Методология оценки качества вод с позиций экологической парадигмы (окончание)

Татьяна Моисеенко,
заместитель директора Института
водных проблем Российской
академии наук, чл.?корр.РАН
Работа выполнена при финансовой
поддержке РФФИ
(грант - 07-05-00302)

(Окончание. Начало см. в № 4 (8)

В настоящее время антропогенный фактор в формировании химического состава вод становится по значимости в один ряд с природными геохимическими и биологическими процессами. Высокое качество вод является необходимым условием сохране­ния здоровья населения, биоразнообразия, эстетического и рекреационного потенциала природы, обеспечения населения са­мовозобновляемой рыбной продукцией.
В данной статье рас­сматривается понятие «качество вод» с позиций экологической парадигмы и дается критический анализ существующих подхо­дов и методов его оценки. Здесь же приводятся методические решения по определению интегрального показателя дозы воз­действия загрязняющих веществ по гидрохимическим данным и обоснованию информативных биологических критериев оценки состояния организмов, популяций и сообществ. Представлены результаты практической апробации разработанных методов по оценке качества вод на основе исследования патофизиологи­ческого состояния рыб и построения доза-эффектных зависи­мостей.

ОПРЕДЕЛЕНИЕ ИНТЕГРАЛЬНОЙ ДОЗЫ ВОЗДЕЙСТВИЯ

Современный период характери­зуется многофакторным загрязнени­ем и практически не встречаются вод­ные объекты, загрязненные каким ли­бо одним веществом. Достаточно сложно учесть все прямые и опосре­дованные воздействия, взаимодей­ствия техногенно-привнесенных ве­ществ в водной среде, которые фор­мируют опасные свойства вод. Как правило, токсичное загрязнение вод носит комплексных характер, сопро­вождается эвтрофированием, изме­нением солевого режима. Закисле-нию вод сопутствует выщелачивание токсичных элементов веществ, опас­ность которых для гидробионтов при низких рН повышается. Рассмотрим несколько разработанных методов определения интегрального показа­теля ( И ) загрязнения вод.

1. Водоем (ы) загрязнен (ы) комп­лексом веществ с единым токсиколо­гическим показателем вредности. В этом случае наиболее простым реше­нием будет суммирование нормиро­ванных к ПДК измеренных всех кон­центраций токсичных веществ в воде, которое заложено в правилах (4):

Ит„кс-1 = 2 (Ci/ПДК'О

Следует отметить, что, несмотря на критику значимости абсолютных значений ПДК, они дают представле­ние об относительной опасности раз­личных веществ и это позволяет нор­мировать элементы по их степени опасности для живых систем. Поэто­му, такое суммирование может иметь место только для веществ и элемен­тов с единым показателем вредности - токсикологическим. Согласно пра­вилам (4), данный показатель не дол­жен превышать единицы. Однако бо­лее корректно будет суммирование превышений концентраций к их поро­говым значениям влияния на водные организмы, полученным в натурных исследованиях и известным в науч­ной литературе (27, 30):

HToKc-2 = E(Ci/Cnopor.i)

К сожалению, такие данные очень ограничены, поскольку пороговое действие веществ в естественных ус­ловиях (в отличие от эксперименталь­ных данных) мало исследовано. При­нимается, что комплекс токсичных ве­ществ оказывает аддитивное действие, однако возможно вводить коэффициенты на явления синергиз­ма или антагонизма, если таковые данные известны.

2. Водоем (ы) загрязнен (ы) боль­шой группой металлов, которые прив­носятся за счет сброса сточных вод, аэротехногенного прямого выпаде­ния на водосборы и опосредованного выщелачивания кислотными осадка­ми из окружающих пород. Как выше упоминалось, токсичность многих ме­таллов определяется их ионной фор­мой. Необходимо было рассчитать вероятное соотношение лабильной и связанной с органическими лигандами (нелабильной) форм в водном объекте. На основе детальных натур­ных исследований комплексообра-зующей способности вод (15, 31) бы­ли получены количественные данные о способности природного раство­ренного органического вещества (РОВ) инактивировать ионы различ­ных металлов с учетом их конкурент­ного ряда связывания органическими лигандами:

(3)       2С«,аб[мкэкв/л]=0,059*РОВ 25[мг/л]
Полученные в натурных условиях

коэффициенты легли в основу компью­терной программы расчета интег­ральной дозы воздействия полиме­таллического загрязнения в пределах Кольского Севера (15, 31):

(4)       Итокс-з =2(С / ПДКм + Ccu ион/ПДКси
+ Ссьи„„/ПДКСс|+   )

Принималось, что токсичные свойства вод обусловлены ионами комплекса металлов, поэтому они нормировались по токсичным свой­ствам на основе данных ПДК. Этот метод позволил оценить значитель­ные различия токсичных свойств вод антропогенно-закисленных озер, в которых металлы присутствуют в ион­ной форме, и природно-подкисленных - в которых металлы инактивированы гумусовыми кислотами (31).

