Теория критических нагрузок и ее приложение к определению
реклама
Раздел 4 РАЗВИТИЕ МЕТОДОВ УПРАВЛЕНИЯ КАЧЕСТВОМ СРЕДЫ ОБИТАНИЯ И БЕЗОПАСНОСТЬЮ ПРИРОДНО-ПРОМЫШЛЕННЫХ СИСТЕМ Моисеенко Т.И. Институт водных проблем РАН Институт проблем промышленной экологии Севера КНЦ РАН ТЕОРИЯ КРИТИЧЕСКИХ НАГРУЗОК И ЕЕ ПРИЛОЖЕНИЕ К ОПРЕДЕЛЕНИЮ ВОЗДЕЙСТВИЯ ЗАГРЯЗНЯЮЩИХ ВЕЩЕСТВ НА ПОВЕРХНОСТНЫЕ ВОДЫ СЕВЕРА Антропогенные преобразования окружающей среды по значимости становятся в одном ряду с природными процессами. Одним из концептуальных решений проблемы управления антропогенным воздействием является развитие теории критических нагрузок. В ее основе лежит решение сложных фундаментальных задач различных дисциплин, результаты которых интегрируются в конкретных методах определения допустимых антропогенных воздействий. В приложении к водным ресурсам выделяются три основных блока теоретических задач. 1.Определение интегрального показателя качества водной основывается на познании закономерностей миграции, форм нахождения, трансформации и седиментация техногенно-привнесенных элементов в системе: источник → водосбор → водоем; взаимодействия с природными факторами на водосборе и в водоеме. Как правило, промышленные стоки или выпадения из атмосферы имеют многокомпонентный состав и часто сопровождаются побочными явлениями. Поэтому, наряду с обоснованием химических критериев регистрации отдельных негативных явлений в водной среде, необходимо найти методический прием “сжатия” многосторонней информации к единому численному значению оценки качества водной среды, адекватно отражающему дозу воздействия на биологические системы с учетом суммарного, синергетического или антагонистического взаимодействия всех компонентов абиотической среды. 2. Обоснование критериев оценки последствий антропогенных воздействия является узловым вопросом и основывается на познании закономерностей антропогенной изменчивости биологических систем, устойчивости и механизмов адаптации; определении “нормы и патологии”, порога необратимых изменений в организмах или качественно новых состояний сообществ. Следует отметить, что универсальных критериев для оценки всех видов воздействия нет, т.к. многие виды загрязнения имеют различные целевые функции - “функции-мишени”. Если критерии оценки состояния организма особей (по физиологическим, клиническим и патолого-морфологическим симптомам) имеют значение для оценки эффектов на современный отрезок времени, то – на уровне популяций (изменение скорости роста, сроков созревания, продолжительности жизни, плодовитости и др.) и сообществ (изменение продуктивности, биоразнообразия, трофической структуры и др.) могут рассматриваться для оценки последствий продолжительных воздействий. Наиболее информативную базу для понимания последствий загрязнения и обоснования критериев их оценки дает исследование целостной картины изменений на всех уровнях организации (от организма - к популяции и сообществу). 3. Определение критических уровней и нагрузок является интегрирующим этапом исследований и основывается на выявлении связей в системе: объемы выбросов и стоков (нагрузки) ⇔ превращения на водосборе и интегрированный сток ⇔ процессы в водной среде и интегральный показатель дозы воздействия ⇔ биологические эффекты и критерии их регистрации ⇔ критические уровни воздействия ⇔ нагрузки. Критические нагрузки – поток поступления одного или нескольких загрязняющих веществ в экосистему, не вызывающий негативных изменений в наиболее чувствительных их звеньях. Если определены критические уровни комплексного загрязнения для биологических систем и есть модели связи выбросов (поступлений на водосбор) и формируемых ими концентраций, то далее определяются критические нагрузки и их превышения для конкретных водных объектов. Дискуссионными остаются вопросы - до какой степени мы допускаем изменения конкретных сред и какой риск развития биологического негативного события (патологии и нарушения физиологии рыб, деградационные процессы в популяциях, негативные перестройки сообществ) мы можем допустить? При выработке понятия допустимой экологический нагрузки необходимо задаться условиями “сохранения среды”, т.