Закономерности осадконакопления в водных объектах европейской субарктики

Даувальтер, Владимир Андреевич

Бесплатный автореферат и диссертация по географии на тему
Закономерности осадконакопления в водных объектах европейской субарктики
ВАК РФ 11.00.11, Охрана окружающей среды и рациональное использование природных ресурсов

Автореферат диссертации по теме "Закономерности осадконакопления в водных объектах европейской субарктики"

РОССИЙСКАЯ АКАДЕМИЯ НАУК Институт водных проблем

ч; !.',.-, На правах рукописи

^ zz.ua ^ с

Даувальтер Владимир Андреевич УДК 550.4 (471.21)

ЗАКОНОМЕРНОСТИ ОСАДКОНАКОПЛЕНИЯ В ВОДНЫХ ОБЪЕКТАХ ЕВРОПЕЙСКОЙ СУБАРКТИКИ (природоохранные аспекты проблемы)

специальность - 11.00.11 - охрана окружающей среды и рациональное использование природных ресурсов

АВТОРЕФЕРАТ диссертации на соискание ученой степени доктора географических наук

Москва 1999

Работа выполнена в Институте проблем промышленной экологии Севе Кольского научного центра РАН

Научный консультант:

член-корреспондент РАН Т.И.Моисеенко

Официальные оппоненты:

доктор физико-математических наук Е.В.Веницианов доктор географических наук Г.М.Черногаева доктор географических наук А.В.Евсеев

Ведущее учреждение:

Институт водных проблем Севера Карельского научного центра РАН

Защита состоится 28 января 2000 г. в 10 час. на заседал* Диссертационного Совета Д.003.37.01 при Институте водных проблем РАН по адресу: 117971, Москва, ул. Губкина, 3.

С диссертацией можно ознакомиться в библиотеке Института водных проблем Р^

1999 г.

Ученый секретарь Совета, д.г.-м.н.

Р.Г.Джамало

3>гга.5~ о /

[2 РМ о

ЗБЩАЯ ХАРАКТЕРИСТИКА РАБОТЫ

Актуальность проблемы. Состоявшаяся в июне 1992 г. в Рио-де-Канейро Вторая конференция по окружающей среде и развитшо (КОСР) ¡первые привлекла внимание мирового сообщества к остроте проблематики •лобальных изменений окружающей среды. Принятые на конференции (и ¡последствии одобренные Генеральной Ассамблеей ООН) документы имели тжное значение для осознания грозящих миру (в масштабах от локальных до ■лобальных) экологических угроз и мер по их предотвращению.

Проблема изменения природного круговорота элементов под влиянием штропогенного воздействия является одной из важнейших в современных ¡опросах охраны окружающей среды и экологии. Преобразования химического ;остава поверхностных слоев земной коры в последнее время происходят в масштабах, сравнимых с геологическими процессами. Под влиянием •ехногенных факторов протекают химические реакции, которые изменяют фиродные геохимические циклы элементов. Уже в 1934 г. А.Е. Ферсман >тмечал стремительный рост использования элементов (примерно в 100 раз за 5-30 лет до обозначенного года), который в последующие годы только шрастал. Отвалы горных пород и хвостохранилищ, шахтные и карьерные юды, стоки, отходы и атмосферные выбросы обогатительных и 1еталлургических предприятий являются источниками техногенной миграции >яда элементов, токсичных в повышенных концентрациях для живых »рганизмов.

Как известно, водоемы служат коллекторами всех видов загрязнения. Донные отложения (ДО) накапливают сведения о потоках элементов в биосфере в гсторическом срезе (Förstner, Wittmann, 1979; Melnikov, 1991). Они являются важным ключником информации о прошлых климатических, геохимических, экологических 'словиях, существующих на водосборе и в самом водоеме, позволяют оценить «временное экологическое состояние воздушной и водной сред. Значительный вклад ! раскрытие закономерностей формирования химического состава и изучение форм шграции элементов в воде и ДО внесли работы У. Ферстнера и Г.Т.У. Уитгманна Förstner, Wittmann, 1979), П.Н. Линника и Б.И. Набиванца (1986), П.Н. Линника 1999), Дж.В. Мура и С. Рамамурги (1987), А.И. Денисовой и др. (1986), A.M. 1иканорова и A.B. Жулидова (1991), В.Ф. Бреховских (1988, 1998, 1999), Е.В. 5еницианова и Р.Н. Рубинштейна (1983), Е.В. Веницианова (1998), A.B. Евсеева и Ж Красовской (1996). Экологическая опасность элементов в водных экосистемах, к токсичные свойства для организмов во многом определяются формами [ахождения, способностью к комплексообразованию и биодоступностью в онкретных условиях природных водоемов.

Геохимические процессы седиментогенеза исследованы H.N Страховым, А.П. Лисицыным, Ю.А. Богдановым, Ю.П. Хрусталевым, но эт исследования проводились, главным образом, в океанах и морях. Работы этом направлении проводились также и в крупнейших озерах России: Байкал (Лимнологическим институтом СО РАН), Ладожском и Онежском (H.I Семеновичем, 1966, 1973). Природоохранные аспекты осадконакоплеш малых озер Российской субарктики изучены мало.

Донные отложения депонируют многие микроэлементы и друп загрязняющие вещества, поэтому могут рассматриваться в качестве информативно! показателя качества вод и одновременно источника вторичного загрязнения г следующим причинам: 1) ненарушенные ДО содержат "исторические запиа прошлых химических условий и позволяют установить фоновые уровни, с которьш могут сравниваться и сопоставляться существующие условия; 2) под влияние изменения физико-химических условий (например, рН, Eh, растворенный кислоро, бактериальная активность) связанные с ДО соединения могут растворяться поступать в водную толщу, далее в пищевую цепь и иметь вторичные эффекты ш водных обитателей; 3) некоторые относительно инертные или безвредные д; окружающей среды неорганические вещества могут разрушаться или реагировать другими, образуя растворимые и потенциально токсичные формы (например, перехс элементарной ртути в метилртуть).

Регионы Европейской субарктики имеют специфические особенност формирования. химического состава ДО поверхностных вод. Поведени техногенновнесенных веществ в высоких широтах отличаются в сил климатических и ландшафтно-географических особенностей, а их токсичны свойства проявляются более активно в низкоминерализованных низкотемпературных водах вследствие низкой скорости массо-энергообмена более бедного видового разнообразия водных экосистем субарктики п сравнению с таковыми умеренных широт.

Более чем полувековая эксплуатация богатых и уникальных месгорождени полезных ископаемых . (медно-никелевых, железных, апаштонефелидавы редкоземельных руд, угольных и нефтегазовых месторождений) на терригори Европейской субаркпжи привела к созданию здесь сложной экологической обстановки.

В последние годы все большую актуальность приобретаю исследования ДО пресноводных систем. Например, в настоящее врем проводятся работы над проектами IGBP-PAGES-PEP III (Pole-Equator-Pole полюс-экватор-полюс для Европы и Африки) и Focus II проекта САР] (Circumpolar paleoenvironment - циркумполярная среда в прошлом). Эт проекты направлены на исследование глобальных изменений окружающе среды, включая изменение климата и загрязнение. Одной из основны составных частей этих исследований являются ДО пресноводных систем

В мировой науке идет поиск новых подходов оценки качества поверхностных вод по результатам исследований ДО.

Представленная работа направлена на решение важной фундаментальной проблемы - природоохранных аспектов осадконакопления в пресноводных объектах Европейской субарктики, обусловленных глобальными, региональными и локальными изменениями окружающей среды. Разработка седименгологических подходов при оценке экологического состояния пресноводных объектов имеет значение для решения важных народнохозяйственных задач по прогнозу и оценке последствий антропогенного воздействия на водные ресурсы Европейской субарктики. Таким образом, ДО можно рассмотривать как информационную систему, отражающую геохимический круговорот элементов и поэтому связанную с качеством поверхностных вод.

Цель работы. Выявление закономерностей формирования химического состава пресноводных ДО Европейской субарктики в современных условиях, разработка методологии седиментологического подхода при оценке экологического состояния водных объектов.

Задачи исследований. Для достижения поставленной цели необходимо было решить ряд конкретных задач: 1. Установить источники антропогенного поступления элементов и их соединений, исследовать антропогенное влияние на качество ДО, изучить факторы формирования ДО пресноводных систем Европейской субарктики, в том числе закисление и загрязнение (тяжелые металлы (ТМ), органические загрязнители, карбонатные частицы, сера). 2. Разработать методологию определения фоновых концентраций элементов в ДО пресноводных систем. 3. Разработать методологию изучения временных изменений антропогенных и естественных нагрузок на основе исследования вертикального распределения компонентов в ДО. 4. Установить зависимость содержания элементов в поверхностных слоях ДО исследуемых озер от их концентраций в воде. 5. Изучить закономерности территориального распределения концентраций элементов в поверхностных слоях ДО, отражающие современную нагрузку на водные объекты. 6. Оценить количество накопленных тяжелых металлов в ДО крупных водоемов за период деятельности предприятий горно-металлургического комплекса. 7. Установил, влияние повышенного содержания металлов в ДО на состояние гидробионтов, в т.ч. на их концентрации в функционально важных органах рыб-бенгофагов (сигов) и их патологии. 8. Разработать методологические подходы определения предельнодопустимых концентраций металлов в пресноводных ДО Европейской субарктики на основе установленных зависимостей концентраций металлов в воде и поверхностных слоях ДО, значений рыбохозяйственных предельнодопустимых концентраций, с учетом содержания металлов в органах и тканях и патологий рыб-бентофагов (сигов). 9. Установить биологически доступную долю накопленных в ДО элементов и их экологическую опасность для водных экосистем.

Методологическая основа. Методологической основой данной работ] является системный междисциплинарный подход, объединяющий современны направления географии, гидрохимии, геохимии, охраны окружающей среды экологии и направленный на выявление закономерностей, определяющи формирование химического состава ДО и экологическую опасное! накопленных в них веществ для пресноводных экосистем Европейско субарктики в условиях увеличивающейся антропогенной нагрузки.

Для исследования процессов миграции и седиментации веществ в центр внимания находилось их распределение в системе вода - минеральные и органически взвеси - ДО - поровые воды по слоям водного столба и толщи ДО с учетом физию химических параметров (рН, ЕЬ, температура, растворенный кислород).

Благодаря исследованию вертикального распределения веществ, в т.' металлов, органических соединений, карбонатных частиц сажи и остатке диатомовых водорослей, становится возможным восстановление истории услови (геохимических и климатических) формирования ДО и интенсивности антропогенно нагрузки на отдельное озеро и его водосбор.

Основой для установления экологической опасности накопленных в Д1 веществ служит исследование их концентраций в поверхностных и фоновых ДО, также определение их токсичности. Токсичность рассматривается с позивд принципа превышения - потенциальный токсичный эффект вещества пропорционале превышению его в окружающей среде над фоновым содержанием и определяете состоянием и патологиями гидробионтов.

Защищаемые положения.

1. Закономерности процессов формирования химического состава Д пресноводных систем Европейской субарктики под влиянием природны факторов и антропогенной нагрузки.

2. Качественное изменение химического состава ДО пресноводны объектов Европейской субарктики в результате аккумуляции оседающк твердых взвешенных частиц, биоаккумуляции и комплексообразовато высокомолекулярными органическими соединениями, вовлечения веществ редокс-цикл Мп и Ре при высоких уровнях антропогенной нагрузки.

3. Закономерности поведения металлов в ДО закисленных озе] снижение адсорбции химических компонентов на осаждающихся частицах десорбция соединений металлов из ДО.

4. Методология оценки экологического состояния водных объекта отражающая потенциальную опасность загрязнения, на основе определен! валовых и биодоступных концентраций металлов, состояния и патологи гидробионтов.

Научная новизна. На основе комплексных гидрохимически геохимических, экологических исследований более двухсот больших и малы

озер Европейской субарктики, рек Печоры и Пасвика, обобщения обширных материалов исследований состава поверхностных вод и ДО субарктической зоны мира установлены закономерности формирования химического состава пресноводных ДО в условиях глобальных, региональных и локальных изменений окружающей среды.

Впервые определены фоновые концентрации элементов в ДО больших и малых озер Европейской субарктики и системы Печоры.

Оценена скорость осадконакопления в малых озерах. Рассчитаны скорости аккумуляции отдельных элементов в ДО малых озер. Исследовано вертикальное распределение элементов в датированных ДО и установлены периоды начала и усиления загрязнения водосборов озер. Установлено, что остатки сферических карбонатных частиц сажи в ДО могут быть использованы для индикации антропогенного воздействия на территорию водосборов и водоемы. Исследовано распределение концентраций веществ, в т.ч. металлов и нефтепродуктов (НП), в толщах ДО и реконструирована история антропогенных нагрузок на водосборы озер и рек. Установлена зависимость уровня содержания металлов в ДО озер от закисления поверхностных вод. Выявлены трансформация и качественное изменение химического состава ДО озер Европейской субарктики в результате антропогенного воздействия.

Установлены закономерности территориального распределения элементов и соединений в зависимости от вида и удаленности антропогенных источников загрязнения. Получены зависимости распределения концентраций ТМ в поверхностных слоях ДО озер от их удаленности от источников загрязнения, а также от содержания ТМ в поверхностных водах. Определены уровни содержания НП, хлорорганических соединений и полиароматических углеводородов в ДО Печоры. Доказано, что в системе Печоры загрязняющие вещества, включая НП и ТМ, разносятся на значительные расстояния, а основная часть аккумулируется в спокойных зонах, устьевой и приустьевой акваториях реки.

Оценено количество накопленных металлов в ДО больших озер в результате деятельности предприятий горно-металлургического комплекса. Установлено, что соединения серы, накопленные в ДО больших озер, в большей степени, чем металлы, высвобождаются из ДО, тем самым являясь источником вторичного загрязнения водной толщи сульфатами.

Впервые установлены закономерности изменения биодоступных форм металлов, в частности, в связи с изменением их валовых концентраций в поверхностных ДО.

Разработаны критерии седиментологического подхода оценки коэффициента Сг и степени загрязнения С^ ДО озер и рек элементами и нефтепродуктами и расчета их количественных значений. Предложены

критерии оценки токсичности элементов-загрязнителей и НП на основ количественного определения значений индекса экологической опасности RJ создаваемого загрязняющими веществами в водной толще и ДО дл гидробионтов.

Практическая значимость работы и реализация результатов. Дл оценки экологического состояния пресноводных экосистем Европейско] субарктики предложены конкретные количественные показатели: Са - степен загрязнения ДО и RI - индекс экологической опасности. Основой для и определения является установление фоновых концентраций ТМ в ДО озер - С„ Предложены значения ПДК ряда металлов для пресноводных ДО. Ohi определены на основе установленных зависимостей значений ПДКрб„ в водно] массе и концентраций металлов поверхностных слоях ДО. Определень зависимости содержания металлов в органах и тканях рыб-бентофагов (сигов от их валовых и биодоступных концентраций в поверхностных слоях ДО. Эт1 показатели (Cd, RI, Сп', ПДКд0) могут быть использованы для:

1. определения санитарного состояния водоемов и пригодности их дл: снабжения питьевой водой;

2. планирования и реализации природоохранных мероприятий н: территории Европейской субарктики;

3. проведения комплексных исследований по оценке вклада различны: производств в поступление загрязняющих веществ в поверхностные воды;

4. создания сети мониторинга загрязнения водных экосистем ТМ, НП i кислотообразующими соединениями;

5. определения экологического состояния водоемов с точки зрения ге пригодности к промышленному рыбоводству.

