Методология оценки качества вод с позиций экологической парадигмы

Поверхностные воды суши являются компонентом природы, сознательные преобразования или попутные изменения которых в результате человеческой деятельности наиболее существен­ны. Антропогенный фактор в формировании химического состава вод становится по значимости в один ряд с природными геохими­ческими и биологическими процессами. Преобразование водос­боров, трансграничные потоки, атмосферные выпадения, пря­мые индустриальные и хозбытовые сбросы, неорганизованные стоки с селитибных территорий приводят к изменению геохими­ческих циклов элементов в системе «водосбор - водоем», появ­лению токсичных компонентов в водной среде, эвтрофированию, закислению, что, в конечном итоге, ухудшает качество вод. В настоящее время сложно встретить водные объекты, не подвер­женные тем или иным антропогенным воздействиям. Высокое качество вод является необходимым условием сохранения здо­ровья населения, биоразнообразия, эстетического и рекреа­ционного потенциала природы, обеспечения населения самово­зобновляемой рыбной продукцией.

В силу высокой научной и практи­ческой значимости проблема оценки качества вод привлекает большое количество исследовате­лей. Предлагается ряд классифика­ционных схем, позволяющих с опре­деленной долей условности по физи­ко-химическим или гидробиологи­ческим показателям отнести водный объект к определенному классу каче­ства вод [2, 6, 19]. Не ново мнение, что система ограничений поступле­ния загрязняющих веществ, основан­ная на данных о Предельно допусти­мых концентрациях (ПДК) вредных веществ в воде, не совершенна, не дает адекватной оценки качества вод и не охраняет в полной мере водные экосистемы от деградации [3]. Поэ­тому, справедливо критикуя систему ПДК, специалисты гидрохимического профиля предлагают оценивать каче­ство вод и нормировать загрязнения по средним фоновым значениям по­казателей его химического состава (в том числе и компоненты загрязне­ния) плюс одно или два квадратичных отклонения. Уместен вопрос: что бу­дут означать эти отклонения для жи­вых систем? В свою очередь, специ­алисты биологического профиля предлагают учитывать показатели нарушения состояния индивидуумов, популяций и сообществ. При этом не ясно, в каких условиях (т.е. при каких показателях химического состава вод) произошли регистрируемые из­менения в биологических системах?

Согласно ГОСТ [4] под качеством вод понимают «совокупность физи­ческих, химических и биологических свойств вод с учетом требований конкретных водопотребителей». Кри­терии качества вод у водопотребите­лей различны в соответствии с их це­лями. Для промышленного водополь­зования, питьевого водоснабжения, естественного или искусственного воспроизводства рыб они существен­но отличаются. В самом определении «качество» заложена эпитетная ха­рактеристика вод, выражающая в экс­пертных оценках: чистая, загрязнен­ная, сильно загрязненная;удовлетво­рительная или неудовлетворительная и т.д. Поскольку вода - это жизненно необходимый ресурс для всех живых организмов, включая человека, и сре­да обитания для водных организмов, ее качество может быть оценено только по отношению к живым систе­мам [13]. Возникает логичный воп­рос: насколько эпитетные, зачастую субъективные определения качества вод соотносятся с состоянием живых организмов, потребляющих ее или живущих в ней?

Водные организмы более зависи­мы от свойств воды в силу высокого уровня метаболизма в водных экосис­темах по сравнению с таковым в на­земных. Для них вода является средой обитания, которая характеризуется определенными условиями. Условие, по определению Ю. Одума [17], это изменяющийся во времени и простра­нстве абиотический фактор среды, на который организм реагирует в зави­симости от его силы. «Оптимальны­ми» считаются те условия, при кото­рых особи способны оставить наи­большее количество потомства». Это определение согласуется с понятием, предложенным Строгановым [20] в начале 70-х годов: «хорошим можно считать такое качество вод, при кото­ром эффективность размножения водных организмов наиболее высо­кая». Однако следует обратить внима­ние, что патофизиологические нару­шения в живых организмах появляют­ся раньше, чем снижается их способ­ность к воспроизводству. К тому же, в ряде случаев в условиях загрязнения успешно происходит размножение ус­тойчивых к загрязнению видов.