е. в каких условиях и до какой степени человечество должно ограничивать свое воздействие на те или иные объекты окружающей среды. В системе управления антропогенным воздействием, будь то определение критических нагрузок или риска, основополагающее значение будет иметь выявление неблагоприятных изменений в биологических системах (эффекты) и тех численных значений интегрального показателя качества среды (дозы воздействия), которому они соответствуют. Критические нагрузки по фактору закисления вод. В развитии процесса закисления вод наряду с фактом выпадения из атмосферы и сухого поглощения техногенных кислот важную роль имеет геологическое строение водосбора, его буферная способность. Под воздействием кислотообразующий веществ происходит обеднение почв и подстилающих пород обменными основаниями, снижение их поступления с водосбора, вытеснение слабых природных кислот (гидрокарбонатов) техногенными сульфатами и, уже как следствие, снижение рН вод. Известно, что наиболее остро проблема закисления вод обозначилась в Скандинавских странах, где геологическое строение представлено обнажениями гранитовых формаций и соответственно поверхностные воды являются низкоминерализованными (Henriksen et al., 1992). Нагрузка кислот на водосборы в этих странах, прежде всего, обусловлена трансграничным переносом техногенной серы из индустриальной Европы. На Кольском Севере (северо-восточная часть Скандинавского щита) функционируют медноникелевые комбинаты (суммарная эмиссия техногенной серы превышает 500 тыс. тон), а природные условия формирования вод, на большей части территории, характеризуются как уязвимые к кислотным нагрузкам. Закисление вод здесь проявилось в снижении рН ряда малых озер, развитии кислотных эпизодов на ручьях в период половодья – «рН-шок», в устойчивых трендах снижения буферной емкости крупных водосборов (Moiseenko, 1994; Моисеенко, 1998). .В 1995 г. Россия включилась в широкомасштабный проект по изучению состояния качества вод и обоснованию критических нагрузок кислотообразующих веществ на водные ресурсы совместно с северными странами Европы (Норвегией, Финляндией, Швецией, Англией и Данией), всего было обследовано более 4000 озер, в т.ч. 430 на Кольском Севере (Henriksen et al., 1997). Метод расчета критических нагрузок кислот основан на определении изменения природного насыщения вод основаниями, т.е. снижения их буферной способности (Henriksen et al., 1992). Содержания катионов в водоеме (ВС*t) является результатом баланса между их химическим выветриванием (BCw), ионно-обменными процессами (ВCi), атмосферным выпадением (BCdep) и биологическим поглощением (ВСu): BCw = BCt - BCi + BCu - BСdep Критические нагрузки (CL) для конкретного озера находятся как природное поступление катионов с водосбора, обеспечивающее сохранение кислотонейтрализующей способности вод выше критического уровня для водной фауны. CL = ([BCo*] - [ANClimit]) × Q - BCd*, где: ВСо* - сумма катионов (природное содержание) с коррекцией на морскую соль; Q – сток воды с водосбора в единицу времени; BCd* - выпадение катионов; Критерием оценки степени закисления является значение кислотонейтрализующей способности вод (ANC), которая определяется как разница между суммой катионов и радикалами сильных кислот: ANC = Ca2+ + Mg2+ + Na+ + K+ - SО42- - NО3- = НСО3- + Аn- - Н+ - А1n+. Все показатели для расчета СL находятся исходя из данных о современном химическом составе вод, методы и приемы которых более детально изложены в работах (Henriksen et al., 1992; Моисеенко, 1997; Henriksen et al., 1997). Мнения о значении критического уровня (ANClimit) для водной фауны в мировой науке различны. В качестве лимитирующего значения норвежскими специалистами предлагается использовать снижение показателя ANC до 20 мкэкв./л, при этих значениях популяции рыб в озерах исчезают, выявлена высокая уязвимость ранних стадий развития личинок рыб в закисленных водах (Rosseland, 1986). Вместе с тем, исследованиями на Кольском Севере показано, что при снижении ANC до 50 мкэкв./л