Результаты исследований были использованы для: 1) проведени: экологической экспертизы и принятия согласованных природоохранныз мероприятий по снижению выбросов загрязняющих вехцесп металлургическими комбинатами (отчет совместной российско-норвежско! экспертной группы проблем загрязнения поверхностных вод приграничные территорий между Россией и Норвегией, подготовленных для министерсп экологии России и Норвегии: "Acidification of surface waters, nickel and copper ii water and lake sediments in the Soviet-Norwegian border areas"); 2) OBOC выбросов и стоков комбинатов "Печенганикель" и "Североникель" (отчеты "Оценка влияния комбината "Североникель" на окружающую среду", "Оценк; влияния комбината "Печенганикель" на окружающую природную среду").

Апробация. Материалы диссертации доложены на ряде российских научны; конференций: "Проблемы охраны окружающей среды Севера" (Мурманск, 1990) "Актуальные проблемы биологии и рациональное природопользование' (Петрозаводск, 1990), "Проблемы изучения рационального использования и охрань

природных ресурсов Белого моря" (Петрозаводск, 1992, Кандалакша, 1995), "Экологические проблемы Севера Европейской территории России" (Апатиты, 1996), VII съезд Гидробиологического общества РАН (Казань, 1996), "Палинология в биостратиграфии, палеоэкология и палеогеография" (Москва, 1996), совещание Минералогического общества России (С.-Петербург, 1997), "Антропогенное воздействие на природу севера и его экологические последствия" (Апатиты, 1998), а также на международных симпозиумах и конференциях: "State of the Environment and Environmental Monitoring in Northern Fennoscandia and the Kola Peninsula" (Rovaniemi, Finland, 1992), "Ecological Effects of Arctic Airborne Contaminants" (Reykjavik, Iceland, 1993), "Город в Заполярье и окружающая среда" (Сыктывкар, 1994), "Acid Reign' 95?" (Goteborg, Sweden, 1995), "Disturbance and recovery of Arctic terrestrial ecosystems" (Rovaniemi, Finland, 1995), "Environmental Geology and Land-Use Planning" (Granada, Spain, 1996), "Environment in the Barents Region" (Kirkenes, Norway, 1996), IV and V International Conference on Mercury as a Global Pollutant (Hamburg, Germany, 1996, Rio de Janeiro, 1999), "Atmospheric Sciences and Applications to Air Quality" (Seattle, USA,

1996), "Biology and Management of Coregonid Fishes" (Konstanz, Germany, 1996), "Тяжелые металлы в окружающей среде" (Пущино 1996), "Environmental Pollution of the Arctic" (Troms, Norway, 1997), BIOGEOMON (Villanova, Pennsylvania, U.SA.,

1997), Environmental and Societal Change in Mountain Region (Oxford, UK, 1997), 28th International Arctic Workshop, Arctic and Alpine Environments (Colorado, USA, 1998), "Палеоэкологические исследования пресноводных экосистем" (Апатиты, 1998), "Urban Development: A challenge for Frontier Regions" (Beer Sheva, Israel, 1998), "Issues in Environmental Pollution" (Denver, Colorado, USA, 1998), "Polar Aspects of Global Change" (Troms, Norway, 1998), III и IV Международных научно-технических конференциях "Современные методы и средства океанологических исследований" (Москва, 1997, 1998), 10th Symposium of the European Union of Geosciences (Strasbourg, France, 1999), International Symposium on Global Change and Protected Areas (LAquila, Italy, 1999), 3rd International Lake Ladoga Symposium (Petrozavodsk, 1999), "Биологические основы изучения, освоения и охраны животного и растительного мира, почвенного покрова Восточной Фенноскандии" (Петрозаводск, 1999).

Публикации. Результаты исследований отражены в 109 публикациях, в гом числе в 3 монографиях, 20 статьях в центральных отечественных и международных журналах, 15 статьях в сборниках, 8 препринтах и 63 тезисах докладов.

Структура и объем работы. Диссертация состоит из введения, 8 глав, заключения и списка литературы, содержит 85 таблиц и 138 рисунков. Список литературы включает 617 названия (378 иностранных). Общий объем работы -398 страниц.

СОДЕРЖАНИЕ РАБОТЫ

Глава 1.

ЭКОЛОГО-ГЕОГРАФИЧЕСКИЕ ОСОБЕННОСТИ РАЙОНА ИССЛЕДОВАНИЙ

Заполярное расположение Европейской субарктики, соприкосновен» с незамерзающим Баренцевым морем, климатические и геологические условш обуславливают специфические особенности формирования химическоп состава воды и ДО водных объектов исследуемого региона в условия; антропогенного пресса. Территория Европейской субарктики относится 1 холодной гумидной зоне. Здесь выделяются тундровый, лесотундровый северотаежный и горный ландшафты. Геохимические различия эти) ландшафтов выражаются в характере мобилизации и переноса веществ \ определяются зональными (природно-климатическими) и азональным1 (характер рельефа и почвообразующих пород) факторами.

Питание поверхностных вод в большей степени определяете) атмосферными осадками, ~75% годового стока приходится на весенне< половодье и летне-осенний дождевой паводок. Ионный состав во! преимущественно гидрокарбонатно-кальциевый и гидрокарбонатно-натриевый

Различным типам геологических пород Европейской субарктию свойственны специфические ассоциации рассеянных элементов. Например, основньк и ультраосновные породы, а также рыхлые покровные четвертичные отложеню центральной и северо-восточной части Кольского п-ова обогащены Си, Со и Сг (н; два математических порядка превышают содержание в других районах). Совершение иная ассоциация типоморфных микроэлементов характерна для пород Хибинскоп массива - это Т1,2х, Бг, №>, редкоземельные элементы. Вследствие широкого развита кислых и других стойких к выветриванию пород обладающих низкой буферно£ емкостью, большая часть (~70 %) территории северной Фенноскацдии чувствителън; к процессам закисления.

На формирование химического состава воды и ДО большую рол! оказывает скорость течения в русловой части Печоры - в межень она достигает 0.4-0.7 м/с. В водном питании наибольшая роль принадлежит поверхностном) стоку с участием болотных вод и неглубоко залегающих грунтовых во; четвертичных отложений, при этом снеговое питание составляет ~65%. Пс соотношению главнейших ионов вода относится к гидрокарбонатно-кальциевому типу.

Функционирование горно-металлургического комплекса Европейскот субарктики ведет к загрязнению озер сточными водами, содержащими ТМ взвешенные вещества, минеральные соли, токсичные органические вещества •

флотореагенты. Территория водосборов интенсивно загрязняется аэротехногенным путем. Выбросы соединений серы вызывают закисление малых озер и рек, кислотные осадки способствуют вымыванию металлов в водоемы. С пылеватыми выбросами разносятся ТМ, вызывая токсичное загрязнение вод. Интенсивное развитие нефтяных промыслов на востоке Европейской субарктики способствовало созданию развитой инфраструктуры, что обусловило резкое увеличение антропогенной нагрузки на экосистемы, в том числе и на водные. Одним из центров "экологического неблагополучия" в этом регионе является Печора и ее бассейн. Значительный вклад в загрязнение водных объектов Европейской субарктики вносят также и многочисленные военные базы (морские, авиационные и т.д.), в том числе и самый северный в мире космодром - Плесецкий.

Глава 2.

ФАКТОРЫ ФОРМИРОВАНИЯ

ХИМИЧЕСКОГО СОСТАВА ДОННЫХ ОТЛОЖЕНИЙ_

Формирование химического состава ДО водных объектов и осадконакопление веществ контролируется разнообразными факторами: климатическими, гидрологическими, физическими, химическими, биологическими и другими. Физические факторы включают гранулометрический состав, площадь поверхности, поверхностный заряд, плотность и тому подобное. Увеличение концентраций металлов коррелирует со снижением размеров частиц и увеличением площади поверхности, поверхностного заряда Химические факторы важны особенно для дифференциации ДО, имеющих подобные химические свойства, и для прогноза биодоступности элементов. Концентрации ТМ коррелируют с емкостью катионного обмена, содержанием окислов железа и марганца, органического материала и глинистых минералов. Химические факторы влекут за собой фазовые ассоциации (с такими компонентами ДО, как поровая вода, сульфиды, карбонаты и органический материал) и механизмы изменения содержания и форм металлов в ДО (такие, как диффузия, адсорбция, комплексообразование, вовлечение внутрь минеральной решетки). К биологическим факторам относятся процессы аккумуляции элементов и веществ в результате жизнедеятельности гидробионтов; энзимы и ферменты, выделяемые гидробионтами, могут служил, катализаторами или ингибиторами физико-химических реакций. Б йота определяет судьбу элементов с последующим их частичным захоронением в толще ДО. В последнее столетие все большую роль в формировании химического состава ДО водных объектов Европейской субарктики приобретает антропогенный фактор, выражающийся в трансформации природного геохимического круговорота элементов в результате человеческой деятельности. Горно-металлургическая и нефтегазовая индустрии активно изменяют природно сложившиеся геохимические циклы элементов и

соединений, извлекая их из недр на поверхность и обогащая в технологически циклах. Атмосферные выбросы и сточные воды предприятий привели к качественны* и количественным изменениям химического состава поверхностных вод и ДО водньс объектов Европейской субарктики.

Глава 3.

ОБЪЕКТЫ И МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЙ _

Объектами исследований являлись составные части водной среды вода, минеральные и органические взвеси, ДО, поровые воды водных объекта Европейской субрактики (Кольского п-ова, приграничных с Россие! территорий Норвегии и Финляндии и нижней субарктической части бассейн; Печоры). В период с 1989 по 1999 гг. проведены исследования более чем 20( малых озер и станций крупных озер и озерно-речных систем Кольского Север; России, Финляндской Лапландии и северной части Норвегии и 16 станцщ нижней субарктической часта бассейна Печоры. В зависимости от гидролого гидрохимических условий формирования поверхностных вод и ДО, тип; геохимического ландшафта и типа и интенсивности антропогенной нагрузки нг водосборы водных объектов исследования проводились в следующих аспектах:

1. Изменение химического состава ДО малых озер в условия> аэротехногенного загрязнения.

2. Трансформация химического состава ДО крупных озер и озерно-речных систем в результате комплексного загрязнения: аэротехногенного I сточными водами.

3. Влияние закисления поверхностных вод на поведение элементов I ДО на примере озер.

4. Изменение химического состава ДО системы Печоры в условия> комплексного загрязнения предприятиями нефте-газо- и угледобывающеГ промышленности.

. Общая схема районов исследования показана на рис. 1 и 2.

Пробы ДО водных объектов для исследования распределенш элементов и соединений отбирались на акваториях с максимальной глубиной или спокойных застойных зонах (в зонах аккумуляции), где создаются условия седиментации мелкодисперсного материала с хорошими адсорбционным» способностями. Пробы ДО отбирались колонкой открытого гравитационного типа с автоматически закрывающейся диафрагмой, с последующим вертикальным разделением колонки на 1-см слои. Поверхностный 1-см слой используется как стандартный для характеристики современной нагрузки загрязняющих веществ на водный объект. Самые глубокие слои в колонках (2030 см) отражают природные фоновые содержания веществ.

Фенноскандии

Концентрации металлов в пробах воды, взвешенных веществах и ДО определялись методами атомно-абсорбционной, атомно-эмиссионной и масс-спектрометрии с индуктивно связанной плазмой. Содержание НП в ДО определялось на инфракрасном спектрометре. Концентрации органических поллютантов (ПАУ, ХОП и ПХБ) в ДО определялись с помощью жидкостного и газожидкостного хроматографа.

Дня проведения оценки экологического состояния водоемов выбраны следующие элементы: Си, Со, 7л, РЬ, Сё, Сг, и Аз, а также нефтепродукты (НП). Эти элементы и соединения являются одними из основных загрязняющих веществ Европейской субаркгики, вследствие наличия мощных предприятий горнометаллургического и нефтегазового комплексов, урбанизации, сети автомобильных и железных дорог. Также определялись концентрации Ре, Мп и А1, играющих важную роль в процессах адсорбции ТМ, и концентрации основных элементов - К, Иа, Са, для оценки буферной емкости водоемов и развития процессов закисления. В зонах влияния разработок нефтяных и газовых месторождений в бассейне Печоры определялись концентрации органических поллютантов - хлорорганических соединений и полиароматических углеводородов.

Рис. 2. Схема расположения станций исследования бассейна Печоры

Статистическая обработка результатов исследований производилась с использованием программ Statistica (version 6.0) и Excel (version 7.0) на персональном компьютере IBM PC. Подсчитывались значения коэффициентов корреляции и регрессионные зависимости между содержаниями органического материала и ТМ в воде, поверхностных ДО и расстоянием от точечных источников загрязнения. Для определения достоверности значений использовался критерий Фишера (F).

Следует отметить, что значительный вклад в исследования поверхностных вод и ДО Российской части Европейской субарктики внесен сотрудниками Института географии РАН (Федорова, 1964), МГУ (Евсеев, Красовская, 1996), Института озероведения РАН (Большие озера Кольского полуострова, 1976; Озера различных ландшафтов Кольского полуострова, 1974), Института биологии Коми НЦ РАН (Зверева, 1969; Власова, 1988), ИПЭС КНЦ РАН (Моисеенко и др., 1996; 1997), но изучению геохимических закономерностей осадконакопления уделялось недостаточное внимание, за исключением работ Е.И. Федоровой, A.B. Евсеева, JI.B. Сергеевой.

Глава 4.

ПРОЦЕССЫ ПЕРЕНОСА И СЕДИМЕНТАЦИИ ЭЛЕМЕНТОВ В СУБАРКТИЧЕСКОМ ВОДОЕМЕ _

Деятельность предприятий горно-металлургического и нефтегазового комплексов в Европейской субарктике привела к серьезным геохимическим изменениям и загрязнению окружающей среды. Поэтому исследования поведения загрязняющих веществ (миграция, седиментация, аккумуляция) являются актуальной проблемой и служат ключом к пониманию процессов осадконакопления. Долговременное многофакторное загрязнение поверхностных вод привело к трансформации гидрогеохимического режима. В настоящее время поступление химических элементов определяют антропогенные факторы, природное выветривание имеет второстепенное значение. Для олиготрофных водоемов впервые в гидрогеохимии проведены исследования содержания более чем 50 элементов в водной толще, во взвешенном материале (при малых его концентрациях - 0.3-0.8 мг/л), ДО и поровых водах. Выявлено, что на содержание, распределение и динамику элементов в ДО водоемов Кольского п-ова влияют следующие источники и факторы: 1. Сточные воды апатитового производства, выщелачивание апатито-яефелиновых хвостов и химическое вымывание элементов кислыми осадками Хибинского щелочного массива. Типоморфными элементами, поступающими с зодосбора и апатитового производства, являются Тт, 2г, Бг, №>, Та, V и РЗЭ.

2. Сточные воды медно-ннкелевых комбинатов, выщелачивание шлакоотвалов и хвосгохранилищ, воздушное загрязнение № и Си и другим* элементами и поверхностный сток с территории водосборов. Основным* тигоморфными элементами здесь являются Си, Мо, 2п, РЬ,

3. Сточные воды процесса обработки железных руд и выщелачивание элементов из хвостохранилшца этого производства. Основными типоморфным* элементами являются Ре, Мп, Мо, Са, Ва. Ряд элемешов, типичных для стоков с железорудного производства, может быть характерен также и для первых двух.

4. Гидролого-гидрохимические условия водного бассейна (обмен водного потока, ветровое перемешивание, десорбция, содержание 02 и органического материала) так же, как и биологическая деятельность микрофлоры, фитопланктона и других компонентов экосистемы, являются важными факторами, влияющими на поведение элементов.