3. Водоемы загрязняются комп­лексом токсичных веществ и эвтро-фируется, изменяются основные фи­зико-химические характеристики вод такие, как мутность, рН, солевой сос­тав. При развитии нескольких про­цессов различной экологической зна­чимости, определение суммарного индекса загрязнения вод требует бо­лее сложных решений. Эвтрофирова-ние вод, с одной стороны способству­ет иннактивации металлов в период вегетации за счет их биопоглощения водорослями и связывания органи­ческими метаболитами, с другой -способствует высвобождению метал­лов из донных отложений в аноксичных условиях.

Эвтрофирование вод (Иэ.т) можно оценивать по степени превышения содержания фосфора над фоновыми значениями (Сфос ) с учетом трофичес­кого статуса зоны (водоема). Если зо­на загрязнения соответствует мезот-рофному состоянию, значения увели­чиваются вдвое, если эвтрофному - то втрое, как степень экологической опасности:

Иэвт = (Сфос.\ С фон (фос.).~ 1) х 2 (или 3)

Аналогично - можно оценивать из­менения других физико-химических показателей вод (солевого состава, мутности и др.), которые в наиболь­шей степени изменяют условия оби­тания водных организмов:

Иф-х=2(С/Сфои.тах|- 1).

Общий интегральный показатель загрязнения вод (ИинтеФ) может быть определен сложением частных про­изводных:

(7)   Иинтегр = Итокс + Иэвт + Иф-х.

Несмотря на некоторую упрощен­ность метода определения показате­ля интегральной дозы многофактор­ного загрязнения и ряд допущений при его вычислении, этот показатель достаточно адекватно отражает опас­ные свойства вод, «настроен» таким образом, что в абсолютно чистых озе­рах Ии»тегр будет иметь нулевое значе­ние и повышаться при любом виде загрязнения вод. Эта методика поз­воляет также выделить ведущий фак­тор в формировании дозы воздей­ствия с учетом его экологической опасности.

РЕЗУЛЬТАТЫ АПРОБАЦИИ МЕТОДИЧЕСКИХ РЕШЕНИЙ

Работоспособность методических решений апробирована на водных объектах, расположенных в различ­ных природно-климатических зонах: водохранилищ Волжского бассейна, озер Субарктики (Кольский п-ов) и водохранилища в Субтропиках (Тай­вань). Не углубляясь в изложение ре­зультатов исследований, которые де­тально изложены в цикле публикаций (10-12, 14, 15, 31), приведем в статье их заключительный этап - оценку ка­чества вод в рамках изложенной эко­логической парадигмы «здоровья» экосистемы.

Волжский бассейн. Загрязнение Волжского бассейна из-за его геогра­фического положения в экономичес­ки развитом регионе России осуще­ствляется в огромных масштабах. Ря­дом исследований доказано загряз­нение вод и накопление в донных от­ложениях: тяжелых металлов, неф­тепродуктов, полициклических аро­матических углеводородов, бифени-лов, диоксинов и других химических соединений,особенно в местах сбро­са промышленных сточных вод (14). Следует отметить, что в последние годы вследствие общего экономичес­кого кризиса в стране и падения уров­ня производства снизилось поступле­ние в реку загрязняющих веществ.

Комплексные экотоксикологические исследования были проведены в период 2000-2002 гг. (август-сен­тябрь) на 13 крупных участках в преде­лах Волжского бассейна - на Ивань­ковском, Горьковском, Куйбышевском водохранилищах, а также в нижнем течении р. Волга и дельты (14). Иссле­дования были направлены на выявле­ние максимально большего спектра веществ в воде, имеющих токсиколо­гические свойства для живых организ­мов. Среди веществ органической природы впервые выявлен высокий уровень загрязнения вод эфирами фталевых кислот и производных диок-сана; среди элементов неорганичес­кой природы - V, Си и Мп. Установле­но, что на участках реки Верхней Вол­ги превалирует загрязнение вод ме­таллами, на участках Средней и Ниж­ней - органическими ксенобиотиками. Наиболее сильно загрязнены воды Горьковского водохранилища и участ­ков Нижней Волги. На рисунке 1 отра­жен интегральный показатель норми­рованных к ПДК токсичных веществ, рассчитанный по наиболее упрощен­ной схеме (уравнение 1).