Если абстрагироваться от субъек­тивных требований к качеству вод от­дельных водопотребителей, то более универсальным определением будет характеристика качества вод с пози­ций экологической парадигмы: «Каче­ство вод - это свойства вод, сформи­рованные в процессе химических, физических и биологических процес­сов, как на водоеме, так и водосборе; благоприятное качество вод в том случае, если отвечает требованиям сохранения здоровья организмов и воспроизводства наиболее чувстви­тельных видов в экосистеме конкрет­ного водоема».

Если исходить из предложенного понятия «качества вод», очевидно, что в основе методов его оценки лежит изучение влияния свойств вод на вод­ные экосистемы и их структурные элементы - отдельные организмы, по­пуляции или сообщества. Принимает­ся, что, если свойства вод отвечают требованиям существования и восп­роизводства наиболее чувствитель­ных водных организмов, то качество вод (за исключением частных случа­ев) можно считать соответствующим требованиям и для сохранения здо­ровья человека.

АНАЛИЗ СУЩЕСТВУЮЩИХ МЕТОДОВ ОЦЕНОК

Наиболее известными методами оценки качества вод являются: систе­ма ПДК (или химиндикация), биотес­тирование и биоиндикация.

Система ПДК. Загрязнение вод­ного объекта оценивается на основе установления кратности превышения измеренных концентраций отдельных элементов и веществ к их ПДК или числа случаев с превышением ПДК. В Государственном докладе о состоя­нии окружающей среды [5], как и в ря­де научных публикаций, на многих страницах идет унылая констатация фактов, в какой водной системе и по каким элементам превышено ПДК. При этом не всегда ясно, сколько ве­ществ и элементов было измерено в каждом конкретном случае, на фоне каких природных условий и в какой комбинации они оказывают вредное воздействие на биологические систе­мы. И тем более неясно - насколько эти превышения опасны для живых организмов и человека?

Устанавливаются ПДК на основе экспериментальных работ с тест-ор­ганизмами. Пороговое значение, вы­зывающее видимые отклонения от нормы у наиболее чувствительной группы организмов, принимается как ПДКрбхз опасного вещества [8,9]. От­метим, что для большинства элемен­тов и веществ ПДК для рыбохозяй-ственных водоемов (ПДКрбхз) жестче, чем санитарно-гигиенические норма­тивы (ПДКсан.-тг).

ПДК достаточно условны и суще­ственно различаются в различных странах, несмотря на унифицирован­ные методы по их установлению. Нап­ример, в России [10], по сравнению с другими странами (Канада, США, страны ЕС) [23, 25, 28], неоправданно низкие значения для Си, V, Мп и др., тогда как нормативы для Cd, As, Pb и AI завышены. В последние годы вни­мание мировой научной обществен­ности концентрируется на таких опас­ных элементах, как Hg, РЬ и Cd в свя­зи с возрастающим глобальным по­вышением их содержания в окружаю­щей среде. Если нормативы по Hg в России сопоставимы с западными странами, то - по РЬ и Cd они значи­тельно более жесткие в Европе и Аме­рике, чем в России. Не совпадают ПДК и по ряду токсичных органичес­ких соединений. Рассмотрим другой пример - ПДКрбхз по Ni. В России его значение 10 мкг/л, тогда как в Канаде - 25 мкг/л [25]. Величину этого норма­тива в Канаде можно объяснить не иначе как влиянием политических ре­шений, которые благоприятствуют деятельности медно-никелевых про­изводств в Садбери. Следует отме­тить, что аналогичные производства на Кольском Севере России загряз­няют никелем поверхностные воды в концентрациях 20-30 мкг/л в радиусе 30 км от плавилен, несмотря на уста­новленные в России более жесткие нормативы для этого элемента [12].