исчезновению рыб предшествуют кардинальные изменения в структурно-функциональной организации сообществ водной фауны (Моисеенко и др., 1999). Аналогичные данные получены также специалистами Финляндии (Brakke, Landers, 1988) и Америки (Nenonen, 1991). Превышение критической нагрузки (CLex) рассчитывается как разница между значениями критических нагрузок и выпадением техногенных сульфатов на единицу площади водосбора в год (S042-): CLex = CL – (SO42-)*d На рисунке 1 а, б представлены картосхемы критических нагрузок и их превышений для Кольского Севера. Сопоставление полученных результатов с геологическими картами показывает, что ведущую роль в развитии закисления вод имеет геохимическое строение водосбора. В удаленных от индустриальных центров тундровых и горных районах, где широко развиты гранитогнейсовые формации при уровне выпадения техногенной 0.4 –0.6 гS/м2год нагрузки превышены. Для этих уязвимых районов критическая нагрузка - 0.3 гS/м2год. В радиусе до 30-50км вокруг металлургических комплексов, где выпадение техногенной серы составляет 1.2 – 1.8 гS/м2год, вследствие распространения пылевой эмиссии, развития щелочных гранитов (Хибинский и Ловозерский горные массивы) и базальтов, к которым приурочено местоположение комбинатов, многие озерные системы сохраняют кислотонейтрализующую способность выше критического уровня (100-200мкэкв/л). Здесь могут проявляться опосредованные эффекты выщелачивания катионов и токсичных металлов. Поэтому, для получения объективной характеристики критических нагрузок кислот на водосборы необходимым условием является корректная система опробования и масштабность исследований. На примере Кольского Севера России представлены результаты пионерных исследований, проведенных в соответствии с международными требованиями. Сопоставление ситуации в различных странах северной Европы показывает, что критические нагрузки превышены в Норвегии – для 27% озер, в Финляндии, Швеции и Дании - 9%, в Шотландии – 1% и для 17% озер Кольского региона России (Henriksen et al., 1997). Рис. 1. Критические нагрузки (а) и их превышения (б) по фактору закисления вод Критические нагрузки по фактору загрязнения вод металлами. Металлы являются одним из наиболее опасных видов загрязнения окружающей среды. Принятые в России предельно допустимые концентрации металлов в воде (ПДК), как и регламенты в других странах, не учитывают особенности их поведения и круговорота в конкретных условиях, а также инактивацию природными факторами. Интегральная доза воздействия металлов на биологические системы определяется: а) спектром металлов; б) формами нахождения - ионная, связанная или взвешенная; в) токсикологическим действием; г) свойствами синергизма или антагонизма; д) способностью к комплексообразованию и осаждению; е) скоростью биоаккумуляции и проявлением отдаленных эффектов. Нами был разработан метод определения интегрального показателя дозы воздействия металлов (индекса токсичности) и ее критических уровней, позволяющий учитывать вышеперечисленные факторы. В основу разработки метода легли материалы детальных исследований на Кольском Севере особенностей форм миграций различных металлов (Fe, Al, Cu, Ni, Co, Mn, Sr, Cd, Pb, As) в природных водоемах, их связывания органическими лигандами, адсорбции на седиментирующемся материале и поглощения живым фитопланктоном (Моисеенко и др., 1996; Мoiseenko et al., 1996; Moiseenko, 1999). Для выявления экологических последствий загрязнения вод металлами проведена диагностика заболеваемости рыб на основе клинических и патологоанатомических симптомов их интоксикации в 37 водных объектах, различающихся по уровню антропогенной нагрузки. Апробация метода и расчеты критических уровней выполнены на примере 460 озер Кольского Севера, где приоритетными факторами загрязнения поверхностных вод являются тяжелые металлы как следствие многолетнего функционирования медно-никелевых плавильных комбинатов. Интегральная доза воздействия. Известно, что экологическую опасность для живых организмов представляют ионные (лабильные) формы металлов (Campbell, 1995; Haux, Forlin, 