Исследование процессов миграции и круговорота элементов дает научную основу для понимания процессов осадконакопления в водоеме в условиях комплексного загрязнения. Качественное изменение геохимического состава ДО за период промышленного освоения территории Европейской субарктики произошло в результате смены условий их формирования. Отмечается ряд элементов, которые привносятся в водоем в больших количествах по сравнению с природными поступлениями. К этому ряду относятся как основные элеменш (Р, Мп, Ре, в меньшей степени Са, А1, ТО, так и следовые элементы (в первую очередь ТМ и редкоземельные элементы, Бг, Ва, Аб, №>, Та). Наряду с этим некоторые элеменш в годы индустриального освоения региона в значительно меньшей степени участвуют в процессах осадконакопления. Главные из них - Б), М& из редких элементов - Бс, и, ТЬ, V. Элементы, поступают в озеро как во взвешенном, так и в растворенном состоянии, и в результате сложных процессов, протекающих в водной толще, захораниваются в ДО. Среди этих процессов выделяются три главных (рис. 3):

1. Аккумуляция элементов седиментирующими твердыми взвешенными частицами (А1, ТЦ Са, М§, К, Ыа, Р, КЬ, Бг, Та, Ц V, редкоземельные элемент).

2. Захват живыми организмами и адсорбция высокомолекулярными органическими соединениями (Т1, Мп, Р, Аб, Ва, Сё, Си, Н& Мо, РЬ, Мз, Бг, Та).

3. Вовлечение элементов в редокс-цикл Мп и Бе, связанный, в первую очередь, с изменениями восстановительно-окислительных условий в водной толще и ДО (Аб, Ва, Ве, Сё, Си, Н& Мо, РЬ, Со, 2п).

Судя по перечню элемешов, нельзя однозначно сказать, какой процесс доминирует в аккумуляции того или иного элемента. Для примера, № и Си участвуют в редокс-цикле. Однако в отличие от Мп, № и Си при более низких концентрациях во взвешенных частицах имеют более высокие (для №) или сходные концентрации (для Си) в поверхностных слоях ДО, т.е. № и Си имеют большую способность к

осаждению, чем Мп. Это может свидетельствовать о том, что существуют другие механизмы седиментации (соосаждение).

Сточные воды горно-рудных и металлургических

Сток с водосбора

производств

1) Адсорбция и абсорбция на (в) седиментирующихся минеральных взвесях

2) Аккумуляция живыми организмами и адсорбция на седиментирующихся органических веществах

А!,Т1,Са, Са, К, Ыа, Р, РЬ, БгДа, V, и и .редкоземельные элементы

Т1, Мп, Р, Аб, Ва, са, V, Си, н§, Мо, N1, РЬ, 2п

Рис. 3. Схема основных процессов, определяющих седиментацию элементов в озере

Эвтрофирование поверхностных вод в зимний период вызывает дефицит кислорода, и в водной толще у дна происходит восстановление и образование растворенных форм Бе и Мп, которые поднимаются до слоев, обогащенных кислородом, где окисляются и переходят в нерастворенную форму, и опять осаждаются на дно (рис. 3). В этот процесс вовлекается большая группа других элементов, в том числе приоритетных загрязнителей - ТМ. Впервые показано вовлечение в редокс-цикл важнейших загрязняющих компонентов при эвтрофировании поверхностных вод (Ая, Ва, Ве, СМ, Си, Н& Мо, N1, РЬ, Со, 2п). С этим могут быть связаны области высоких концентраций ионных форм металлов в придонных слоях. Эвтрофирование вод усиливает негативные воздействия загрязнения природных вод токсичными металлами.

Распределение всей группы РЗЭ в условиях дефицита О2 в водной толще, взвешенном материале (при малых его концентрациях) и ДО в оз. Имандра было изучено впервые для водных объектов Европейской субарктики, поэтому на их описании остановимся подробнее. Концентрации РЗЭ в растворенной и взвешенной фракциях определены только для У, Ьа, Се, Рг, N(1 (табл. 1), по остальным РЗЭ содержания в растворенной фракции ниже предела определения (<1 нг/л), а во взвешенной фракции концентрации не превышают 4 нг/л. Профили во взвешенной фазе (в перерасчете на литр воды) имели сходные для всех РЗЭ очертания -увеличение концентраций по направлению ко дну. Распределение РЗЭ в водной толще подчиняется общим закономерностям - эффект "параллелограмма" от поверхности к ДО в сторону снижения концентрации растворенной и увеличения доли взвешенной фракции (рис. 4), доля последней для различных элементов данной группы увеличивается на 15-30%. Данное распределение, очевидно, связано с коагуляцией и адсорбцией РЗЭ в процессе осаждения.

Максимальные содержания РЗЭ в ДО оз. Имандра отмечены в слое 7-8 см, что по времени осадконакопления соответствует интенсивному росту апатито-нефелинового производства в 60-е годы (рис. 5). Содержание Се в хвостах ПО "Апатит0' доходит до 460 мкг/г, что сравнимо с содержаниями Се в слое 7-8 см, и в ДО происходила аккумуляция Се в больших по отношению к фоновым содержаниям количествах. Подобная картина характерна и для остальных РЗЭ. Нижний слой (10-19 см) ДО характеризует фоновые значения содержаний РЗЭ, которые примерно равны концентрациям РЗЭ в современных ДО оз. Байкал (по данным В.Д. Пампура и др., (1993). Увеличение концентраций в верхних слоях (0-8 см) по отношению к фоновым значениям по отдельным элементам составляет: для У- 1.7; Ьа-2.4; Се - 2.9; Рг - 1.9; Ш-1.9; Бш- 1.9; Еи-2.5;Сс1-2.0;ТЬ- 1.9;Юу—2.0;Но — 1.9;Ег-1.7; Тпт- 1.4;УЬ - 1.3; Ьи - 1.1. Максимальное увеличение зафиксировано для Се и минимальное для Ьи, т.е. для лантаноидов отмечена тенденция снижения коэффициента концешрации по мере увеличения порядкового номера элемента.

-50

-25

1д ш/л

-75

-50

-25 Се, нг/л

Рис. 4. Распределение растворенных 1а„аст и взвешенных Ьав]в (а)

фракций лантана и церия Сераст и Сеюв (б) в водной толще оз. Имандра

Таблица 1.

Средние концентрации и диапазон значений (в скобках) РЗЭ в воде, взвешенных частицах и ДО оз. Имандра

Элемент Вода, Взвешенные ДО,

нг/л вещества, нг/л мкг/г сух.вес

У 13(8-18) 5.5 (2.3-11) 33 (23-59)

Ьа 30 (20-40) 23 (9.9-45) 103 (57-226)

Се 20 (5-30) 37(17-76) 172 (80-394)

Рг 6 (4-9) 4.1 (1.7-8.4) 21 (14-42)

Ш 20 (7-40) 15(6.5-31) 79 (51-154)

Бш - 2.1 (0.94-4.3) 12 (7.5-24)

Ей - 0.63 (0.28-1.4) 3.1 (1.7-6.8)

0(1 - 2.1 (0.9-4.2) 12 (7.3-24)

ТЬ - 0.22 (0.10-0.46) 1.2 (0.79-2.5)

Оу - 1.2(0.52-2.5) 6.7(4.1-13.6)

Но - 0.2 (0.095-0.39) 1.1 (0.69-2.3)

Ег - 0.52 (0.22-1.1) 3.0(2.0-5.5)

Тш - 0.06 (0.03-0.13) 0.37 (0.27-0.67)

УЬ - 0.33 (0.15-0.7) 2.3 (1.7-3.4)

Ьи - 0.04 (0.02-0.09) 0.29 (0.24-0.40)

Глава 5.

ФОНОВЫЕ КОНЦЕНТРАЦИИ ЭЛЕМЕНТОВ И СОЕДИНЕНИЙ В ДОННЫХ ОТЛОЖЕНИЯХ

Самые глубокие слои в колонках ДО (обычно между 20 и 30 см, кроме акваторий, куда поступают стоки предприятий с большим содержанием взвешенных частиц) отражают фоновые содержания элементов и соединений, так как эти слои образовались более 200 лет тому назад, т.е. до начала освоения северных регионов. Средние фоновые доиндустриальные значения С,1 для каждого элемента определялись отдельно для малых озер севера Фенноскандии, больших озер (Имандра, Инари, системы Пасвика) и системы Печоры как среднее значение плюс одно (1) стандартное отклонение. Фоновые концентрации ТМ в различных районах довольно не постоянны по всем исследуемым объектам, что отражает значительные вариации в геохимии 20

коренных пород и в условиях осадконакопления в целом. Для определили фоновых содержаний элементов использовались колонки из самых глубоких или застойных акваторий, где происходит формирование тонких ипов, сложенных мелкодисперсным материалом, обладающим наибольшей адсорбционной способностью.

Средние значения фоновых концентраций Ni, Си, Со, Zn в ДО малых озер севера Фенноскандии подобны последним в Северной Америке и Скандинавии (табл. 2). Среднее значение фоновых концентраций РЬ для исследуемых озер находится в хорошем соответствии с концентрациями РЬ в ДО озер северо-востока Финляндии и севера Норвегии, и значительно меньше, чем в фоновых ДО Скандинавских озер по исследованиям JI. Хокансона. Среднее значение фоновых концентраций Hg в ДО малых озер находится в соответствии с ДО озер северо-востока Финляндии и севера Норвегии и меньше в 2 раза определений Л. Хокансона для Скандинавских озер. Установлено уменьшение содержания органического вещества (ОВ) в фоновых ДО с увеличением площади озер (г=-0.43, п=82). Факторный анализ выявил приоритетную роль геохимического состава подстилающих коренных и четвертичных пород в формировании фоновых ДО малых озер.

Таблица 2.

Средние фоновые концентрации (X) элементов (веществ) (в мкг/г сух. веса) и стандартные отклонения (Sn) для ДО малых озер, оз. Имандра и систем Пасвика и Печоры. (НП - нефтепродукты)

Элемент, Малые озера Озеро Система Система .

вещество Имандра Пасвика Печоры

X sn X s„ X s„ X sn

НП - - - - - - 20 -

Hg 0.071 0.048 0.030 - 0.023 0.005 0.047 0.033

Cd 0.96 1.18 1.72 0.73 1.45 1.14 0.35 0.23

As - - - - - - 7.5 5.3

Cr 52 94 56.9 12.4 102.6 30.4 35 19

Co 13.2 13.5 15.5 10.0 24.5 10.2 13.6 9.3

Pb 7.4 10.3 18.1 6.2 18.7 11.8 15.2 11.9

Ni 29.3 21.6 52.7 25.1 79.1 35.7 27.6 15.6

Cu 44.2 47.4 50.6 29.0 59.0 17.3 8.4 3.6

Zn 101.9 83.8 101.2 29.0 123.4 24.0 64.8 25.6

В ДО больших озер (Имандра, Инари, системы Пасвика) средние фоновые концентрации N1, Си, Со, Сс1, РЬ в 1.2-2.7 раз больше, чем в малых озерах, Zn - примерно равны, а Н§ - в 2-3 раза меньше. Геохимический состав подстилающих коренных и четвертичных пород является определяющим

фактором формирования химического состава фоновых ДО системы Пасвика, а на состав фоновых ДО оз. Имандра в первую очередь подавляюще влияли повышенные содержания Ре и Мп и ОВ.

Средние значения фоновых концентраций N1 и Со в ДО системы Печоры подобны последним в исследуемых малых озерах севера Фенноскандии, Си - меньше в 6 раз, 2п - в 2 раза меньше, Сё - в 3 раза меньше, РЬ - в 1.5 раза больше, а Н§ - в 1.5 раза меньше. Средние фоновые концентрации нефтепродуктов в ДО системы Печоры равны 20 мкг/г. Факторным анализом установлено, что скорость течения, и, уже как следствие этого, содержание органического материала и окислов и гидроокислов Ре и Мп является определяющим фактором формирования химического состава фоновых ДО системы Печоры.

Установленные фоновые значения элементов и соединений являются основой для определения уровня современной антропогенной нагрузки на пресноводные экосистемы Европейской субарктики.

Глава 6.

ИЗМЕНЕНИЕ КОНЦЕНТРАЦИЙ ЭЛЕМЕНТОВ

В ДОННЫХ ОТЛОЖЕНИЯХ ВО ВРЕМЕННОМ ИНТЕРВАЛЕ__

Анализ интенсивности седиментации, проведенный на основе определения возраста по хронологии 210РЬ, на примере 8 малых озер северной Феноскандии, показал довольно хорошую сопоставимость - интенсивность седиментации в озерах находится в пределах от 2 до 4 мг/см2-год, только в двух финляндских озерах она увеличивается до 7-9 мг/см2тод. Средние скорости осадконакопления в озерах северной Фенноскандии за последние полтора столетия довольно постоянны и находятся в пределах 0.3-0.6 мм/год. Исключение составляют два финляндских озера, в которых эта значения в среднем составляют 1.0-125 мм/год.

Выявлена закономерность увеличения скорости осадконакопления с уменьшением размера (г=-0.85) и глубины (г=-0.61) озера. •

Вариации скорости аккумуляции микроэлементов за последние 60-70 лет могут быть обусловлены, главным образом, изменениями в атмосферных выпадениях элементов. Увеличение концентраций № и Си в ДО озер северной Фенноскандии датируется 30-40-ми годами и связанно с началом горнометаллургической деятельности на территории Северной Норвегии и Печенгского района (рис. 6). Явно эта тенденция выражена в российском и норвежских озерах, а также финляндских, расположенных ближе к российской границе. С увеличением расстояния от металлургических комбинатов уменьшаются концентрации № и Си в поверхностных слоях ДО и снижается разброс содержаний в целом по колонке. Более высокие концентрации РЬ в ДО,

в основном, не связаны с выбросами плавилен. Значительное увеличение концентраций РЬ датируется концом XIX — началом XX вв. С увеличением расстояния от металлургических комбинатов РЬ становится одним из основных загрязнителей. Особенно это характерно для финляндских озер. Со, Си и Ni поступают в атмосферу с выбросами металлургических комбинатов и далее выпадают на территорию водосборов озер.

О 100 200 мкг/г

Рис. 6. Концентрации Щ Си и РЬ (мкг/г сух. веса) в датируемых ДО оз. Шуониярви (20 км Ю-3 комбината "Печенганикель ")

Маркерами загрязнения водосборных бассейнов служат Аб и Сс1 (рис. 7). Начало загрязнения Аэ и Сс! датируется серединой XIX в. Это загрязнение связано с развитием промышленности в Европе и России и воздушным трансграничным переносом загрязняющих веществ в высокие широты. Освоение северных территорий и дальнейшее развитие промышленности в Европе сказалось в следующем увеличении концентраций Аэ и Сс1 в начале текущего столетия. Резкое повышение концентраций Аэ (на порядок по сравнению с фоновыми слоями) и Сс1 в середине XX в связано с развитием промышленности в послевоенные годы.

оз. Нитсиярви (Финляндия, ЮЗ 90 км) 0 2 4 6

2000 +-еН

1950 ::

-; Л".'

1900 ::

1850 ^

1800

-- д

—Аэ

1750 ±

Рис. 7. Концентрации (мкг/г) Аз и Сс1 в датируемых ДО оз. Нитсиярви (90 км Ю-3комбината "Печенганикель")

не имеет каких-либо закономерностей в вертикальном распределении концентраций в колонках ДО 8 озер.

Синхронность повышения к поверхности концентраций ТМ в осадках 8 изолированных озер, имеющих сходную геохимическую природу, указывает на то, что атмосферные выпадения, а не специфические процессы водосбора являются причиной повышенной аккумуляции ТМ.

Выявлено уменьшение содержаний ТМ в колонках ДО озер, расположенных на различном расстоянии от источников загрязнения, с увеличением глубины слоев ДО в озерах на расстоянии до 65 км от источников загрязнения. Концентрации N1, Си и Со в верхних 3-7 см ДО значительно выше, чем фоновые значения. Начиная с глубины 7 см наблюдается увеличение содержаний глобальных загрязнителей окружающей среды Европейской субарктики - РЬ и Сс1. По мере удаления от источников концентрации в верхних слоях значительно уменьшаются, и разница между содержаниями в верхних и нижних слоях становится меньше. Атмосферные выбросы металлургических комбинатов не оказывают существенного влияния на содержание Ъа в толще ДО исследуемых озер.

