštěné druhy se šíří přes rozhraní sediment-voda podle rychlosti molekulární difuze korigované na teplotu a torzovitost sedimentu. Je však taková ekologická složitost nutná, jak se odráží v současných řešeních jednorozměrného modelu WFS (obr. 26 a 30), nebo je nedostatečná?

.