ПДК не учитывают природные ус­ловия водного объекта. Известно, что токсичные свойства элементов зави­сят не только от их концентрации в во­де, но от форм их нахождения, содер­жания кальция в воде, гумусовых кис­лот, рН, температуры, комбинаций с другими металлами [12, 29, 35]. Поэ­тому, содержание металлов в воде в ряде стран нормируется в зависимос­ти от концентрации кальция, напри­мер при содержании СаСОЗ (мг/л) в водах до 60, допускается содержание наиболее опасных металлов (мкг/л): Cd - 0.2, Си - 2, РЬ -1; при более высо­ких - эти значения повышаются. При нормировании содержания AI в водах, допускается содержание AI = 5 мкг/л, а при рН > 6,5 -100 мкг/л [25]. На всей гумидной территории России встре­чаются антропогенно-закисленные озера, в которых отмечены высокие содержания AI и других элементов [12]. Только в последней редакции Пе­речня ...[18] ПДК по AI были ужесточе­ны с 300 до 40 мкг/л. Растворенное органическое вещество (РОВ) вод способно инактивировать поступаю­щие в водоем металлы путем их свя­зывания с лигандами амино-, фульво-и гуминовых кислот, что снижает их токсичность и биодоступность для гидробионотов [24, 31]. Однако это правило не может быть распростране­но на все элементы: например мети­лирование Hg значительно увеличива­ет ее биодоступность.

ПДК не учитывают взаимодей­ствие между элементами при компле­ксном загрязнении вод, в условиях которого токсичные свойства ряда элементов могут взаимно усиливать­ся или нивелироваться. Например, комбинация Zn, Си и Сг для рыб во много раз токсичнее, чем каждый элемент в отдельности [19]. Есть дан­ные, что присутствие Мп снижает ток­сичность таких элементов как Си и AI, то есть проявляет антагонистические свойства [34].

Особенно следует остановиться на неоправданно жестком нормативе (ПДК) для меди применительно к Рос­сии. Известный в мире порог токсич­ного действия Си на водные организ­мы составляет 1,5 мкг/л [30], то есть выше принятых нормативов в России. Столь жесткая ПДК для Си (1 мкг/л) установлена по данным эксперимен­тальных работ в аквариумах и обус­ловлена, очевидно, токсичностью ее ионной формы. По нашим данным, концентрация свободных ионов Си в природных водах менее 10% от вало­вого содержания [15], поскольку для большей части поверхностных вод России характерно достаточно высо­кое содержание в них гумусовых кис­лот, способных связывать и инактиви­ровать металл. В Канаде, при низком содержании кальция в воде норматив по Си составляет 2 мкг/л, при высо­ком - 4 мкг/л. Из этого анализа можно сделать заключение, что распростра­нять утвержденное значение ПДК по Си на все регионы и типы вод непра­вомерно.

Приведенный анализ показывает значимость учета специфических фи­зико-химических характеристик при­родных вод при нормировании содер­жания загрязняющих веществ. В Рос­сии на большой территории (от Арк­тики до Аридной зоны) для всех типов вод используются одни и те же значе­ния ПДК. Поэтому система ограниче­ний загрязнения водоемов, основы­вающаяся на ПДК, не дает научной основы для объективной оценки каче­ства вод и экологического состояния водоема.

Биотестирование направлено на оценку   потенциальной опасности поступающих в водоем загрязняющих веществ (или конкретных стоков, заг­рязненных вод) по данным экспери­ментальных лабораторных определе­ний (ex situ). Этот метод позволяет выявить летальные и сублетальные концентрации потенциальных загряз­няющих веществ, а также сточных вод производств или загрязненных вод из водоемов для живых организмов (тест-объектов) в лабораторных усло­виях.