Сферические карбонатные частицы сажи (КЧ), образующиеся в результате высокотемпературного сжигания топлива, так же как и некоторые органические поллютанты, например полиароматические углеводороды, и выбрасываемые высокими трубами в верхние слои атмосферы, могут быть использованы для исследования пространственного (используя поверхностные слои) и временного (колонки ДО) распределения загрязняющих веществ, выпадающих из атмосферы. В распределении КЧ в колонках ДО вблизи металлургического комбината (рис. 8) отмечается увеличение концентраций

КЧ в ДО, датируемых началом столетия, связанное с освоением северных территорий. Затем зафиксировано следующее увеличение концентраций КЧ, датируемое серединой столетия и связанное с началом освоения медно-никелевых месторождений и урбанизацией территории.

Таким образом, КЧ могут быть использованы для индикации суммарного антропогенного воздействия на территорию водосборов и на сами водоемы, так как они физически устойчивы к воздействию физико-химических процессов, протекающих в толще ДО, и четко отражают увеличение антропогенной нагрузки на водосборы.

Концентрации КЧх 103/г сухого веса О 5 10 15

Рис. 8. Распределение карбонатных частиц (КЧ ■ 1&/г сух. веса) в толще ДО озер Степановичъярви (1) и Шуониярви (2). Датирование ДО приведено для оз. Шуониярви

Геохимический состав ДО самого крупного озера Кольского п-ова -Имандра - претерпел значительные изменения по всей акватории вследствие как прямого поступления сточных вод предприятий горно-металлургического комплекса (Большая и Йокостровская Имандры), так и аэротехногенного загрязнения водосбора озера и ветровых нагонных течений (Бабинская Имандра). Самые значительные изменения в последние 60-70 лет произошли в

толще ДО северного плеса оз. Имандра - Большая Имандра, где происходит лавинное увеличение концентраций N1 и Си по сравнению с фоновыми значениями. Так, в Монче-губе, концентрации N1 увеличились с 50 до 16000 мкг/г,т.е. в 320 раз. Концентрации Си здесь возросли более чем в 50 раз (с 25 до 1400 мкг/г). Мощность загрязненных ДО на большей части акватории озера в среднем составляет 10 см. Средняя скорость осадконакопления в оз. Имандра оценивается равной 1.5 мм/год.

Б,%

0 0,4 0,8 1,2

о н-1-1-ь-

5 --

2 и

сГ

к 10

ч и,

20 -1-

Рис. 9. Распределение 8 в ДО оз. Имандра

Увеличение содержаний БОд2" в воде в результате стоков с металлургических предприятий, повышенная седиментация отмирающих организмов (сестона), диффузионные потоки Б042" к границе оксиклина и восстановление сульфатов до сульфидов в анаэробной толще ДО в результате привели к повышенной аккумуляции Б в ДО больших озер (рис. 9). Явное снижение концентраций Б в поверхностных слоях ДО является функцией градиента окислительно-восстановительного потенциала и отражением снижения антропогенной нагрузки Б на озеро. В связи с резким падением

объемов производства на всех горно-металлургических предприятиях в начале 90-х годов и снижением содержания БОд2" в составе их стоков именно ДО в последние годы являются вторичным источником поступления Б в водную толщу. Концентрации Б в ДО не могут быть использованы для детальной реконструкции трендов современной антропогенной нагрузки Б на озеро в случае дефицита 02 в придонных слоях воды и ДО.

С учетом мощности загрязненного слоя ДО, и средней концентрации элементов в этом слое в различных акваториях оз. Имандра, было рассчитано, что за более чем 60-летний период деятельности предприятий горнометаллургического комплекса на территории водосбора в ДО накоплено, т: 4600 960 Си, 120 Со, 250 11 Сё, 200 РЬ. Распределение ТМ в воде и ДО отдельных плесов озера определяется расположением точечных выпусков сточных вод предприятий горно-металлургического комплекса и схемой течений в озере. Накопленные в ДО металлы могут представлять опасность загрязнения воды озера этими металлами в будущем, в особенности в плесе Большая Имандра, например, при развитии процессов эвтрофирования озера.

Исследования вертикального распределения элементов в ДО системы Печоры выявили заметные геохимические изменения и загрязнение окружающей среды в результате интенсивной деятельности геологоразведочных, угле- и нефтедобывающих предприятий на водосборе крупнейшей реки северо-востока европейской части России. Почти повсеместно наблюдается увеличение концентраций Аб, Мп, Ре, Сг по направлению к поверхности ДО. ДО из рек Уса и Колва наряду с вышеперечисленными элементами загрязнены также Н§ и Бг. Для остальных исследованных элементов в некоторых колонках также обнаружено увеличение содержаний в поверхностных слоях.

Закисление водной толщи озер Европейской субарктики вызывает уменьшение концентраций металлов по направлению к поверхности ДО (особенно таких мобильных элементов, как С<1, 2п, N1, Си, А1) в результате, во-первых, снижения скорости седиментации элементов вследствие уменьшенной адсорбции химических компонентов на осаждающихся частицах, и, во-вторых, десорбции (или растворения) соединений металлов из уже осажденного материала (рис. 10). Снижение концентраций ОВ в поверхностных ДО закисленных озер происходит вследствие подавления биологической активности в озерах и увеличения потока минеральных частиц с территории водосбора в результате закисления почв. В исследуемых озерах наблюдается снижение содержания ОВ в поверхностном слое ДО с ростом рН воды, что может быть связано с замедлением микробиологического разложения ОВ в закисленных озерах.

16 18 20 22 24 Си, мкг/г 0.2 0.3 0.4 0.5 Сс1, мкг/г

Н, см Н, см

20 40 60 80 гп, мкг/г 0.8 1 1.2 1.4 1.6 А1, %

Н, см Н, см

Рис. 10. Вертикальное распределение металлов в ДО закисленного оз. Васиккаярви

Для исследуемых закисленных озер характерны наименьшие значения (0.120.36) индекса буферной емкости (ВС1), определяющего способность озер нейтрализовать поступающие в них кислотные соединения. ВС1 рассчитывается как отношение суммарного содержания щелочных и щелочноземельных металлов (К, Ыа, Са, М§) к содержанию А1. Значения ВС1 в фоновых слоях ДО закисленных озер меньше таковых в поверхностных, т.е. эти озера природно предрасположены к закислению - для развития в них процессов закисления достаточно незначительною поступления кислотных соединений. Для озер с нейтральными значениями рН воды ВС1=0.42-1.32.

Анализ закономерностей вертикального распределения металлов в толще ДО позволил выделить на территории Европейской субарктики: 1) локальные процессы, связанные с загрязнением ДО тесно коррелируемых элементов N1, Си и Со; 2) региональные процессы закисления,

обуславливающие десорбцию металлов (С<3, Zn, Си, А1); и 3) глобальные процессы загрязнения РЬ, Сё, Аб и поверхностных слоев ДО.

Глава 7.

ТЕРРИТОРИАЛЬНОЕ РАСПРЕДЕЛЕНИЕ

ЭЛЕМЕНТОВ В ПОВЕРХНОСТНЫХ ДОННЫХ ОТЛОЖЕНИЯХ_

Анализ территориального распределения ТМ в поверхностных ДО малых озер севера Фенноскандии показал, что ареалы высоких значений концентраций тесно коррелируемых элементов Щ Си, Со и Н§ в поверхностных ДО малых озер севера Фенноскандии совпадают и ограничиваются 40-км локальной зоной вокруг металлургических предприятий (рис. 11). Увеличение содержаний РЬ прослеживается с востока на запад, что отражает общий поток переноса загрязняющих веществ из центра Европы на северо-восток в Арктику. Наряду с РЬ, Сё также является глобальным загрязнителем.

Рис. ¡1. Распределение концентраций № (а) и РЬ (б) (мкг/г сух. веса) в поверхностных слоях ДО озер в зоне влияния металлургических предприятий

Отмечена закономерность снижения влажности и содержания ОВ I поверхностных ДО с увеличением площади и глубины озер и уменьшением расстояния до металлургических предприятий, т.е. выявлено, что нг содержание ОВ в поверхностных ДО оказывет влияние как природные (морфометрия озера), так и антропогенные (загрязнение ТМ) факторы.

Положительная корреляция содержаний №, Си, Со, 2п, Сс1 и Нц I поверхностных ДО малых озер с концентрациями Бе и Мп (г до 0.57) говорит £ пользу того, что миграционные процессы вышеперечисленных ТМ е современных ДО озер в зоне влияния металлургических предприятий связаны с окислами и гидроокислами Ре и Мп.

В оз. Имандра наблюдается снижение аккумуляции ТМ (особенно № и Си) щелочных и щелочноземельных металлов в поверхностных ДО по мере удаления оп источников загрязнения, но влияние загрязнения сказывается практически по все( акватории озера Корреляционный и факторный анализы четко выявили две группь металлов; первую - ТМ (№, Си, 2п, Со, (Д РЬ), и вторую - щелочные I щелочноземельные металлы (К, Ыа, Бг, Са), которые поступают в озеро из дву> различных источников: первая со стоками металлургического комбината, вторая -апатитового производства Антропогенный фактор (загрязнение промышленныш предприятиями) является определяющим в процессах формирования химическогс состава поверхностных ДО больших озер Кольского п-ова.

Атмосферные выбросы N1, Си, Со, Сс1 и 7п плавильных цехов и стою шламоотвалов, хвостохранилищ и рудников металлургических предприятий являюто основным источником повышенных содержаний ТМ в озерах нижнего течени? озерно-речной системы Пасвика. Анализ накопления N1, Си, Со, 7и в ДО акваторт системы оз. Инари - р. Пасвик не выявил какого-либо влияния атмосферных выбросоЕ плавильных цехов на оз. Инари и верхнее и среднее течегше Пасвика. Другая картинг распределения характерна для РЬ: увеличение концетпраций в верхних слоях ДС отмечено в оз. Инари и озерах верховья Пасвика

В системе Печоры наибольшие концентрации ТМ (№, Си, Со, Сё, РЬ, Мп, Сг в поверхностных ДО, способные привести к катастрофическим экологическим нарушениям, отмечены в приустьевых и дельтовых участках, где скорости течени? снижаЕотся до нескольких сантиметров в секунду или наблюдается только ветров« течение. ДО Коровинской и Голодной туб представлены тонкозернистыми илами с наибольшими содержаниями органического материала (111111 до 10%), которьк являются прекрасными адсорбентами загрязняющих веществ. Наибольшие концеЕттрации 7х\, Н§, Бг и Аб отмечены в Усе и Колве, что связано с загрязнением водосбора Усы стоками шахт Печорского угольного бассейна. ТМ с водосбора Колвь: и Усы сносятся в низовья Печоры, Коровинскую, Голодную, Печорскую губы и далее в море, где при смене физико-химических свойств водной среды (геохимически барьер) происходит осаждение и аккумуляция загрязняюЕЦих веществ в ДО.

Исследования распределения концентраций НП в поверхностных слоях ДО системы Печоры показали широкий диапазон значений - 3-1250 мкг/г (рис. 12). На акватории Усы и Колвы отмечены концентрации НП, которые ниже принятого нами среднего фонового значения для ДО (20 мкг/г). В приустьевой и дельтовой акваториях Печоры наблюдаются высокие содержания НП (3601250 мкг/г). На загрязненной НП после аварии 1994 г. акватории Колвы (станция 10) отмечено снижение концентраций НП с 520 мкг/г в 1994 г. до 60120 мкг/г в 1997 г. что говорит о том, что загрязненные НП частицы ДО были снесены вниз по течению или перекрыты молодыми отложениями с меньшим содержанием НП.

Нефтепродукты мкг/г I 250

1 ооо --

500

1 000

05 а ы о

я .Й

m >> о и

о. £

ю и к й X

ч о ч о U,

а. о

a s

О X

а* «

ta &

¿s

21 8

й 1 2

£ £

^ о-

g fi

» в g §

СО v5

Рис. 12. Концентрации НП (мкг/г сух. веса) в поверхностных ДО Печоры

Установлено, что ДО системы Печоры в целом не загрязнены органическими поллютантами (хлорорганическими пестицидами, полихлорированными бифенилами). Их концентрации в поверхностных ДО находятся в пределах от аналитического нуля до 2.4 нг/г сух. веса (гексахлорбензол на территории нефтесборника на Колве), что значительно

меньше экотокснкологических нормативов в ДО для этих соединений (10-51 нг/r), принятых в ряде стран. Исключение составляет содержани полициклических ароматических углеводородов на территории нефтесборник на Колве, где обнаружены максимальные концентрации ПАУ (сумма ПАУ 637: и 9137 нг/г в слоях 0-1 и 3-4 см соответсвенно) за счет больших концентраци фенантрена (2250 и 3600 нг/г), пирена (774 и 942 нг/г), 1- (270 и 380 нг/г) и 2 метилнафталина (530 и 1050 нг/г) и перилена (212 и 323 нг/г), но здесь вообщ не было обнаружено бенз/а/пирена, соединения - индикаторного представител. ПАУ в ДО.

Глава 8.

ОЦЕНКА ЭКОЛОГИЧЕСКОГО СОСТОЯНИЯ ПОВЕРХНОСТНЫХ ВОД

Данная глава, синтезируя материалы и выводы предшествующих глав дает сравнительную оценку экологической опасности загрязняющих вещест! для поверхностных вод Европейской субарктики. Для оценки экологическо) опасности предложены три подхода: биодоступности элементов, ПДК i фоновых значений. В первом подходе для оценки биодоступной фракци определяются концентрации элементов после обработки определенны» реагентом. Во втором подходе по регрессионным зависимостям межд концентрациями металлов в воде и ДО и стандартизированными значениям] ПДК в воде, содержаниям металлов в органах и тканях рыб и их патология» предложены значения ПДК для ДО водоемов Европейской субарктики. I третьем подходе определяются индексы по соотношению содержани определенного элемента или соединения в поверхностных и фоновых ДО.

ЮООО f ср - 23% пов-30% фон -12%

5000 +

0.6794х - 154.26

15000

Мп

ср- 48% пов -41% фон -60%

у = 8.2839х R2= 0.5427 1-1-Н

20000 40000 60000

Ctot

5000 10000

С«

Рис. 13. Регрессионные зависимости биодоступных Сь„ и валовых С,с концентраций металлов в ДО оз. Имандра, ср - средние значения, пов - ( поверхностных и фон - фоновых слоях

Различные типы ДО могут изменять токсичность на порядок и больше при подобных валовых концентрациях металлов. Для оценки токсичности, основанной на химических измерениях, определялась биодоступная форма металлов в результате ацетат-аммонийной выписки. В оз. Имандра отмечено увеличение доли биодоступных форм № и Си при повышении концентраций в поверхностных загрязненных ДО, тем самым увеличивая экологическую опасность для гидробионгов (рис. 13). Для другого загрязняющего металла - 7л - такой закономерности не выявлено и существенных различий в распределении биодоступных форм 7п в целом, отдельно по поверхностным и фоновым ДО оз. Имандра не отмечено. С увеличением валовых концентраций Мп и Ре в ДО оз. Имандра, в отличие от N1 и Си, процент биодоступных форм, наоборот, снижается (рис. 13). Для щелочных металлов № и К, которые поступают в озеро не только из природных источников, но приносятся также со сточными водами промышленных предприятий, характерно небольшое увеличение процента биодоступных форм с ростом валовых концентраций в ДО.