Синхронные исследования состо­яния здоровья рыб выявили морфо-функциональные нарушения и пато­логические изменения их органов и тканей, свидетельствующие об ин­токсикации организма. Наиболее часто патологии отмечены в Горько­вском водохранилище и на участках Нижней Волги (ниже Астрахани), что согласуется с более высоким уров­нем загрязнения вод этих участков. У многих рыб отмечены значительные нарушения: в печени - некроз гепатоцитов, канальцев и интерстициальной ткани, липоидная и гидроскопическая дегенерация паренхимы; в почках - соединительнотканные раз­растания (фиброэластоз), пролиферативное и межуточное воспаления; в жабрах - аномалии структуры рес­пираторных ламелл и эпителия фила-ментов жабр и др. Гематологические показатели исследованных рыб подт­вердили интоксикацию рыб, которая сопровождалась появлением в крови патологических форм эритроцитов, изменением лейкоцитарной форму­лы в направлении увеличения отно­сительного количества нейтрофилов и моноцитов [14]. Следует отметить, что в той или иной степени признаки интоксикации характеризовали всех обследованных особей в бассейне Волги, но далеко не у всех рыб они имели столь яркое проявление, кото­рое может приводить к летальному исходу. Поэтому, выделялись здоро­вые особи и 3 стадии заболеваемос­ти (1 - едва видимые изменения, 2 -заболевания средней тяжести и глу­бокие, 3 - отчетливо диагностируе­мые патологические нарушения), ко­торые в практике мониторинга при небольших навыках легко диагности­ровать [13,14]. Общее состояние за­болеваемости рыб (Z) в конкретной зоне загрязнения определялось, как выражение:

Z = (Ni + 2N2 + 3N3)/ZN,o.,

где Z - индекс заболеваемости рыб (0<=Z<=3), Ni, 2N2, ЗЫз - количество рыб, соответственно, на 1, 2 и 3 ста­диях заболеваемости с учетом коэф­фициента его тяжести. Ntot - общее ко­личество исследованных рыб в ло­кальной зоне загрязнения. Если в во­доеме все рыбы не имели признаков интоксикации, то Z был равен 0. Этот показатель повышается как при уве­личении числа больных, так и степени тяжести заболевания, что позволило информативно диагностировать «здоровье» экосистемы, и, следова­тельно, давать суждение о качестве вод.

На рисунке 2 отражены доза-эф­фектные зависимости, в которых ис­пользовались показатели: % рыб на 2 и 3 стадиях заболеваемости и выше приведенный показатель заболевае­мости рыб - Z.

Какие же выводы можно сделать из приведенных зависимостей?

Заболеваемость рыб в водохрани­лищах Волжского бассейна связана преимущественно с токсичным заг­рязнением вод. Поскольку обследо­вались участки за пределами влия­ния, каких либо прямых стоков, то по­лученные данные свидетельствуют о хронически неудовлетворительном состоянии «здоровья» континуума экосистем в масштабах всего бассей­на и, соответственно, неблагоприят­ном в нем качестве вод. Бесспорно, что в таких крупномасштабных иссле­дованиях на количественных измере­ниях и расчетах моготразиться ряд маскирующих прямых и неучтенных опосредованных эффектов.

В случае соблюдения установлен­ных законом требований к качеству вод и интегральная доза воздействия, рассчитанная как сумма кратностей превышения ПДК, будет иметь нулевое значение, около 10% рыб будут иметь патологические изменения в организме (на 2 и 3 стадиях), а индекс заболеваемости будет около 1. Это может свидетельствовать о послед­ствиях хронического воздействии ток­сичных веществ в течение предшест­вующих лет жизни рыб и необходи­мости учета фактора времени воздей­ствия загрязненных вод. Поэтому, уровень загрязнения должен быть ни­же как минимум в 10 раз.

Вторым этапом решался вопрос, -какие вещества являются наиболее вероятной причиной заболеваемости рыб. В таблице 2 приведены регрес­сионные зависимости между концен­трациями опасных веществ в воде и патофизиологическими показателя­ми исследованных рыб. Установлен­ные связи позволяют предположить, что органические ксенобиотики, в особенности эфиры фталевой кисло­ты, оказывают негативное влияние преимущественно на печень и почки, микроэлементы, V, РЬ и др. - на систе­му кроветворения, хотя эти подразде­ления достаточно условны.