Экспериментально устанавлива­ются концентрации веществ, которые вызывают наиболее значимые и легко определяемые нарушения у водных организмов - смертность, выживае­мость, физиологические или патоло­гические нарушения. В качестве био­тестов используются организмы раз­личных систематических групп (бак­терии, водоросли, беспозвоночные, рыбы) [6, 33]. Основная масса токси­кологических исследований выполня­ется на уровне организмов. На основе серии экспериментальных работ с от­дельными веществами принимается решение об утверждении ПДК.

К достоинствам биотестирования можно отнести сравнительно быст­рое получение информации о токсич­ности отдельных веществ или сточных вод различных производств. К тому же, данные о пороговых значениях ве­ществ позволяют дать сопостави­тельную оценку их токсичных свойств. Однако не ясно, насколько правомо­чен перенос полученных результатов в лабораторных экспериментах на природные объекты. Поведение заг­рязняющих веществ в естественных водных объектах и их токсичные свой­ства могут значительно отличаться от их действия на живые организмы в ак­вариумах; проявляться комбиниро­ванные как синергетические, так и ан­тагонистические эффекты. В лабора­торных условиях сложно определить поступление ядов по пищевым цепям и их кумулятивные эффекты. К тому же, отдельные организмы, используе­мые в эксперименте, имеют мало об­щего с природными популяциями и сообществами.

Биоиндикация направлена на оценку качества вод по показателям состояния сообществ или индикатор­ных видов в водном объекте (in situ). Этот метод позволяет дать оценку ка­чества вод природных водоемов (или зоны загрязнения) по состоянию ин­дикаторных видов или сообществ ор­ганизмов; он широко применяется в системе государственной службы по гидрометеорологии и контролю окру­жающей среды [1, 3]. Гидробиологи­ческий мониторинг пресноводных экосистем предусматривает наблю­ницы ее использования при решении тех или иных задач. Экспертная ха­рактеристика качества вод и экологи­ческого состояния водного объекта основывается на общей сумме всех признаков, включая структурные (ви­довой состав, численность, биораз­нообразие, соотношение видов раз­личной экологической валентности, характеристики их сапробности) и функциональные характеристики водных сообществ (показатели про­дукции, деструкции и др.). В соответ­ствии с состоянием водных сооб­ществ дается следующая градация оценки качества вод, соответственно: чистая, слабо загрязненная, умерен­но загрязненная и грязная [4].

Однако количественные методы оценки состояния экосистем в гидро­биологическом анализе не получили должного распространения в силу ря­да причин. Индексы и показатели, в основе которых лежит учет видового состава населения, часто субъектив­ны, зависят от однородности биотопа, сезона года. К тому же популяции раз­личных видов отличаются по степени своей полифункциональности. Зат­руднено их использование в случае комбинированного токсичного заг­рязнения и эвтрофирования: число одних сообществ может увеличивать­ся, других - уменьшаться. Поэтому, в конечном итоге даются сравнитель­ные системы оценки, выраженные в классах, баллах, очках, индексах, ко­торые занимают промежуточное по­ложение между количественными и качественными показателями, и зави­сят от квалификации экспертов.

КРИТЕРИИ ОЦЕНКИ «ЗДОРОВЬЯ» ЭКОСИСТЕМЫ И КАЧЕСТВА ВОД

В рамках экологической парадиг­мы получил развитие методологичес­кий подход к оценке качества вод, ос­нованный на интегральных показате­лях «здоровья» экосистемы [14, 21, 22, 26]. Принимается, что симптомы физиологических изменений и пато­логических состояний организмов, функциональных и структурных нару­шений состояния популяций и сооб­ществ отражают неблагополучное «здоровье» экосистемы, следова­тельно, неблагоприятное качество вод. Все химические соединения пер­воначально воздействуют на измене­ние структуры и функций молекул, ко­торые приводят к изменению их функ­ционирования в клетке. Молекуляр­ные изменения действуют на структу­ру и функции клеточных органелл, ко­торые изменяют физиологический статус организма. Это, в свою оче­редь, приводит к изменению роста и воспроизводства индивидуумов в по­рые можно систематизировать по уровням биологической организации:

изменения на молекулярно-клеточном уровне - характеризуются нарушения структуры клеток и биохи­мических процессов;
индивидуальные патологии - регистрируются морфологические и физиологические нарушения орга­низмов;
перестройки в популяциях - анализируются устойчивость и спо­собность поддержания численности популяций основных видов;
реорганизация сообществ - ха­рактеризуются их структура и функ­ционирование, взаимодействие меж­ду элементами экосистем.

В таблице 1 представлены основ­ные показатели нарушений в экосис­теме под действием загрязняющих ве­ществ, которые можно использовать в качестве критериев оценки наруше­ний «здоровья». Отметим следующие важные моменты, которые необходи­мо учитывать при обосновании крите­риев диагностики состояния экосис­тем и их структурных элементов.

Ответные реакции живых систем не являются всегда прямыми, и могут проявляться с участием обратных связей. Большое влияние могут ока­зывать вторичные эффекты загрязне­ния вод, а также изменения всей тро­фической структуры экосистемы, ко­торые в свою очередь будут отра­жаться как на популяционных , так и организменных показателях.

Не существует единого универ­сального критерия для оценки всех антропогенных воздействий. Напри­мер, для оценки степени эвтрофиро­вания водоемов наиболее ясную кар­тину формирует изменение фитопла-нктонного сообщества, закисления вод - зообентосного, токсичного заг­рязнения - организм рыб. Поэтому, необходима мультивариантная систе­ма критериев, позволяющая гибко ее применять при оценках экологическо­го состояния природных систем, включая качество вод.

Критерии оценки состояния орга­низма (по биохимическим, физиоло­гическим, клиническим, патолого-морфологическим симптомам забо­леваемости) имеют значение для оценки эффектов загрязнения вод на современном отрезке времени, на уровне популяций (изменение ско­рости роста, сроков созревания, про­должительности жизни, плодовитости и др.) и сообществ (изменения про­дуктивности, биоразнообразия, тро­фической структуры и др.) - могут рас­сматриваться для интегральной оцен­ки последствий пролонгированногония. По отношению к экосистемам понятие «нормы и патологии» приоб­ретает смысловую нагрузку и содер­жание лишь в том случае, когда опре­делены исходные условия и позиции, с которых рассматриваются процес­сы, протекающие в них.

Многочисленные публикации сви­детельствую об успешности исполь­зования рыб как индикаторов нару­шений «здоровья» экосистемы при токсичном загрязнении вод [10, 16, 21 , 32, 33]. Рыбы занимают верхний уровень в трофической системе во­доемов. Патологические изменения в их организме позволяют определить степень токсичности водной среды, оценить кумулятивные эффекты, а также сформировать представление о потенциальной опасности группы веществ, поступающих в водоем, и для человека. Изменения физиологи­ческих показателей рыб регистриру­ются численными значениями, кото­рые возможно использовать при построении доза-эффектных зависи­мостей. Поэтому в ряде крупных меж­дународных проектов (MOLAR, LIMPACs, АМАР, ICP-Water и др.) в оценках экологических последствий загрязнения вод предпочтение отда­ется исследованию рыб на уровне ор­ганизма.