Рис. 14. Регрессионные зависимости концентраций металлов в воде и ЦО озер и расчетные значения ПДК металлов для ДО озер

По регрессионным зависимостям между концентрациями металлов в зоде и поверхностных слоях ДО озер северной Фенноскандии и значениям ЛДКрбхз установлены величины концентраций металлов в ДО (рис. 14), которые логут быть предложены в качестве ПДК для пресноводных ДО, в мкг/г сух. зеса: Ni - 200, Cu - 30, Zn - 200, Mn - 400, Pb - 500, Cd - 1.5, Al - 25000 '2.5%). Сравнение величин ПДКд0 и Сп показало, что для ряда элементов (Zn, Al) их значения примерно равны, для Си и Мп величины Сп больше, а для ^ и РЬ больше ПДКдо, причем для РЬ - в 25 раз. Полученные результаты могут "оворить о несовершенстве принятых в России величин ПДК11бхз. Для Ni и >собенно для РЬ величины ПДКр6хз завышены. Величина ПДКрбхз в 100 мкг/л щя одного из самых токсичных ТМ - РЬ - завышена как минимум на порядок. Гаким образом, необходимо пересмотреть и определить величины ПДКрбХЗ с

учетом региональных особенностей формирования качества поверхностны: вод и функционирования организмов в водных экосистемах. Полученньи зависимости концентраций металлов в воде и ДО могут быть использованы дл; реконструкции содержания металлов в воде в прошлом с использование! датирования ДО и для прогноза содержаний металлов в воде в зависимости о их концентраций в ДО.

На основе исследований экологического состояния сигов I концентраций металлов в их органах и тканях, проведенные за последние 2( лет в водоемах Мурманской области (Моисеенко, Яковлев, 1990; Моисеенко 1997, 1999; Кашулин и др., 1999), в различной степени подверженных влиянии выбросов и стоков предприятий горно-металлургического комплекса, быш определены зависимости аккумуляции металлов и патологий сигов от валовы: и биодоступных концентраций металлов в ДО. Сиги выбраны в качестве тест объекта вследствие того, что они являются бентофагами и конечным звеном 1 цепи аккумуляции металлов из водной толщи и ДО (фитопланктон — зоопланктон —> зообентос сиги), и их состояние является хороши* показателем качества вод озер (Моисеенко и др., 1991).

Наибольшей аккумулирующей способностью по отношению к N1 I высокими коэффициентами корреляции с валовыми и биодоступным! концентрациями этого элемента в ДО обладают наиболее функциональн* важные органы сигов - почки, печень и жабры (рис. 15). Это может быт] хорошим индикатором загрязнения поверхностных вод этим металлом. Уровш заболеваемости сиговых рыб находятся в тесной зависимости от валовых I биодоступных концентраций N1 в ДО (рис. 16). С увеличением валовых I биодоступных концентраций Си и Ъ\ в ДО происходит снижение содержаши этих ТМ в функционально важных органах сигов - печени, почках и жабрах что обусловлено как особенностями метаболизма этих металлов, так I антагонистическим взаимодействием с другими элементами, прежде всего - N1 Влияние повышенных концентраций Си, Ъа. и Со в ДО на состояние сигов пр! загрязнении поверхностных вод рядом ТМ ведет к увеличению из заболеваемости, коэффициенты корреляции заболеваемости сигов ( биодоступными концентрациями немного выше (г=0.56-0.85), но даже ( валовыми концентрациями они достаточно высоки (г=0.34-0.85). Комбинаци) N1, Си, 2п и Со для рыб во много раз токсичнее, чем каждый элемент I отдельности. Распределение Мп в органах и тканях сигов от его валовых I биодоступных концентраций в ДО отличается от ранее рассмотренные металлов - от валовых имеет отрицательную зависимость, от биодоступных -положительную. Аккумуляция Мп в органах сигов определяется концентрацие! биодоступных форм в ДО. Марганец для водных организмов можно считал малотоксичным. Бг обладает высокой биофильностью, способен накапливать^

Печеиь

Печень

8000

.^10 2

Я =0.3017 ч—I—I—I—|—н*н—I—I—|

0 5000 10000

№до, мкг/г

Жабры •

у = 0.0014х + 12.67 Я2 =0.382

у = 0.0015х +3.7845 5 Я2 =0.4962

1——I—I—|

8000

у = 0.0011х +4.717

5000 ЬЛд0, икг/г

10000

4000

8000

°ис. 15. Зависимости содержания № в органах сигов от валовых (ДО) и тодоступных (ДО-БИО) концентраций № в ДО

100 X

100 т

у = 17.802Ln(x) -64.829 R2 =0.6395

I I I I I I I I I I I I I

5000 10000 15000 Мдо, мкг/г

у = 12.437Ln(x) -14.573 R2 =0.5476

-M

5000 10000 Ыдоню, мкг/г

100 -г

50-

y = 14.289Ln(x) -51.569 R! = 0.5503 'I I I I I 1 1 I I I I I I I I

15000

100 -г

5000

у = 0.4l45Ln(x) - 1.7156

5000 10000 Мдо, мкг/г

15000

у = 10.049Ln(x)-11.564

R1 = 0.4775 I I I I I I I

10000

= 0.3364Ln(x)- 0.7825 R2 = 0.625

10000

, мкг/г

Мдоню, чкг/г

Рис. 16. Зависимости заболеваемости сигов от валовых (ДО) i биодоступных (ДО-БИО) концентраций Nie ДО

во всех системах организма рыб, в максимальных количествах - в скелете. С повышенными концентрациями Sr в воде и ДО и его аккумуляцией i жизненноважных органах сигов связаны развитие почечно-каменной болезни патологии костных тканей (сколиоз), нарушение процессов развития \ окостенения черепной коробки (остеопароз), что связано с замещением соле$ Ca другими элементами, в данном случае Sr. Выявлены достоверны! зависимости заболеваемости сигов (процент больных рыб, патологии почек i индекс заболеваемости рыб) от валовых концентраций Sr в ДО. Выявлен; четкая зависимость накопления AI в печени, скелете, жабрах сигов от егс содержания в ДО. С увеличением валовых концентраций AI в ДО возрастас: заболеваемость сигов. В наших наблюдениях получены уникальные данные пс антропогенным нагрузкам и откликам гидробионтов на это воздействие которые могут быть использованы для разработки теоретических основ оценю антропогенного влияния, его ограничения и снижения.

Интенсивность загрязнения водных объектов может быть оценена < помощью определения содержания загрязняющих веществ в поверхностных ДО Методика определения степени загрязнения водных экосистем с помошьк специальных индексов описана JI. Хокансоном (Häkanson, 1980, 1984: коэффициен

2f и степень Cd загрязнения), К. Толоненом и Т. Яаколой (Tolonen, Jaakola, 1983: коэффициент антропогенного обогащения - CEF), М. Оуеялетом и X. Джонсом и П. ^лхоненом (Ouellet, Jones, 1983; Alhonen, 1986: коэффициент антропогенного эбогащения ДО - SAEF), Г. Мюллером (Müller, 1979: индекс геоаккумуляции - 11ет), Ю.Е. Саетом и др. (1990; суммарный показатель загрязнения Zc). Все эти индексы эпределяются как отношение концентраций определенного элемента или соединения з поверхностном (чаще всего 1-см) слое ДО к фоновой концентрации, оцениваемой тибо как среднее содержание этого элемента в осадочных породах земной коры, либо гго содержание в самом глубоком слое (обычно более 20-30 см) колонки ДО определенного водного объекта или его акватории, либо как среднее фоновое удержание в ДО данного региона

Для оценки загрязнения поверхностных вод нами была выбрана методика определения индекса экологической опасности, предложенная лведским ученым JL Хокансоном (Häkanson, 1980), и адаптирована для условий Европейской субарктики с учетом выявленных закономерностей формирования ■симического состава ДО, фоновых содержаний элементов в поверхностных зодах и ДО, влиянии повышенных концентраций элементов на состояние "идробионтов. Коэффициент загрязнения Cf1 подсчитывался как частное от теления концентрации элемента или соединения в поверхностном :антиметровом слое к доиндустриальному фоновому значению X+Sn. Степень ¡агрязнения Q определялась как сумма коэффициентов загрязнения для всех ¡агрязняющих веществ.

В этом подходе придерживались следующей классификации Q': Q'<1 -rn3Kni};l<Cf'<3 - умеренный; 3<Cf'<6 - значительный; Cf'>6 - высокий коэффициент (агрязнения. Аналогично, при характеристике степени загрязнения, слагаемой соэффициентами загрязнения отдельных элементов, придерживались классификации о расчета, что суммируем значения коэффициентов загрязнения по п веществам: 2л<п - низкая; /;<Cd<2/i - умеренная; 2/i<Cd<4/i - значительная; Cd>4« - высокая ггепень загрязнения, свидетельствующая о серьезном загрязнении.

Очень высокие значения Cd отмечены в малых озерах территории Сольского п-ова на расстоянии до 10 км от источников загрязнения, ;начительные значения - до 15 км, а умеренные - до 40 км, причем, озера, неположенные по превалирующему направлению господствующих ветров (к :еверо-западу от комбинатов), имеют большие значения Q (рис. 17).

В оз. Имандра максимальные (высокие) значения С/ (по Ni, Си, Со) и Cd >тмечены в Монче-губе, куда поступают стоки комбината "Североникель". Плесы большая и Иокостровская Имандра имеют значительную степень загрязнения. На ггой акватории оз. Имандра высокие значения Q' характерны для Ni, умеренные и начительные значения - для Си и Hg. Низкие и умеренные значения Q и умеренные начения Cd характерны для плеса Бабинская Имандра.

10 5 О 10 20 30 км

Рис. 17. Значения степени загрязнения Сл поверхностных ДО озер < зоне влияния металлургических предприятий

В системе Пасвика максимальным (высоким) значением С характеризуется оз. Куэтсъярви, загрязняемое сточными водами комбинат. "Печенганикель". В ДО оз. Бьерневатн (низовья Пасвика) отмечень значительные значения Сй, в озерах Инари и средней и верхней части Пасвика значения на границе между низкими и умеренными. 38

Высокие значения Q имеют акватории нижнего течения и дельтовой тети Печоры - Голодная и Коровинская губы. Наибольший вклад в эти ;начения вносят высокие коэффициенты загрязнения по НП. В акваториях (олвы, Усы и Печоры выше и ниже впадения Усы значения Q, в основном, на ранице между низкими и умеренными.

Для количественного определения экологической опасности элементов i соединений определялись значения коэффициента токсичности Тг1 для саждого вещества, учитывающего токсичность вещества (принимая в расчет :реднее содержание элементов в изверженных породах, почвах, воде, наземной »астительности и наземных животных, т.е. различных типах геологической и ¡иологической среды) и биопродуктивность (BPI) пресноводной системы (в ависимости от содержания общего фосфора Ро6щ в воде, который используется ;ак показатель трофического уровня озера (Wetzel, 1975) (рис. 18).

Коэффициент токсичности ТУ для каждого вещества отдельно для малых >зер, оз. Имандра и для систем Пасвика и Печоры представлены в табл. 3.

О 20 40 60 80 100

Робщ, мкг/л

Рис. 18. Зависимость между содержанием общего фосфора в воде 'об«, и биопродуктивностью акватории (ВР1) (Накатоп, 1980)

Таблица 2

Значения коэффициента токсичности (Тг1) для каждого вещества. НП - нефтепродукты

Элемент, Малые озера Оз. Имандра Система Система

вещество Пасвика Печоры

НП - - - 40-ВР1/5

н8 40-5/ВР1 30-5/ВР1 35-5/ВР1 35-5/ВР1

Сс1 30-л/5Л/ВР1 15^5/^ВР1 25^5Л/ВР1 25-^5Л/ВР1

АБ 10

Сг - 5-^5Л/ВР1 - 10-л/5/л/ВР1

Со 10-^5Л/ВР1 3-лЫВР1 7-л/5Л/ВР1

РЬ 5-^5Л/ВР1 2-^5/л/ВР1 2-^5Л/ВР1 3-л/5Л/ВР1

№ 2-%/5Л/ВР1 2-^5/л1вР1 4лЫВР1

Си 2-^5Л/ВР1 2->/5Л/ВР1 2-^5/^ВР1 4-л/5/^ВР1

Ъъ 1-л/5Л/ВР1 1-л/5Л/ВР1 ЬлЫВР!

Значения коэффициента экологической опасности Ег1 рассчитывалис как произведение значений токсичного коэффициента элемента на С[ Значения индекса экологической опасности (И) определялись как сумма Е: для всех элементов. Для характеристики коэффициента экологическо опасности Ег', исходя из нормативного значения ВР1=5.0, использовалас следующая классификация: Ег'<10 - низкая; 10<Ег'<20 - умеренная; 20<Ег*<40 значительная; 40<Ег'<80 - высокая; Ег'>80 - очень высокая потенциальна экологическая опасность. Аналогичная классификация использовалась и дл описания значений индекса потенциальной экологической опасности Ш: И<7 - низкая; 75<К1<150 - умеренная; 150<Ш<300 - значительная; Ш>300 - высока экологическая опасность.

Очень высокие значения Ы отмечены в малых озерах на расстоянии д 10 км от источников загрязнения, значительные значения - до 15 км умеренные значения - до 40 км, следовательно, деятельность металлургически комбинатов представляет экологическую опасность для водных экосистем н расстоянии до 40 км (рис. 19). Ртуть, несмотря на умеренные и низкие средни значения С/ в малых озерах, имеет высокие и значительные значения Е вследствие высокого значения коэффициента токсичности. После Нц на второ! месте по значениям Ег1 в индустриальных районах стоит N1 благодаря очен высоким значениям С/, а на территориях, удаленных от комбинатов цветно металлургии - Сй, опять же как и Н§, вследствие высокого значени коэффициента токсичности.

Рис. 19. Значения индекса экологической опасности (Ш) для озер в зоне чияния металлургических предприятий

В оз. Имандра наибольшее значение III отмечено для Монче-губы. >чень высокие значения Ег1 имеют N1 и Нц, высокие - Си, значительные - Со и ■<1. Остальные металлы характеризуются низкими значениями Ег1. Далее, по ере удаления от главного источника загрязнения ТМ в плесе Большая [мандра, значения III несколько снижаются, но они остаются значительными.

этих зонах характеризуются очень высокими значениями Ег1, N1 -гачительными, С<1 - умеренными, остальные металлы - низкими. В юкостровской и Бабинской Имандре практически все ТМ (N1, Си, Ъл, Со, РЬ, г и Тп) имеют низкие значения Ег", и данные металлы, накопленные в ДО этих ■сваторий оз. Имандры, не составляют большой угрозы для жизнедеятельности эдных организмов. Умеренные значения Ег* характерны для Сс1, высокие -

В целом, высокую экологическую опасность по всей акватории оз. Имандр составляет Hg, значительную и умеренную - Cd. Высокую и значительна экологическую опасность представляет Ni в плесе Большая Имандра.

Значения RI в оз. Имандра имеют тесную отрицательную корреляцш со значениями одного из главных показателей экологического состояния индекса видового разнообразия, и отношения биомассы (В) к численности (N фитопланктона, а также очень тесную корреляционную связь с наиболе информативными показателями состояния зоопланктона: отношения биомас ракообразных BCrast к коловраткам BRot и продукции Р и процентног соотношения биомассы (В) и численности (N) таксономических груп зоопланктона (коловратки - Rotatoria, ветвистоусые рачки - Cladocen веслоногие рачки - Copepoda). Отмечена высокая корреляция между RI индексом видового разнообразия зообентоса (рис. 20).

Выявлена также высокая корреляция между индексом видовог разнообразия диатомовых водорослей и RI по результатам исследовани колонки ДО оз. Имандра (рис. 20). Наибольший коэффициент корреляци имеет полиномный тип зависимости. Регрессионная кривая имее максимальную величину при значениях RJ, равно 75. Максимальное видово разнообразие отмечено на глубине 10 см ДО. Время осадконакоплени соответствует началу деятельности предприятий горно-металлургическог комплекса, незначительному увеличению концентраций фосфора, и появление не характерных для природно олиготрофного озера видов. Дальнейше усиление антропогенной нагрузки на водоем, выраженное в увеличени концентраций ТМ, фосфора, привело к исчезновению чувствительных видо диатомовых водорослей и, соответственно, к снижению индекса видовог разнообразия.