Третьим этапом было выявление кумулятивных эффектов неэссенци­роэластоз). Эти заболевания сопро­вождаются симптомами общей ин­токсикации организма - липоидной дегенерацией и циррозом печени, анемией и другими нарушениями в системе кроветворения. Известно, что тяжелые металлы обладают высо­кой тропностью по отношению к поч­кам, вызывая тяжелые случаи нефропатии (15). На основе доза-эффект­ных зависимостей между показателя­ми заболеваемости рыб (%) и интег­рального показателя загрязнения вод металлами (Итокс-з) показано, что кри тическим уровнем комплексного вли­яния нормированных к ПДК ионов ме­таллов будет значение менее 1, что ниже установленных правилами охра­ны вод лимитов (31).

Исходя из этого значения крити­ческого уровня Итоксз, было сделано заключение, что почти на 1/3 терри­тории Кольского Севера его значения превышены и создается риск заболе­ваемости рыб и, возможно, человека вследствие образования техногенных геохимических аномалий. Вокруг ме­таллургических комплексов высокие значения И™с-з обуславливаются аэ­ротехногенным загрязнением водос­боров от плавильных цехов медно-ни-келевой индустрии, где вклад Ni и Си в формирование дозы воздействия определяющий. В отдаленных от ин­дустриальных центров восточных районах - за счет опосредованного выщелачивания металлов кислотны­ми осадками. Здесь критические уровни обусловлены, прежде всего, ионными формами Al, Sr. Zn и других подвижных металлов, что подтверж­дается отрицательной корреляцией между значениями Итокс-з и рН (г = -0,64, п=250) (31).

Для антропогенно-закисленных озер нормативы качества вод должны быть значительно более жесткими, ориентированными на концентрации металлов в воде в их ионной форме и учитывать значения рН и концентра­ции кальция.

Озеро Имандра, самый крупный водоем Кольского Севера, много лет загрязняется стоками медно-никеле-евого и горно-обогатительного про­изводства, Кольской АЭС, хозбыто-выми стоками городов и поселков. Массовые заболевания рыб регист­рируются с 1970-х годов: отеки; эксу­даты; кровоизлияния; изменения в стенках кровеносных сосудов; белково-жировая (токсическая) дистрофия печени, ведущая к атрофии органа; соединительно-тканные разрастания; изменения эпителия и др. Наряду с общими патологиями у рыб появля­ются специфические заболевания, характерные для озера - нефрокаль-цитоз (камни в почках). Частота забо­леваемости рыб (% от обследован­ных) тесно связана с концентрацией никеля в воде и накоплением его в почках. После 90-х годов, вследствие экономического кризиса, антропо­генная нагрузка на озеро снизилась, соответственно - снизилась частота заболеваемости рыб (10).

Расчет дозы воздействия выпол­нен по четвертой модели, уравнение 7 (Интеграл). На рисунке 3 приведены расчеты Интеграл для трех временных пе­риодов - 1986,1996 и 2003 гг. Эти дан­ные отразили динамику загрязнения в зоне влияния медно-никелевого, апатито-нефелинового производств, а также смешанного стока из наибо­лее загрязненного плеса - Большая Имандра. Для оценки эффектов ис­пользовались такие критерии, как % заболеваемости, индекс Z, а также % рыб с анемией (концентрацией ге­моглобина ниже порога нормы для сигов-80%) (рис. 4).

Какие выводы можно сделать из полученных данных и доза-эффект­ных завистей?

Показатель токсичного загрязне­ния вод за последние почти 20 лет значительно снизился. Основные фи­зико-химические показатели, изме­нившиеся в период интенсивного заг­рязнения озера, остаются стабильны­ми и не улучшаются. Эвтрофирование вод прогрессирует и становится ха­рактерным для всего озера.

При значениях интегрального по­казателя качества вод, близком к еди­нице, в организме рыб развиваются патологии и дисфункции. Среди рас­смотренных критериев оценки «здо­ровья» экосистем, наиболее четкие связи с загрязнением вод имеет предложенный нами индекс Z, отра­жающий и массовость заболеваний и степень их тяжести.