В отличие от привычных методов биоиндикации, согласно которым ка­чество вод экспертно оценивается в баллах по сумме признаков наруше­ний в подсистемах, в рамках данной концепции биологические критерии оценки неблагоприятных изменений в экосистеме, будь то уровень организ­ма, популяции или сообществ, соот­носятся с гидрохимической инфор­мацией, интегрированной в показа­тель, отражающий дозу воздействия. На основе рассчитанных доза-эф­фектных зависимостей вскрываются причинно-следственные связи, и можно ответить на наиболее значи­мый в практическом плане вопрос -насколько сформированные под вли­янием загрязнения новые свойства вод опасны для водного населения, и насколько необходимо снизить уро­вень загрязнения вод, чтобы их каче­ство соответствовало благоприятным условиям существования и размно­жения водных обитателей. Получен­ные результаты в области высоких уровней загрязнения могут быть экстраполированы на более низкие для установления параметров как ранних волнений в экосистеме, так предсказания пролонгированного действия на живые организмы.

Татьяна Моисеенко, заместитель директора Института водных проблем Российской академии наук, чл.-корр.РАН

Работа выполнена при финансовой поддержке РФФИ (грант - 07-05-00302)

(Продолжение следует)

Литература:

Абакумов В.А., Сущеня Л.М. Гидро­биологический мониторинг пресноводных экосистем и пути его совершенствования // Экологические модификации и крите­рии экологического нормирования. Л.: Гидрометеоиздат, 1991. С. 41-52. 296 с.

Алабастер Дж., Ллойд Р. Критерии качества воды для пресноводных рыб. М.: Легк. и пищев. пром-сть, 1984. 344с.

Алимов А.Ф. Элементы теории функционирования водных экосистем. СПб, 2000. 148с.

ГОСТ 27065-86. Качество вод. Тер­мины и определения.-М.: Изд-во стандар­тов, 1987. 9 с.

Государственный доклад о состоя­нии окружающей среды Российской Фе­дерации в 2002г. Москва. Минестерство природных ресурсов. 2003г. 479с.

Единые критерии качества вод. Со­вещание руководителей водохозяйствен­ных органов стран-членов СЭВ. М.:СЭВ,1982.

Ласкорин Б.Н., Лукьяненко В. И. Стратегия и тактика охраны водоемов от загрязнений //Тез. докл. II Всесоюзной конференции по рыбохозяйственной ток­сикологии. С.-П., 1991.С. 5-8.

Лесников Л.А. Система исследова­ний для разработки рыбохозяственных нормативов качества вод с учетом особен­ностей перенесения эксперементальных данных на природные водоемы.// Влияние загрязняющих веществ на гидробионтов и экосистемы водоемов. Л. 1979. С. 301 -309.

Методические указания по уста­новлению эколого-рыбохозяйственных нормативов (ПДК и ОБУВ) загрязняющих веществ для воды водных объектов, име­ющих рыбохозяйственное значение. Под ред. О. Ф. Филенко. М, Издательство ВНИ-РО, 1998.

Моисеенко Т.Н. Антропогенная из­менчивость пресноводных экосистем и критерии оценки качества вод.// Пробле­мы экологического мониторинга и моде­лирования экосистем. Изд. ГИДРОМЕТ, Санкт-Петербург, 2003.Том 19. С. 72-94.

Моисеенко Т.Н. Закисление вод: факторы, механизмы и экологические последствия. М: Наука, 2003, 276с.

Моисеенко Т.1/1. Теоретические ос­новы нормирования антропогенных нагру­зок на водоемы Субарктики. Апатиты: Изд-во Кольского научного центра РАН, 1997. 261 с.

Моисеенко Т.Н. Экотоксикологи-ческий подход к оценке качества вод //Водные ресурсы, 2005, т.32. №2. С. 184-195

Моисеенко Т.Н., Гашкина Н.А., Ша­рова Ю.Н., Покоева А. Г. Экотоксикологи-ческая оценка последствий загрязнения вод р. Волга и критических уровней //Вод­ные ресурсы, 2005, Т. 32. №4. С. 410-423

Моисеенко,Т.И., Кудрявцева Л.П., Гашкина Н.А. Рассеянные элементы в по­верхностных водах суши: технофильность, биоаккумуляция и экотоксикология. Наука. 2006.

Немова Н.Н., Высоцкая Р. У. Биохи­мическая индикация состояния рыб. М.: Наука. 2004.316с.