1989). Содержание ионов металлов (Хтокс.) в условно выбранной точке или водоеме будет являться разницей между их поступлением(Хпост.) и десорбцией из минерального окружения с одной стороны(Хдесорб.), биопоглощением живыми организмами(Хбиопогл.), связыванием с органическими лигандами(Хкомпл.), адсорбцией на седиментирующемся материале(Хадсорб.) – с другой: Хтох = Хпоступ. - Хбиопогл. - Хкомпл. - Хадсорб. + Хдесорб. (1) Адсорбция металлов на седиментирующихся минеральных взвесях в озерах Крайнего Севера очень низка вследствие их малого содержания в воде (<1 мг/л). Биопоглощение металлов фитопланктоном в олиготрофных озерах тоже незначительно. Для примера, содержание в составе фитопланктона такого биофильного элемента как Fe в период максимума вегетации составляет до 18% от общего содержания элемента в воде, Cu - до 6%, Ni - до 3%, для других токсичных металлов этот показатель еще ниже (Моисеенко и др., 1996; Мoiseenko et al., 1996). Поэтому, данные факторы не играют значимой роли в процессах самоочищения и детоксикации поступающих металлов, особенно в более длительный по сравнению с летней вегетацией осеннее-зимний полярный период. Основное значение для инактивации металлов в природных водах Севера имеет связывание их органическими лигандами, т.е. комплексообразующая способность вод. Содержание растворенного органического вещества (РОВ) в озерах Кольского Севера находится в пределах 1.7–35 мг/л, в среднем 7 мг/л. Наиболее низкие значения характерны для крупных озер площадью более 10 км2, где органическое вещество имеет преимущественно автохтонную природу, а высокие – для лесных и заболоченных озер, обогащенных аллохтонным гумусом (Моисеенко и др., 1996). На основе 64 загрязненных металлами водных образцов из природных объектов с различным содержанием органического вещества были определены содержания форм металлов - ионных, связанных в органические комплексы и в составе минеральных взвесей. Получена зависимость между содержанием РОВ и суммы эквивалентов металлов (ΣМ), связанных в органические комплексы. Поскольку в образцах присутствовали и свободные ионы металлов, логично предположить, что все металлсвязывающие центры органических лигандов были заполнены и полученная зависимость характеризует комплексообразующую способность природных вод (КСВ). По данным Мantoura et al. (1978) 1 мг РОВ способно связать 1 мкэкв. условного металла, что согласуется с нашими данными для вод с концентрацией РОВ ≅ 7мг/л. По мере увеличения содержания гумусовых кислот в озерах количество металлсвязывающих центров, приходящееся на 1мг/л РОВ, возрастает экспоненциально. Полученная зависимость отражает комплексообразующую способность вод, т.е. какое количество металлов может быть инактивированно органическим веществом: ∑ М компл. = С ∑метал ион. × КСВ или ∑ М компл. = С ∑метал ион. × 0,059∗РОВ 2,5 (2) Вместе с тем, различные металлы обладают разной способностью образовывать органические комплексы. На основе процентного соотношения содержания в воде связанной в органические комплексы формы и ионной выстроен следующий порядок (Моисеенко и др., 1996). Fe(99%) > Cu(65%)> Al(30%)> Ni(25%)> Co(14%)> Zn(10%)> Mn = Sr(1%) (3), который отражает преимущественный «захват» металлами связывающих центров органических лигандов. Исходя из приведенного ряда можно предположить, что при поступлении в водоем комплекса металлов (или их природного выщелачивания) в первую очередь будет связано Fe, далее Сu и остальные элементы в приведенном выше ряду. Комплексообразующая способность вод уменьшается на количество связанных ионов (KCBΣ-i = КСВΣ - Мкомпл.i). Если КСВ высокая и все элементы в ряду связаны, то они не представляют экологической опасности, но если содержание органического вещества низкое и возможности КСВ исчерпаны за счет инактивации первых в ряду элементов, то все последующие металлы рассматриваются как ионные токсичные. Данное положение подтверждено результатами прямых измерений на примере озера Имандра, где 80-95% органических лигандов расходуется на комплексы с Fe, 5-20% на Cu и Al, а остальные наиболее