Полученные доза-эффектные за­висимости однозначно свидетель­ствуют, что «здоровье» водной аркти­ческой экосистемы становится не благополучным даже при условии, что концентрации в воде металлов ниже принятых в России нормативов. Для арктических водных систем необхо­димо ужесточение нормативов не ме­нее чем в 3-5 раз.

Водохранилище питьевого наз­начения Тзень-Вень в Тайване. Ап­робация разработанных методов бы­ла проведена и в условиях муссонно-го климата в рамках Российско-Тай­ваньского двухстороннего проекта. Исследованное водохранилище рас­положено на значительном удалении от прямых источников загрязнения. Анализ данных мониторинга питьевых вод, который проводился Тайваньс­кой стороной до начала исследова­ний, не выявил наличия значимых концентраций токсичных элементов в воде. Наши исследования патофи­зиологического состояния рыб диаг­ностировали: липоидную дегенера­цию и некроз клеток печени, патоло­гии жаберного аппарата, новообразо­вания и др. Характер симптомов за­болеваний, подтвержденных гистоло­гическими данными, позволил пред­положить их связь с неблагоприят­ным качеством вод.

Дополнительные детальные ис­следования химического состава вод выявили аномально высокие концент­рации лабильного алюминия в воде (до 1500 мкг/л), а также повышенные концентрации меди, свинца и ряда других металлов. Эти выводы согла­совались с данными о выпадении сильно закисленных осадков в пер­вый период муссонных дождей, кото­рые выщелачивали лабильный алю­миний и другие элементы из развитых на водосборе алюмосодержащих гео­логических формаций.

Были получены достоверные зави­симости дозы воздействия, рассчитан­ной как сумма нормированных к ПДК металлов (уравнение1), с интеграль­ным показателями здоровья рыб Z: Z = 2.2Htokc -7.5, г2 = 0.71

Также был выявлен феномен на­копления ртути в печени и мышцах рыб. Как известно, накопление ртути приводит к тяжелым патологическим изменения в организме рыб (15). По­лученные данные с большой долей вероятности позволили сделать зак­лючение о неудовлетворительном качстве вод в водохранилище питьево­го назначения в Тайване. Такаим об­разом, несмотря на сложность и мно­гообразие возможных частных реше­ний по вопросам оценок качества вод и нормирования загрязнения, рас­смотренная методология с позиций экологического императива доста­точно универсальна. На основе доза-эффектных зависимостей между био­логическими критериями «здоровья» экосистем и интегральными гидрохи­мическими показателями можно раскрыть причинно-следственные связи и ответить на значимый в прак­тическом плане вопрос: до какой сте­пени необходимо снизить уровень загрязненности водных объектов, чтобы качество вод было благоприят­ным для водных обитателей.

При выработке понятия допусти­мой антропогенной нагрузки на конк­ретные природные объекты целесо­образно задаться условиями «сохра­нения среды». Бесспорно, требова­ния к различным водным объектам, например, заповедным, питьевого назначения или урбанизированным могут существенно различаться.

Приведенные результаты синх­ронных комплексных исследований в рамках изложенной методологии позволили сделать заключение о неблагоприятном качестве вод на ряде водных объектов, исходя из по­казателей заболеваемости рыб, как индикаторов «здоровья» экосисте­мы. Доза-эффектные зависимости подтвердили, что основной причи­ной патофизиологических наруше­ний в организме рыб является заг­рязнение вод токсичными элемента­ми с учетом их пролонгированного действия.

Более 60% проживающего на бе­регах Волги населения потребляют питьевую воду из этой реки, города Мурманской области - Апатиты, По­лярные зори, Мончегорск, Оленегорск и поселки используют для питьевого водоснабжения воду из загрязненных металлами водных объектов, где выявлены хронические интоксикации рыб. Необходимо еще раз подчеркнуть, что актуальность выявления неблагоприятного каче­ства воды на основе исследования организма рыб подтверждается тем, что многие физиологические систе­мы рыб сходны с теплокровными жи­вотными, это позволяет предпола­гать последствия нахождения ток­сичных веществ в водной среде и для здоровья человека.

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. 296с.

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 С ПДК и ОБУВ) загрязняющих ве­ществ для воды водных объектов, имею­щих рыбохозяйственное значение. Под ред. О.Ф. Филенко. М, Издательство ВНИ-РО, 1998.

Моисеенко Т.П. 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.Н. 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 И.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.Н., 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.

Одум 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., Mayfield 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 Al 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 Al, 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

Источник:
журнал Вода Magazine №7 (11), июль 2008 г.