В оз. Имандра обнаружена также высокая корреляция RI с индексо) заболеваемости рыб, количеством больных рыб и рыб с патологиями почк: (Моисеенко, 1997) (рис. 21). При величине RI, равной 75, вс вышеперечисленные показатели экологического состояния рыбног сообщества близки к нулю, т.е. опять, как и в примере с диатомовым: водорослями, приходим к величине RI, равной 75. При подсчете значени: экологической опасности эта величина получается, когда концентраци: используемых для этого расчета ТМ равны средним фоновым плюс одн стандартное отклонение. Следовательно, можно сделать вывод, что пр; появлении и усилении антропогенной нагрузки и превышении в донны: отложениях величины средней фоновой концентрации плюс одно стандартно отклонение в водной экосистеме происходят отрицательные изменение выражающиеся в снижении видового разнообразия гидробионтов и появленга различных патологий рыб.

Индекс видового разнообразия 5 фитопланктона

BcniSt/BRot

-0.940

0 100 200 300 400 500 Индекс экологической опасности, RI

Индекс видового разнообразия бентоса 4 т

0 100 200 300 400 500 Индекс экологической опасности, И

Индекс видового разнообразия диатомовых водорослей

0 100 200' 300 400 500 Индекс экологической опасности, И

О 50 100 150 200 Индекс экологической опасности, RI

Рис. 20. Зависимости между значениями Ш и видового разнообразия ттопланктона, диатомовых водорослей, бентоса и отношения биомассы оупп зоопланктона Всгш/Вт-

В системе Пасвика высокие значения Ш имеет оз. Куэтсъярви, аиболыпий вклад в эти. значение оказывают на втором месте по кологической опасности в оз. Куэтсъярви стоят № и Си (высокая кологическая опасность) вследствие высоких значений Ег1. Умеренная кологическая опасность характерна для озер нижнего течения Пасвика. «ысокую экологическую опасность здесь составляет Н§, значительную - Сё, стальные металлы - низкую. Остальные исследованные озера системы 1асвика имеют значения Ш, переходные между низкими и умеренными. 1аибольшие значения (на границе между значительными и высокими) Ег1 оставляет, как и в других озерах системы Пасвика, Н§, Сс1 - на границе между меренными и значительными, остальные металлы - низкие. Таким образом, ак и при исследовании экологического состояния малых озер обнаружено акономерное увеличение экологической опасности вблизи металлургического омбината, которую создают N1 и Си, и практически повсеместная высокая

экологическая опасность, характерная для Н§ и Сс1. Значения Са и И в озерг системы Пасвика имеют тесную положительную корреляционную связь частотой встречаемости патологий малотычинковых сигов. Наиболыш значения коэффициента корреляции (г=0.91) установлены между значениям СйиЫи процентом рыб с патологиями почки.

Индекс заболеваемости рыб

4 т

3 --

2 --

Процент больных рыб

ЮО т г^-84

0 100 200 300 400 500 Индекс экологической опасности, RI

Процент рыб с патологией почки

100 т

г=0.757

0 100 200 300 400 500 Индекс экологической опасности. Ш

111111ММ 0 100 200 300 400 50С Индекс экологической опасности, Ш

Рис. 21. Зависимости индекса заболеваемости рыб, процента больны рыб и рыб с патологией почки и Ш оз. Имандра

Высокую экологическую опасность исследуемые загрязняющг вещества представляют в нижнем течении и дельтовой части Печоры акватории Колвы. Основную часть в эти высокие значения вносят НП, которь: здесь имеют очень высокие значения Ег. На акватории Колвы высокую значительную экологическую опасность представляют также Н§ и С< Значительная экологическая опасность исследуемых загрязняющих вещест отмечается на акватории Усы и прилегающей к ее устью акватории Печорь Высокую и значительную экологическую опасность здесь составляют Щ и С( т.е. влияние НП на этих акваториях здесь снижается. Умеренная экологическг опасность загрязняющих веществ наблюдается на акваториях, удаленных с источников загрязнения НП и металлами, и где гидрологические условия к способствуют аккумуляции загрязняющих веществ, хотя и здесь высоку] экологическую опасность представляют НП и значительную - Сё.

Следовательно, выявлено различие антропогенного влияния к экологическое состояние системы Печоры и озер севера Фенноскандии. Дл

истемы Печоры основным опасным веществом является НП и, в меньшей тепени, Сс1 и Н§, а для озер севера Фенноскандии - в индустриальных районах в первую очередь Н§ и N1, а в районах, удаленных от индустриальных центров Н§ и Сс1. Но как видно из перечня веществ, высокотоксичные ТМ ^ и Сс1 ¡редставляют серьезную экологическую опасность для обоих регионов, и агрязнение окружающей среды этими ТМ является глобальной экологической роблемой для Европейской субрактики.

¡ыводы___ _

1. Выявлены общие особенности загрязнения водных объектов Европейской субарктики. Среди загрязняющих веществ выделены риоритетные - тяжелые металлы и нефтепродукты. Донные отложения одных объектов рассматриваются в качестве информативного показателя ачества вод и, одновременно, источника вторичного загрязнения водных бъектов.

2. Определены основные процессы осадконакопления для групп агрязняющих веществ: 1) осаждение элементов в составе минеральных звесей (А1, Са, М£, К, Ыа, Р, ЛЬ, Бг, Та, и, V, РЗЭ); 2) аккумуляция живыми рганизмами и адсорбция органическими соединениями (Т1, Мп, Р, Аэ, Ва, Сс1, 'и, 1^, Мо, N1, РЬ, Ш), Бг, Та); 3) вовлечение элементов в редокс-цикл Мп и Бе

Ва, Ве, Сс1, Си, Мо, И!, РЬ, Со, гп).

3. Для определения интенсивности загрязнения водных объектов сгановлены фоновые концентраций элементов в ДО. Фоновые значения арактерны для ДО, залегающих на глубине более 20 см и отложившихся более 00 лет тому назад, т.е. до периода любого заметного загрязнения. Порядок тачений фоновых концентраций схож со средним содержанием элементов в :адочных породах земной коры, согласно расчетам А.П. Виноградова, что одтверждает положение о влиянии осадочных пород на формирование онового химического состава ДО.

4. Исследование химического состава толщи ДО озер позволило эсстановить историю условий их формирования, определяя динамику шенения поступления различных элементов в течение длительного периода эемени. Скорости осадконакопления в озерах Европейского севера довольно остоянны в течение последнего столетия и находятся в пределах 0.3-1.2 м/год, в среднем составляя ~1 мм/год. Увеличение концентраций Си и N1 1тируется серединой XX века, РЬ - концом XIX - началом XX века, Аб и С<1 ¡рединой XIX века.

5. Сферические карбонатные частицы с размерами от единиц до гсятков микрон, образующиеся в результате высокотемпературного сжигания

топлива, так же как и некоторые органические поллютанты, например ПА являются индикаторами суммарного антропогенного воздействия территорию водосборов.

6. В ДО системы Печоры обнаружено увеличение концентраций / С(1, Мп, Сг, РЬ, А1, ряда других металлов и НП в поверхностных ДО, ч свидетельствуют о серьезном антропогенном влиянии на геохимичесю круговорот элементов в системе Печоры вследствие загрязнения нефтью пластовыми водами, которые содержат в повышенных концентрациях Т1 хлориды.

7. Закисление водной толщи озер вызывает уменьшение концентрат Сс1, Ъл, N1, Си, А1 по направлению к поверхности ДО в результате снижен: скорости седиментации элементов вследствие уменьшенной адсорбщ химических компонентов на осаждающихся частицах и десорбции соединен] металлов из уже осажденного материала, т.е. происходит снижен аккумуляции ТМ в ДО, что увеличивает их содержание в растворенно наиболее токсичной форме в водной толще.

8. Анализ закономерностей вертикального распределения металлов толще ДО позволил выделить на севере Фенноскандии: 1) локальные процесс связанные с загрязнением ДО тесно коррелируемых элементов (N1, Си и Со); региональные процессы закисления, обуславливающие десорбцию элементов; 3) глобальные процессы загрязнения РЬ, Сс1 и Н§ поверхностных слоев ДО оз Северного полушария.

9. Атмосферные выбросы №, Си, Н§ и Со от металлургичесю комбинатов являются главными источниками повышенных концентраций эп элементов в поверхностных ДО на расстоянии до 40 км. В распределении ] отмечена отличная от всех ТМ картина - увеличение концентраций с востока ] запад. В распределении Сё, так же как и РЬ, отмечены признаки глобально загрязнения атмосферы северного полушария.

10. В системе Печоры установлено практически повсеместна превышение фоновых значений Аэ. Наибольшие концентрации Сё, РЬ, Сг, Н ПН в ДО, способные привести к катастрофическим экологически нарушениям, отмечены в приустьевых и дельтовых участках, где скорос течения снижаются, тем самым образуется геохимический барьер, происходит повышенная аккумуляция загрязняющих веществ.

11. За более чем 60-летний период деятельности предприятий горн металлургического комплекса на территории водосбора в ДО оз. Иманд] накоплено, т: 4600 960 Си, 120 Со, 250 Хп, 11 Сё, 200 РЬ. Накопленные ДО металлы могут представлять опасность загрязнения воды озера этии металлами в будущем, например, при интенсификации эвтрофирования озера.

12. Получены основные закономерности гидрогеохимического цикла еры в больших озерах Европейской субарктики. Установлено, что соединения !, накопленные в ДО больших озер, в большей степени, чем металлы, ысвобождаются из ДО, тем самым, являясь вторичным источником агрязнения водной толщи сульфатами.

13. Установлено, что для оценки экологического состояния водных |бъектов достаточно определения двух форм металлов в ДО: валовой и ¡недоступной. Отмечено увеличение доли биодоступной формы N1 и Си при ювышении валовых концентраций в поверхностных загрязненных ДО, оторые тем самым увеличивают экологическую опасность для гидробионтов [ для экосистемы озера в целом. С увеличением валовых концентраций Ре и Лп в поверхностных ДО процент биодоступных форм снижается.

14. На основе регрессионных зависимостей между концентрациями [еталлов в воде и поверхностных слоях ДО и значений ПДКрбхз разработаны егиональные ПДК для пресноводных ДО, (в мкг/г сух. веса): N1 - 200, Си - 30, л-200, Мп - 400, РЬ - 500, Са - 1.5, А1-25000 (2.5%).

15. Содержание ТМ в донных отложениях и органах и тканях сиговых ыб является хорошим индикатором загрязнения поверхностных вод. 1аибольшей аккумулирующей способностью по отношению к N1 и высокими оэффициентами корреляции с валовыми и биодоступными концентрациями того элемента в ДО обладают функционально важные органы сигов - почки, ечень и жабры. Уровни заболеваемости сиговых рыб находятся в тесной ависимости от валовых и биодоступных концентраций N1, Си, Со, Бг в ДО.

16. Для оценки загрязнения пресноводных экосистем предлагается етодика определения индекса экологической опасности. Коэффициент агрязнения С{ подсчитывался как частное от деления концентрации агрязняющего вещества в поверхностном 1-см слое к доиндустриальному оновому значению. Степень загрязнения Сл определялась как сумма С{ для сех загрязняющих веществ. Для количественного определения экологической пасностн загрязняющих вещества определялись значения коэффициента дологической опасности Ег1, как произведение значений токсичного ээффициента на С^ Значения индекса экологической опасности Ш пределялись как сумма Ег1 для всех загрязняющих веществ.

17. Установлены границы загрязнения и приоритетные загрязняющие зщества водных объектов предприятиями горно-металлургического эмплекса. Высокие значения Сл и Ш отмечены на расстоянии до 10 км от сточников загрязнения, значительные значения - до 15 км и умеренные тения - до 40 км. Н§, несмотря на умеренные и низкие значения С( в ¡следуемых озерах, составляет высокую экологическую опасность для ресноводных экосистем вследствие высокого значения токсичного

коэффициента. После Wg на втором месте по значениям коэффициен экологической опасности в индустриальных районах стоит N1 благодаря оче высоким значениям коэффициента загрязнения, а на территориях, удаленш от комбинатов цветной металлургии - Сё, опять же как и вследств высокого значения токсичного коэффициента.

18. Показано, что значения III являются надежным дескрипторе экологического состояния водных объектов Европейской субарктики. Значен Ш имеют отрицательную корреляцию со значениями индекса видово разнообразия фитопланктона и зообентоса и информативного показателя отношения биомасс групп зоопланктона: ракообразных к коловраткам, а таю с индексом заболеваемости рыб, количеством больных рыб и рыб патологиями почки, что говорит в пользу того, что седиментологичесю подход и, соответственно, рассчитанный нами III может быть использован д оценки экологического состояния водных объектов.

Содержание диссертации изложено в следующих основных работах: Монографии:

Моисеенко Т.Н., Родюшкин И.В., Даувапьтер В.А., Кудрявцева JIJ Формирование качества вод и донных отложений в условиях антропогеннь нагрузок на водоемы арктического бассейна (на примере Кольского Севера) Апатиты: Изд-во КНЦ РАН, 1996. - 263 с.

Моисеенко Т.И., Даувапьтер В.А., Родюшкин И.В. Геохимическ миграция элементов в субарктическом водоеме (на примере озера Имандра) Апатиты: Изд-во КНЦ РАН, 1997. - 127 с.

Лукин А.А., Даувапьтер В.А., Новоселов А.П. Экосистема реки Печоры современных условиях.. - Апатиты: Изд-во КНЦ РАН, 1999 (в печати).

Статьи в центральных отечественных и международных журналах:

Dauvalter V. Concentrations of heavy metals in superficial lake sediments Pechenga district, Murmansk region, Russia // Vatten. - 1992. - V. 48, No. 2. -141-145.

Dauvalter V. Heavy metals in lake sediments of the Kola peninsula, Russ // The Science of the Total Environment. - 1994. - V. 158. - P. 51-61.

Moiseenko T.I., Kudryavtseva L.P., Rodyushkin I.V., Dauvalter V./ Lukin A.A. and Kashulin N.A. Airborne contaminants by heavy metals ai aluminium in the freshwater ecosystems of the Kola subarctic region (Russia) // T1 Science of the Total Environment. - 1995. - V. 160/161. - P. 715-727.

Dauvalter V. Influence of pollution and acidification on metal oncentrations in Finnish Lapland lake sediments // Water, Air and Soil Pollution. -995.- V. 85. -P. 853-858.

Лукин A.A., Даувальтер B.A. Распределение тяжелых металлов, люминия и нефтепродуктов в донных отложениях и рыбах бассейна реки [ечоры // Биология внутренних вод. - 1997. - № 2. - С. 70-78.

Dauvalter V. Heavy metal concentrations in lake sediments as an index of •eshwater ecosystem pollution // Crawford R.M.M. (ed.) Disturbance and recovery l Arctic lands; an ecological perspective. - Dordrecht, the Netherlands: Kluwer Lcademic Publishers, 1997. - P. 333-351.

Моисеенко Т.Н., Даувальтер B.A., Каган ЛЛ. Горные озера как маркеры црязнения воздуха // Водные ресурсы. - 1997. - Т. 24, № 5. - С. 600-608.

Даувальтер В.А. Загрязнение донных отложений водосбора реки [асвик тяжелыми металлами // Геоэкология. - 1997. - № 6.- С. 43-53.

Dauvalter V. Metal concentrations in sediments in acidifying lakes in innish Lapland // Boreal Environment Research. - 1997. - V. 2. - P. 369-379.