токсичные металлы – Zn, Co, Ni и др. находятся в ионной форме (Моисеенко и др., 1996; Моисеенко, 1999). Элементы имеют различные токсикологические свойства, о которых с определенной долей условности можно судить по значениям ПДК, полученным в условиях эксперимента (Беспамятнов, Кротов, 1985). К единому знаменателю по токсикологическим свойствам элементы могут быть приведены путем определения превышения их концентраций к лимитирующим значениям (∑Сi/ПДКi). Принимается, что токсичность для живых организмов представляют ионные формы металлов (Haux, Forlin, 1989), которые могут быть определены по вышеприведенной схеме, исходя из данных по общей концентрации элементов в воде, содержания органического вещества и ряда преимущественного связывания с органическими анионами. Разработанные на основе исследований положения об инактивации поступающих в водоемы металлов легли в основу компьютерной программы и расчета интегрального показателя дозы воздействия (индекса токсичности - ИТ) с учетом буферной емкости природных вод и токсикологических свойств металлов: ИТ = СNi ион/ ПДКNi + CCu ион/ПДКCu + СCd ион /ПДКCd +….. (4). Критические уровни ИТ. Рыбы являются наиболее удобным тест-объектом для выявления потенциальной опасности группы веществ, поступающих в водоем (Моисеенко, Лукин, 1999). Общими симптомами интоксикации рыб в загрязненных тяжелыми металлами водоемах Кольского Севера являются: изменение цвета их кожных покровов; ерошение чешуи; отечность жабр и появление на них анемичного кольца; деструктивные изменения печени и почек; аномалии развития гонад и др. Ряд патологий связано со специфическим воздействием металлов: высокое содержание стронция в воде приводит к развитию патологий костной основы (остеопороз и сколиоз), никель обуславливает развитие почечно-каменной болезни (нефрокальцитоз) (Моисеенко, Кудрявцева, 1999). На основе изучения заболеваемости рыб в водоемах с различным уровнем загрязнения вод металлами определена дозаэффектная зависимость между интегральным показателем индекса токсичности и процентом рыб с симптомами интоксикации и патологических изменений организма. Появление рыб в водоемах с патологическими отклонениями в той или иной степени регистрируется при индексе токсичности в 1-2 условных единицы. Таким образом, токсичные свойства от прямого и опосредованного загрязнения металлами водная среда приобретает уже при указанных значениях, которые могут быть приняты в качестве критического уровня. Превышение критических уровней. На основе данных по содержанию металлов в воде 460 озер Кольского Севера был рассчитан показатель ИТ по фактору комплексного загрязнения вод металлами и представлена визуализация его распределения в пределах территории на основе ГИС технологий (рис. 2). Исходя из критического уровня ИТ, можно заключить, 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 ИТ обуславливаются аэротехногенным загрязнением водосборов от плавильных цехов медно-никелевой индустрии, где вклад Ni и Cu в формирование дозы воздействия определяющий. В отдаленных от индустриальных центров восточных районах - высокие значения ИТ обусловлены опосредованным выщелачиванием металлов кислыми осадками. Здесь критические уровни обусловлены, прежде всего, ионными формами Al, Sr. Zn и др. подвижных металлов, что подтверждается отрицательной корреляцией ИТ и рН (r= -0,64, n=250). 1 Рис. 2. Критические нагрузки по фактору комплексного загрязнения вод металлами Установлено, что при закислении вод не столько само снижение рН воды, сколько опосредованное выщелачивание ионных форм металлов, особенно Al, представляет наибольшую опасность для водных экосистем (Nelson, Campbell, 1991). Предложенные нами методические решения определения критических уровней металлами позволяют оценить экологическую опасность как прямого комплексного загрязнения природных вод металлами, так и опосредованного кислотного выщелачивания. Сопоставление картосхемы критических нагрузок по фактору закисления (Моисеенко, 2001) с представленной картосхемой по фактору комплексного загрязнения вод металлами (рис.2) показывает