О дум Ю. Экология. М.: Мир, 1986. Т. I, 328 с.

Перечень рыбохозяйственных нор­мативов предельно-допустимых концент­раций (ПДК) и ориентировочно безопас­ных уровней воздействия (ОБУВ) вредных веществ для воды водных объектов, име­ющих рыбохозяйственное значение. М. Изд-во ВНИРО, 1999. 304с.

Руководство по гидробиологичес­кому мониторингу пресноводных экосис­тем (под. ред. В.А.Абакумова). Санкт-Пе­тербург: Гидрометеоиздат, 1992, 318с.

Строганов Н.С. Биологический ас­пект проблемы нормы и патологии в вод­ной токсикологии // Теоретические проб­лемы водной токсикологии. М.: Наука, 1983. С. 5-21.

Adams S. М., Ryon М. G. A compari­son of health assessment approaches for evaluating the effects of contaminant-related stress on fish populations. Journal of Aquatic Ecosystem Health 3: 1994, P. 15-25.

Attrill MJ, Depledge MH. Community and population indicators of ecosystem health: targeting links between levels of bio­logical organization. Aquat Toxicol 1997; 38:183-197

Bioassay methods for aquatic organ­isms. //Standart Methods for the Examination of Water and Wastewater (sixteenth edition). American Public Health Association. Washington. 1985

Campbell P.G.C. Interactions between trace metals and aquatic organ­isms: a critique of the free-ion activity model. In: Tessier, A., Turner, D.R. (Eds.), Metal spe-ciation and bioavailability in aquatic systems. John Wiley and sons Ltd, Chichester. 1995. UK. P. 45-102.

Canadian Water Quality Guidelines. Ottawa.Ontario. Published by Canadian Counil of Ministry of Environment. 1994. 76p.

Cash, K. J., Assessing and monitor­ing aquatic ecosystem health - approaches using individual, population, and communi­ty/ecosystem measurements. Northern River Basins Study Project Report No. 45, 1995, pp. 68.

Crommentuijn Т., Sijm D., Bruijn J., Hoop M., Leeuwen K., Plassche E. Maximum permissible and negligible concentrations for metals and metalloids in the Netherlands, taking into account background concentra­tions // Journal of Environmental Management. 2000. 60. P. 121-143.

Environmental Quality Objectives for Hazardous Substances in Aquatic Enviroment. Berlin. UMWELTBUNDESAMT. 2001. 186p.

Forstner U., Wittman G.T.W. Metal pollution in aquatic environment. Berlin, Heidelberg, Germany: Springer-Verlag, 1981. 272 p.

Lithner G. Quality criteria for lakes and watercourses. Background report 2 -Metals. //Swedish EPA Report 3628, 1989.

Moiseenko T.I. The fate of metals in Arctic surface waters. Method for defining critical levels.//The Science of the Total Environment. 1999. 236. P. 19-39.

Moriarty F. Ecotoxicology: The Study of Pollutants in Ecosystems. Academic Press inc. London, New York. 1989, 233p.

Munawar M., Dixon G., May field С. I. Environmental bioassay techniques and their application [Special Issue]. Hydrobiologia. 1989. V. 188/189 P. 1-680

Musibono D. E., Day J. A. The effect ofMn on mortality and growth in the freshwa­ter amphipod Paramelita nigroculus (Barnard) exposed to a mixture of AI and Cu in acidic waters//Wat. Res., 1999. V. 33. N 1. P. 207-213.

Nelson W.O., Campbell P.G.C. The effects of acidification on the geochemistry of AI, Cd, Pb and Hg in freshwater environ­ments: A literature review // Environmental Pollution, 1991. 71. P. 91-130.

Newman M.C., Jagoe Ch.H. (eds.) Ecotoxicology: a Hierarchical Trieatment. New-York, Levis publishers Ltd. 1996. 411p