Моисеенко Т.И., Даувальтер B.A., Родюшкин И.В. Механизмы руговорота природных и антропогенных металлов в поверхностных водах убарктики // Водные ресурсы. - 1998. - Т. 25, № 2 .- С. 231-243.

Лукин А.А., Даувальтер В.А., Кашулин Н.А., Раткин Н.Е. Влияние >ротехногенного загрязнения на водосборный бассейн озер Субартктики и мб//Экология. - 1998.-№ 2.-С. 109-115.

Даувальтер В.А. Концентрации металлов в донных отложениях численных озер // Водные ресурсы. - 1998. - Т. 25, № 3. - С. 358-365.

Даувальтер В.А. Тяжелые металлы в донных отложениях "озерно-гчной системы озеро Инари - река Пасвик // Водные ресурсы. - 1998. - Т. 25, »4. - С. 494-500.

Даувальтер В.А., Моисеенко Т.И., Родюшкин И.В. Геохимия гдкоземельных элементов в озере Имандра, Мурманская область // Геохимия. 1999.-№4.-С. 376-383.

Даувальтер В.А., Моисеенко Т.И., Родюшкин И.В., Кудрявцева Л.П., 1аров А.Н. Миграция и круговорот серы в субарктическом озере Имандра, прязняющимся стоками горно-металлургического производства // Геохимия. -)99. - № 6. - С. 626-636.

Dauvalter V., Rognerud S. Sediment pollution of the Pasvik River itchment by heavy metals // Chemosphere (in press).

Kashulin N.A., Ratkin N.E., Dauvalter V., Lukin A. A. Impact of airborne pollution l the water catchment area of Subarctic lakes and fish // Chemosphere (in press).

Даувальтер B.A. Оценка биологической доступности металлов в шных отложениях озер II Водные ресурсы (в печати).

Даувальтер В.А., Моисеенко Т.И., Кудрявцева Л.П., Сандимиров С Оценка накопления тяжелых металлов в озере в условиях его промышленнс загрязнения // Водные ресурсы (в печати).

Моисеенко Т.И., Даувальтер В.А., Ильяшук Б.П., Каган Я.Я., Ильяшук Е Палеоэкологическая реконструкция антропогенной нагрузки // Доклады акаде\ наук (в печати).

Научные статьи в сборниках:

Rognerud S., Dauvalter V. Heavy metal concentrations in lake sediments the border areas of Norway and Russia // Svelle M. and Kalabin G. V. (Eds.). Wa pollution in the border areas of Norway and Russia. Summary report 1989-1992 the Expert Group on Water Pollution Problems. - Vadso, 1994. - P. 19-21.

Dauvalter V. Heavy metals in sediments // Pasvik River Watercour Barents Region: Pollution impacts and Ecological Responses. - INEP-NIVA-Repc Oslo-Apatity, 1994. - 19-21 p.

Даувальтер В. А. Концентрации тяжелых металлов в донн отложениях озер Кольского полуострова как индикатор загрязнения водн экосистем // Проблемы химического и биологического мониторш экологического состояния водных объектов Кольского Севера. - Апатиты: И: во КНЦ РАН, 1995. - С. 24-35.

Dauvalter V. Heavy metal accumulation in lake sediments of Kola Peninsi as an index of ecological state of freshwater ecosystems // Environmental Geolo and Land-Use Planning. - Granada, Spain, 1996. - P. 303-307.

Lukin A., Dauvalter V. Distribution of hydrocarbons, heavy metals a aluminium in sediments and fish of the Pechora River // Environmental Pollution the Arctic.- Tromso, Norway, 1997,-P. 163-164.

Dauvalter V. Effects of acidification on metal geochemistry in subarctic 1; sediments // Environmental Pollution of the Arctic. - Tromso, Norway, 1997. - P. 197-198.

Dauvalter V. Heavy metal distribution in lake sediments on the K( Peninsula and border areas between Finland, Norway and Russia // Environmen Pollution of the Arctic. - Tromso, Norway, 1997. - P. 324-325.

Smirnov D., Dauvalter V. Watershed pollution of the central part of I Kola Peninsula by dust emissions of rare-earth element mining activities Environmental Pollution of the Arctic. - Tromso, Norway, 1997. - P. 378-380.

Dauvalter V. Acidification effects on metal concentrations in lake sedimei // Acid Snow and Rain. - Niigata University, Niigata, Japan, 1997. - P. 392-397.

Dauvalter V., Moiseenko Т., Kagan L. Tendency to acidification of Russi subarctic mountain lakes // Acid Snow and Rain. - Niigata University, Niigata, Jap; 1997.-P. 457-462.

Moiseenko Т., Sandimirov S., Dauvalter V., Sharov A., Vandysh O., akovlev V., Lukin A. Measuring and modeling the dynamic response of remote lountain lake ecosystems to environmental change. Site 17. Chuna // Mountain Lake esearch. March 1996 - March 1997. - Oslo: NIVA, 1997. - P. 190-200.

Moiseenko Т., Dauvalter V., Lukin A., Ilyashuk В., Sharov A., Vandish O., andimirov S., Kudiyavtseva L. Detailed report of the partner 22. In: Wathne B.M. (Ed.) ieasuring and modelling the dynamic response of remote mountain lake ecosystems to ivironmental change: A programme of Mountain Lake Research - MOLAR. MOLAR regress Report 2/1998. March 1997 - March 1998. Oslo: NTVA, 1998.

Даувальтер B.A. Методологический подход к определению загрязнения энных отложений как показатель экологического состояния водных экосистем // Ш 1еждунар. научн.-технич. конф. "Соврем, методы и средства океанолог, исследов.", 1осква, Институт океанологии РАН, 1997. - С. 50-53.

Даувальтер В.А. Оценка экологического состояния поверхностных вод евера: седиментологический подход // Антропогенное воздействие на природу евера и его экологические последствия. - Апатиты: Изд-во КНЦ РАН, 1999. -.212-227.

Moiseenko Т., Kudryavtseva L., Dauvalter V., Lukin A., Sharova J., yashuk В., Kagan L., Vandish О., Sharov A., Sandimirov S., Ilyashuk E. Detailed ;port of the partner 22. In: Wathne B.M. (Ed.) Measuring and modelling the ynamic response of remote mountain lake ecosystems to environmental change: A rogramme of Mountain Lake Research - MOLAR. MOLAR Progress Report '1998. March 1998 - March 1999. Oslo: NIVA, 1999.

[репринты:

Traaen T. S., T. Moiseenko, V. Dauvalter, S. Rognerud, A. Henriksen, L. udravseva. Acidification of surface waters, nickel and copper in water and lake ¡diments in the Russian-Norwegian border areas. Working Group for Water and nvironmental Problems under the Norwegian-Soviet Environmental Protection ommission. - Oslo and Apatity, 1991. - 20 p.

Rognerud S., Norton S.A., Dauvalter V. Heavy metal pollution in lake idiments in border areas between Russia and Norway. - NIVA-Report 522/93. -'slo, 1993.-20 p.

Загрязнение поверхностных вод в приграничных районах Норвегии и оссии: Препр./ Ред. М. Свэлле и Г. Калабин.- Апатиты: Изд-во КНЦ РАН 994,- 47 с.

Moiseenko Т., Dauvalter V., Kagan L., Sharov A., Vandysh O., Kashulin N., akovlev V. Air pollution effects on the mountain lakes of the Kola, Northern Russia, cidification of mountain lakes. Paleolimnology and ecology // Report 2/1995, INEP, patity: K.S.C. R.A.S., 1995. - 53 p.

Moiseenko T., Dauvalter V., Rodyushkin I. Geochemical migration covariation of elements in the Imandra Lake, Barents Region. - Lulea: University Technology, Sweden, 1996. - 108 p.

Norton S.A., Appleby P.G., Dauvalter V., Traaen T.S. Trace metal pollul in eastern Finnmark, Norway and Kola Peninsula, Northeastern Russia as eviden by studies of lake sediment // NIVA-Report41/1996, Oslo, 1996. - 18 p.

Nost T, Lukin A., Schartau A.K.L., Kashulin N., Berger H.M., Yakovlev Sharov A., Dauvalter V. Impacts of pollution on freshwater communities in border region between Russia and Norway. III. Results of the 1990-96 monitoi programme. - Trondheim, Norway: NINA, 1997. - 37 p.

Содержание диссертации, доктора географических наук, Даувальтер, Владимир Андреевич

ВВЕДЕНИЕ

Глава 1. Физико-географическое описание района исследований

1.1. Климат

1.2. Рельеф

1.3. Растительность и почвенный покров

1.4. Геология

1.5. Гидролого-гидрохимический режим

1.6. Физико-географическое описание бассейна Печоры 29 Выводы

Глава 2. Факторы формирования геохимического состава донных отложений

2.1 Физические факторы

2.2 Химические факторы

2.3. Биологические факторы

2.4. Относительное ранжирование природных факторов, влияющих на химический состав донных отложений

2.5. Антропогенные факторы 66 Выводы

Глава 3.Методика исследований формирования химического состава донных отложений

3.1. Объекты исследований

3.2. Методологический подход к отбору проб донных отложений

3.3. Методика отбора проб взвешенных частиц и донных отложений

3.4. Методика химических анализов взвешенных частиц и донных отложений

3.5. Математическая обработка материалов 96 Выводы

Глава 4. Процессы переноса и седиментации элементов в субарктическом водоеме

4.1. Горизонтальный перенос течениями

4.2. Осаждение взвешенной фракции

4.3. Вовлечение элементов в редокс-цикл

4.4. Связывание с органическим веществом

4.5. Биопоглощение и влияние на экологию сообществ

4.6. Распределение редкоземельных элементов

Выводы

Глава 5. Фоновые концентрации элементов и соединений в донных отложениях

5.1. Малые озера

5.2. Большие озера

5.3. Бассейн Печоры 149 Выводы

Глава 6. Изменение концентраций элементов в донных отложениях во временном интервале

6.1. Скорости аккумуляции элементов

6.2. Вертикальная вариабильность концентраций элементов в донных отложениях в зависимости от скорости аккумуляции

6.3. Оценка аккумуляции тяжелых металлов в верхних 10 см донных отложений наиболее глубоких озер

6.4. Распределение карбонатных частиц сажи в донных отложениях озер как отражение их загрязнения

6.5. Вертикальное распределение элементов в донных отложениях больших озер

6.6. Вертикальное распределение элементов в донных отложениях бассейна Печоры

6.7. Влияние закисления вод на высвобождение металлов из донных отложений 204 Выводы

Глава 7. Территориальное распределение элементов в поверхностных донных отложениях

7.1. Малые озера - влияние воздушного загрязнения

7.2. Большие озера - влияние загрязнения сточными водами

7.3. Система Печоры 268 Выводы

Глава 8. Оценка экологического состояния поверхностных вод

8.1. Химические подходы к оценке качества пресноводных донных отложений

8.2. Биологическая доступность загрязняющих веществ, накопленных в донных отложениях

8.3. Предельно-допустимые концентрации металлов для пресноводных донных отложений

Введение Диссертация по географии, на тему "Закономерности осадконакопления в водных объектах европейской субарктики"

Состоявшаяся в июне 1992 г. в Рио-де-Жанейро Вторая конференция по окружающей среде и развитию (КОСР) впервые привлекла внимание мирового сообщества к остроте проблематики глобальных изменений окружающей среды. Принятые на конференции (и в последствие одобренные Генеральной Ассамблеей ООН) документы имели важное значение для осознания грозящих миру (в масштабах от локальных до глобальных) экологических угроз и мер по их предотвращению.

Проблема изменения природного круговорота элементов под влиянием антропогенного воздействия является одной из важнейших в современных вопросах охраны окружающей среды и экологии. Преобразования химического состава поверхностных слоев земной коры в последнее время происходят в масштабах, сравнимых с геологическими процессами. Под влиянием техногенных факторов протекают химические реакции, которые изменяют природные геохимические циклы элементов. Уже в 1934 г. А.Е. Ферсман отмечал стремительный рост использования элементов (примерно в 100 раз за 15-30 лет до обозначенного года), который в последующие годы только нарастал. Отвалы горных пород и хвостохранилищ, шахтные и карьерные воды, стоки, отходы и атмосферные выбросы обогатительных и металлургических предприятий являются источниками техногенной миграции ряда элементов, токсичных в повышенных концентрациях для живых организмов.

Как известно, водоемы служат коллекторами всех видов загрязнения. Донные отложения (ДО) накапливают сведения о потоках элементов в биосфере в историческом срезе (Förstner, Wittmann, 1979; Melnikov, 1991). Они являются важным источником информации о прошлых климатических, геохимических, экологических условиях, существующих на водосборе и в самом водоеме, позволяют оценить современное экологическое состояние воздушной и водной сред. Значительный вклад в раскрытие закономерностей формирования химического состава и изучение форм миграции элементов в воде и ДО внесли работы У. Ферстнера и Г.Т.У. Уиттманна (Förstner, Wittmann, 1979), П.Н. Линника и Б.И. Набиванца (1986), П.Н. Линника (1999), Дж.В. Мура и С. Рамамурти (1987), А.И. Денисовой и др. (1986), A.M. Ни-канорова и A.B. Жулидова (1991), В.Ф. Бреховских (1988, 1998, 1999), Е.В. Веницианова и Р.Н. Рубинштейна (1983), Е.В. Веницианова (1998), A.B. Евсеева и Т.М. Красовской (1996). Экологическая опасность элементов в водных экосистемах, их токсичные свойства для организмов во многом определяются формами нахождения, способностью к комплексообразова-нию и биодоступностью в конкретных условиях природных водоемов.

Геохимические процессы седиментогенеза исследованы Н.М. Страховым, А.П. Лисицы6 ным, Ю.А. Богдановым, Ю.П. Хрусталевым, но эти исследования проводились, главным образом, в океанах и морях. Работы в этом направлении проводились также и в крупнейших озерах России: Байкале (Лимнологическим институтом СО РАН), Ладожском и Онежском (Н.И. Семеновичем, 1966, 1973). Значительный вклад в исследования поверхностных вод и ДО Российской Европейской субарктики внесен сотрудниками Института географии РАН (Федорова, 1964), МГУ (Евсеев, Красовская, 1996), Института озероведения РАН (Большие озера Кольского полуострова, 1976; Озера различных ландшафтов Кольского полуострова, 1974), Института биологии Коми НЦ РАН (Зверева, 1969; Власова, 1988), ИПЭС КНЦ РАН (Моисеенко и др., 1996, 1997), но изучению геохимических закономерностей и природоохранных аспектов осадконакопления уделялось недостаточное внимание, за исключением работ Е.И. Федоровой, A.B. Евсеева, Л.В. Сергеевой.

ДО депонируют многие микроэлементы и другие загрязняющие вещества, поэтому могут рассматриваться в качестве информативного показателя качества вод и, одновременно, источника вторичного загрязнения по следующим причинам: 1) ненарушенные ДО содержат "исторические записи" прошлых химических условий и позволяют установить фоновые уровни, с которыми могут сравниваться и сопоставляться существующие условия; 2) под влиянием изменения физико-химических условий (например, pH, Eh, растворенный кислород, бактериальная активность) связанные с ДО соединения могут растворяться и поступать в водную толщу, далее в пищевую цепь и иметь вторичные эффекты для водных обитателей; 3) некоторые относительно инертные или безвредные для окружающей среды неорганические вещества могут разрушаться или реагировать с другими, образуя растворимые и потенциально токсичные формы (например, переход элементарной ртути в метилртуть).

Регионы Европейской субарктики имеют специфические особенности формирования химического состава ДО поверхностных вод. Поведение техногенно-внесенных веществ в высоких широтах отличаются в силу климатических и ландшафтно-географических особенностей, а их токсичные свойства проявляются более активно в низкоминерализованных и низкотемпературных водах, вследствие низкой скорости массо-энергообмена и более бедного видового разнообразия водных экосистем субарктики по сравнению с таковыми умеренных широт.