большую информативность разработанной методики для комплексных оценок экологического состояния водных объектов в регионе. Следует отметить, что в других регионах спектр металлов, загрязняющих водные объекты, их поведение и токсичные свойства будут видоизменяться. Однако методологический подход, разработанный на примере Кольского Севера, может быть использован для определения критических уровней загрязнения в других регионах с развитой горнорудной и металлургической индустрией. Заключение Экологическое нормирование - ключевая проблема в формировании системы экологической безопасности. Без предварительного, достаточно глубокого изучения свойств экосистем и механизмов формирования их откликов на различные антропогенные воздействия, без получения определенных данных о дозах и их эффектах для конкретных экосистем сложно предложить как адекватную программу мониторинга, так и рациональные методы сбора и обработки данных. Высокая актуальность и большая практическая значимость решения проблемы экологического нормирования привлекает все большее внимание исследователей различного экологического профиля, что приближает нас, в конечном итоге, к созданию единой концептуальной основы (теории критических нагрузок), позволяющей решать проблему определения норм допустимых воздействий на конкретные экосистемы с учетом природных особенностей и глобального фона изменения биосферы. Теория критических нагрузок является сложным междисциплинарным направлением, требующим интеграции результатов исследований различных наук. Узловыми вопросами в определении критических нагрузок, требующими фундаментальных исследований, являются: - понимание механизмов миграции, трансформации, взаимодействия с природными и сопутствующими факторами техногенно-привнесенных элементов, как теоретического базиса для определение показателей состояния абиотической среды, адекватно отражающих интегральную дозу воздействия. - представление об устойчивости, адаптационных возможностях, “норме и патологии” биологических систем на различных уровнях их организации, иерархической взаимосвязи в формировании ближайших и отдаленных “ответов” биоты на антропогенный стресс, как научного базиса для оценки эффектов воздействия и обоснования информативных биологических критериев. В плане практического определения экологических допустимых воздействий (критических уровней и нагрузок) в результате наших исследований на примере Кольского Севера предложены три схемы методических решений. По фактору закисления адаптирована принятая в Европе методика по расчету критических нагрузок кислотообразующих веществ и их превышений на поверхностные воды. Показано, что почти 50% территории Кольского Севера имеет низкую буферную емкость к кислотным выпадениям, критические нагрузки превышены не только для ряда озер в регионах, где выпадение техногенной серы превышает 1 гS/м2год, но и в отдаленных тундровых районах, где выпадения значительно меньше (<0,5 гS/м2год), но природные условия формирования вод более чувствительны к загрязнению. По фактору загрязнения металлами предложена новая схема, позволяющая учитывать интегральную дозу воздействия всего спектра металлов и особенности условий природных водоемов - их комплексообразующую способность. По интегральному индексу загрязнения вод металлами проведено картирование региона, отразившее критическую нагрузку металлов на водосборы. Показано, что вокруг металлургических комплексов экологический риск обуславливается аэротехногенным распространением никеля, меди и др. металлов на водосборы от плавильных цехов медно-никелевой индустрии, что подтверждается данными по оценке их выпадения на подстилающую поверхность. В отдаленных восточных районах - за счет опосредованного воздействия кислых осадков и выщелачивания ими элементов из подстилающих пород геохимических провинций. Здесь токсичность обусловлена, прежде всего, ионными формами алюминия, стронция и др. металлов. Критический уровень был установлен по доза-эффектным зависимостям между заболеваемостью рыб и интегральным показателем дозы воздействия. По фактору металлов почти на 1/3 территории критические уровни превышены и создается риск заболеваемости рыб. Предложенные методики, бесспорно, нуждаются в развитии и совершенствования в части оценки экологической опасности различных элементов и их комбинаций. Однако на современном уровне знаний они позволяют не только дать численное значение критических нагрузок и их превышений, но и оценить вклад каждого вида загрязнения, выявить приоритетность происходящих процессов в поверхностных водах региона, а также с позиций необходимых требований к качеству вод обосновать необходимое снижение нагрузок. Литература 1. Беспамятнов Г.П., Кротов Ю.А. Предельно допустимые концентрации химических веществ в окружающей среде. Л.: Химия, 1985. 163 с. 2. Моисеенко Т.И, Родюшкин И.В., Даувальтер В.А., Кудрявцева Л.П. Формирование качества поверхностных вод и донных отложений в условиях антропогенных нагрузок на водосборы арктического бассейна. Апатиты. Изд-во Кольского научного центра РАН, 1996. 264 с. 3. Моисеенко Т.И. Механизмы эпизодического закисления природных вод в период половодья (на примере Кольской Субарктики). // Водные ресурсы, т.25, № 1, 1998. С. 16-23. 4. Моисеенко Т.И. Теоретические основы нормирования антропогенных нагрузок на водоемы Субарктики. 1997, Апатиты: Изд. Кольского научного центра, 261 с. 5. Моисеенко Т.И. Теория критических нагрузок и ее приложение к определению воздействия кислотообразующих веществ на поверхностные воды // ДАН, 2001 (в печати). 6. Моисеенко Т.И., Кудрявцева Л.П. Экотоксикологическая оценка техногенных гидрогеохимических аномалий (на примере Кольского горно-металлургического комплекса) // Геохимия, 1999, № 10. С. 1000-1017. 7. Моисеенко Т.И., Лукин А.А. Патологии рыб в загрязненных водоемах Cубарктики и их диагностика // Вопросы ихтиологии, 1999. Т. 39, № 4. С. 535-547. 8. Моисеенко Т.И., Шаров А.Н., Вандыш О.И., Лукин А.А., Яковлев В.А. Изменения биоразнообразия поверхностных вод Севера в условиях закисления, евтрофирования и токсичного загрязнения//Водные ресурсы, 1999, № 4 . С.492-501. 9. Brakke D.F., Landers D.H. Chemical and Physical Characteristics of Lakes in the Northeastern United States // Environ. Sci. Technol. 222. 1988. P. 155-163. 10. Campbell, P.G.C. In: A. Tessier and D.R. Turner (Eds.). Metal Specietion and bioavailability in Aquatic systems. 1995, USA, Chichester, P.45-102. 11. Haux, C. and L. Forlin. In: L. Landner (Ed.). Chemicals in the Aquatic Environment: Advanced Hazard Assessment. 1989, Springer Verlag, P. 197-215. 12. Henriksen A., Traaen Т., ., Moiseenko Т. И et al. Regional Lake Surwey 1995 in Finland - Norwey, Sweden - Denmark - Russian Kola -Russian Karelia - Skotland and Wales. Report Nordic Council of Ministers. 1997. 102 p. 13. Henriksen, A., Kamari, 1., Posch M., Wilander A. Critical Loads of Acididy: Nordic Surface Waters // АМВIO. 1992, №21. P. 356-363. 14. Mantoura, R.F.C., A. Dixon and J.P. Riley. The speciation of trace metals with humic compounds in natural waters. 1978.Thalassia Iugoslavica, 14, № 1/2 . P.125-145. 15. Moiseenko T.I. Acidification and Critical Loads in Surface Waters: Kola, Northern Russia //' Ambio Vol., 23, N 7, 1994. P. 418-424. 16. Moiseenko T.I. The fate of metals in Arctic surface water. Method for defining critical levels // The Sience of the Total Environment. 1999, № 236. P.19-30. 17. Nelson, W.O. and P.G.C. Campbell,. The effects of acidification on the geochemistry of Al, Cd, Pb and Hg in freshwater environments: A literature review// Environmental Pollution, 1991, № 71. Р. 91-130. 18. Nenonen M. Report on acidification in the arctic countries: Man-made acidification in a world of natural extrems // The State of the Arctic Environment. Rovaniemi, Finland, 1991. P.7-81. 19. Rosseland B.O. Ecological effects of acidification on tertiary consumers. Fosh population responses. Water Air and Soil Pollut.1986.30.P.451-460. 20. Мoiseenko, T., V. Dauvalter and I. Rodyushkin. Geochemical migration and covariation of elements in the Imandra Lake, Barents Region. 1996. Lulea, University of Technology, Sweden, 96 p.