Более чем полувековая эксплуатация богатых и уникальных месторождений полезных ископаемых (медно-никелевых, железных, апатито-нефелиновых, редкоземельных руд, угольных и нефтегазовых месторождений) на территории Европейской субарктики привела к созданию здесь сложной экологической обстановки.

В последние годы все большую актуальность приобретают исследования ДО пресноводных систем. Например, в настоящее время проводятся работы над проектами IGBP-PAGES7

РЕР III (Pole-Equator-Pole - полюс-экватор-полюс для Европы и Африки) и Focus II проекта CAPE (Circumpolar paleoenvironment - циркумполярная среда в прошлом). Эти проекты направлены на исследование глобальных изменений окружающей среды, включая изменение климата и загрязнение. Одной из основных составных частей этих исследований являются ДО пресноводных систем. В мировой науке идет поиск новых подходов оценки качества поверхностных вод по результатам исследований ДО.

Представленная работа направлена на решение важной фундаментальной проблемы -природоохранных аспектах осадконакопления в пресноводных объектах Европейской субарктики, обусловленных глобальными, региональными и локальными изменениями окружающей среды. Разработка седиментологических подходов при оценке экологического состояния пресноводных объектов имеет значение для решения важных народнохозяйственных задач по прогнозу и оценке последствий антропогенного воздействия на водные ресурсы Европейской субарктики. Таким образом, ДО можно рассмотривать как информационную систему, отражающую геохимический круговорот элементов и поэтому связанную с качеством поверхностных вод.

Цель работы. Выявление закономерностей формирования химического состава пресноводных ДО Европейской субарктики в современных условиях, разработка методологии се-диментологического подхода при оценке экологического состояния водных объектов.

Задачи исследований. Для достижения поставленной цели необходимо было решение ряда конкретных задач: 1. Установить источники антропогенного поступления элементов и их соединений, исследовать антропогенное влияние на качество ДО, изучить факторы формирования ДО пресноводных систем Европейской субарктики, в том числе закисление и загрязнение (тяжелые металлы (ТМ), органические загрязнители, карбонатные частицы, сера). 2. Разработать методологию определения фоновых концентраций элементов в ДО пресноводных систем. 3. Разработать методологию изучения временных изменений антропогенных и естественных нагрузок на основе исследования вертикального распределения компонентов в ДО. 4. Установить зависимость содержания элементов в поверхностных слоях ДО исследуемых озер от их концентраций в воде. 5. Изучить закономерности территориального распределения концентраций элементов в поверхностных слоях ДО, отражающего современную нагрузку на водные объекты. 6. Оценить количество накопленных тяжелых металлов в ДО крупных водоемов за период деятельности предприятий горно-металлургического комплекса. 7. Установить влияние повышенного содержания металлов в ДО на состояние гидробио-нтов, в т.ч. на их концентрации в функционально важных органах рыб-бентофагов (сигов) и их патологии. 8. Разработать методологические подходы определения предельно-допусти8 мых концентраций металлов в пресноводных ДО Европейской субарктики на основе установленных зависимостей концентраций металлов в воде и поверхностных слоях ДО, значениях рыбохозяйственных предельно-допустимых концентраций, с учетом содержания металлов в органах и тканях и патологий рыб-бентофагов (сигов). 9. Установить биологически доступную долю накопленных в ДО элементов и их экологическую опасность для водных экосистем.

Методологическая основа. Методологической основой данной работы является системный междисциплинарный подход, объединяющий современные направления географии, гидрохимии, геохимии, охраны окружающей среды и экологии и направленный на выявление закономерностей, определяющих формирование химического состава ДО и экологическую опасность накопленных в них веществ для пресноводных экосистем Европейской субарктики в условиях увеличивающейся антропогенной нагрузки.

Для исследования процессов миграции и седиментации веществ в центре внимания находилось их распределение в системе вода - минеральные и органические взвеси - ДО - поровые воды по слоям водного столба и толщи ДО с учетом физико-химических параметров (рН, ЕЬ, температура, растворенный кислород).

Благодаря исследованию вертикального распределения веществ, в т.ч. металлов, органических соединений, карбонатных частиц сажи и остатков диатомовых водорослей, становится возможным восстановление истории условий (геохимических и климатических) формирования ДО и интенсивности антропогенной нагрузки на отдельное озеро и его водосбор.

Основой для установления экологической опасности накопленных в ДО веществ служит исследование их концентраций в поверхностных и фоновых ДО, а также определение их токсичности. Токсичность рассматривается с позиции принципа превышения - потенциальный токсичный эффект вещества пропорционален превышению его в окружающей среде над фоновым содержанием и определяется состоянием и патологиями гидробионтов. Защищаемые положения.

1. Закономерности процессов формирования химического состава ДО пресноводных систем Европейской субарктики под влиянием природных факторов и антропогенной нагрузки.

2. Качественное изменение химического состава ДО пресноводных объектов Европейской субарктики в результате аккумуляции оседающих твердых взвешенных частиц, биоаккумуляции и комплексообразования высокомолекулярными органическими соединениями, вовлечения веществ в редокс-цикл Мп и Ре при высоких уровнях антропогенной нагрузки.

3. Закономерности поведения металлов в ДО закисленных озер: снижение адсорбции химических компонентов на осаждающихся частицах и десорбция соединений металлов из ДО.

4. Методология оценки экологического состояния водных объектов, отражающая потенци9 альную опасность загрязнения, на основе определения валовых и биодоступных концентраций металлов, состояния и патологий гидробионтов.

Научная новизна. На основе комплексных гидрохимических, геохимических, экологических исследований более двухсот больших и малых озер Европейской субарктики, рек Печоры и Пасвика, обобщения обширных материалов исследований состава поверхностных вод и ДО субарктической зоны мира, установлены закономерности формирования химического состава пресноводных ДО в условиях глобальных, региональных и локальных изменений окружающей среды.

Оценена скорость осадконакопления в малых озерах. Рассчитаны скорости аккумуляции отдельных элементов в ДО малых озер. Исследовано вертикальное распределение элементов в датированных ДО и установлены периоды начала и усиления загрязнения водосборов озер. Установлено, что остатки сферических карбонатных частиц сажи в ДО могут быть использованы для индикации антропогенного воздействия на территорию водосборов и водоемы. Исследовано распределение концентраций веществ, в т.ч. металлов и нефтепродуктов (НП), в толщах ДО и реконструирована история антропогенных нагрузок на водосборы озер и рек. Установлена зависимость уровня содержания металлов в ДО озер от закисления поверхностных вод. Выявлена трансформация и качественное изменение химического состава ДО озер Европейской субарктики в результате антропогенного воздействия.

Установлены закономерности территориального распределения элементов и соединений в зависимости от вида и удаленности антропогенных источников загрязнения. Получены зависимости распределения концентраций ТМ в поверхностных слоях ДО озер от их удаленности от источников загрязнения, а также от содержания ТМ в поверхностных водах. Определены уровни содержания НП, хлорорганических соединений и полиароматических углеводородов в ДО Печоры. Доказано, что в системе Печоры загрязняющие вещества, включая НП и ТМ, разносятся на значительные расстояния и основная часть аккумулируется в спокойных зонах, устьевой и приустьевой акваториях реки.

Оценено количество накопленных металлов в ДО больших озер в результате деятельности предприятий горно-металлургического комплекса. Установлено, что соединения серы, накопленные в ДО больших озер, в большей степени, чем металлы, высвобождаются из ДО, тем самым, являясь источником вторичного загрязнения водной толщи сульфатами.

Впервые установлены закономерности изменения биодоступных форм металлов, в частности в связи с изменением их валовых концентраций в поверхностных ДО.

Разработаны критерии седиментологического подхода оценки коэффициента (Cf) и степени загрязнения (Cd) ДО озер и рек элементами и нефтепродуктами и расчета их количественных значений. Предложены критерии оценки токсичности элементов-загрязнителей и НП на основе количественного определения значений индекса экологической опасности (RI), создаваемого загрязняющими веществами в водной толще и ДО для гидробионтов.

Практическая значимость работы и реализация результатов. Для оценки экологического состояния пресноводных экосистем Европейской субарктики предложены конкретные количественные показатели: Cd - степень загрязнения ДО и RI - индекс экологической опасности. Основой для их определения является установление фоновых концентраций ТМ в ДО озер -Сп'. Предложены значения ПДК ряда металлов для пресноводных ДО. Они установлены на основе установленных зависимостей значений ПДКРбхз в водной массе и концентрациями металлов поверхностных слоях ДО. Определены зависимости содержания металлов в органах и тканях рыб-бентофагов (сигов) от их валовых и биодоступных концентраций в поверхностных слоях ДО. Эти показатели (Cd, RI, Сп1, ПДКдо) могут быть использованы для:

1) определения санитарного состояния водоемов и пригодности их для снабжения питьевой водой;

2) планирования и реализации природоохранных мероприятий на территории Европейской субарктики;

3) проведения комплексных исследований по оценке вклада различных производств в поступление загрязняющих веществ в поверхностные воды;

4) создания сети мониторинга загрязнения водных экосистем ТМ, НП и кислотообразующими соединениями;

5) определения экологического состояния водоемов с точки зрения их пригодности к промышленному рыбоводству.

Результаты исследований были использованы для: 1) проведения экологической экспертизы и принятия согласованных природоохранных мероприятий по снижению выбросов загрязняющих веществ металлургическими комбинатами (отчет совместной российско-норвежской экспертной группы проблем загрязнения поверхностных вод приграничных территорий между Россией и Норвегией, подготовленных для Министерств экологии России и Норвегии: "Acidification of surface waters, nickel and copper in water and lake sediments in the Soviet-Norwegian border areas"); 2) ОВОС выбросов и стоков комбинатов "Печенганикель" и "Североникель" (отчеты: "Оценка влияния комбината "Североникель" на окружающую среду", "Оценка влияния комбината "Печенганикель" на окружающую природную среду").

Апробация. Материалы диссертации доложены на ряде Российских научных конференций: "Проблемы охраны окружающей среды Севера" (Мурманск, 1990), "Актуальные про

11 блемы биологии и рациональное природопользование" (Петрозаводск, 1990), "Проблемы изучения рационального использования и охраны природных ресурсов Белого моря" (Петрозаводск, 1992, Кандалакша, 1995), "Экологические проблемы Севера Европейской территории России" (Апатиты, 1996), VII съезд Гидробиологического общества РАН (Казань, 1996), "Палинология в биостратиграфии, палеоэкология и палеогеография" (Москва, 1996), совещание Минералогического общества России (С.-Петербург, 1997), "Антропогенное воздействие на природу севера и его экологические последствия" (Апатиты, 1998), а также на международных симпозиумах и конференциях: "State of the Environment and Environmental Monitoring in Northern Fennoscandia and the Kola Peninsula" (Rovaniemi, Finland, 1992), "Ecological Effects of Arctic Airborne Contaminants" (Reykjavik, Iceland, 1993), "Город в Заполярье и окружающая среда" (Сыктывкар, 1994), "Acid Reign' 95?" (Goteborg, Sweden, 1995), "Disturbance and recovery of Arctic terrestrial ecosystems" (Rovaniemi, Finland, 1995), "Environmental Geology and Land-Use Planning" (Granada, Spain, 1996), "Environment in the Barents Region" (Kirkenes, Norway, 1996), IV and V International Conference on Mercury as a Global Pollutant (Hamburg, Germany, 1996, Rio de Janeiro, 1999), "Atmospheric Sciences and Applications to Air Quality" (Seattle, USA, 1996), "Biology and Management of Coregonid Fishes" (Konstanz, Germany, 1996), "Тяжелые металлы в окружающей среде" (Пущино 1996), "Environmental Pollution of the Arctic" (Tromso, Norway, 1997), BIOGEOMON (Villanova, Pennsylvania, U.S.A., 1997), Environmental and Societal Change in Mountain Region (Oxford, UK, 1997), 28th International Arctic Workshop, Arctic and Alpine Environments (Colorado, USA, 1998), "Палеоэкологические исследования пресноводных экосистем" (Апатиты, 1998), "Urban Development: A challenge for Frontier Regions" (Beer Sheva, Israel, 1998), "Issues in Environmental Pollution" (Denver, Colorado, USA, 1998), "Polar Aspects of Global Change" (Tromso, Norway, 1998), III и IV Международных научно-технических конференциях "Современные методы и средства океанологических исследований" (Москва, 1997, 1998), 10th Symposium of the European Union of Geosciences (Strasbourg, France, 1999), International Symposium on Global Change and Protected Areas (L'Aquila, Italy, 1999), 3rd International Lake Ladoga Symposium (Petrozavodsk, 1999), "Биологические основы изучения, освоения и охраны животного и растительного мира, почвенного покрова Восточной Фенноскандии" (Петрозаводск, 1999).

Публикации. Результаты исследований отражены в 109 публикациях, в том числе в 3 монографиях, 20 статьях в центральных отечественных и международных журналах, 15 статьях в сборниках, 8 препринтах и 63 тезисах докладов.

Автор выражает глубокую благодарность научному консультанту работы члену-корреспонденту РАН, профессору, д.б.н. Т.Н. Моисеенко, а также всем коллегам, в особенности

12 к.б.н. A.A. Лукину, к.г.н. Л.П. Кудрявцевой, к.г.н. И.В. Родюшкину, к.г.н. Л.Я. Каган, к.б.н. H.A. Кашулину, к.г.н. Н.Е. Раткину, к.б.н. Б.П. Ильяшук, к.б.н. О.И. Вандыш, А.Н. Шарову, С.С. Сандимирову, Д.Н. Малиновскому за совместную работу и написание статей, предоставленные материалы, а также Ю.Н. Шаровой и И.М. Королевой за большую помощь в организации и проведении полевых исследований, Н.П. Воеводиной и Г.С. Платоненковой за выполнение большого объема химико-аналитических работ. Автор благодарен профессору университета штата Мен Стефену А. Нортону (США), профессору университета г. Уппсала Ларсу Хокансону (Швеция), профессору университета г. Умео Ингемару Ренбергу (Швеция), профессору университета г. Лулео Бьерну Еландеру (Швеция), доктору Сигурду Рогнеруду (Норвежский институт водных исследований, Осло, Норвегия), доктору Кари Киннунену (Агентство охраны окружающей среды, Рованиеми, Финляндия) и доктору Олави Сандману (Агентство охраны окружающей среды, Миккели, Финляндия) за совместные исследования, полезные советы и рекомендации в выборе методики исследований и написании статей.

Заключение Диссертация по теме "Охрана окружающей среды и рациональное использование природных ресурсов", Даувальтер, Владимир Андреевич

ВЫВОДЫ:

1. Выявлены общие особенности загрязнения водных объектов Европейской Субарктики. Среди загрязняющих веществ выделены приоритетные - тяжелые металлы и нефтепро

365 дукты. Донные отложения водных объектов рассматриваются в качестве информативного показателя качества вод и, одновременно, источника вторичного загрязнения водных объектов.

2. Определены основные процессы осадконакопления для групп загрязняющих веществ: 1) осаждение элементов в составе минеральных взвесей (А1, Т1, Са, Мд, К, Ыа, Р, ЛЬ, Б г, Та, и, V, РЗЭ); 2) аккумуляция живыми организмами и адсорбции органическими соединениями (Т1, Мп, Р, Аэ, Ва, Сё, Си, Мо, N1, РЬ, 11Ь, 8г, Та); 3) вовлечения элементов в редокс-цикл Мп и Бе (Аб, Ва, Ве, Сс1, Си, Щ, Мо, N1, РЬ, Со,

3. Для определения интенсивности загрязнения водных объектов установлены фоновые концентраций элементов в ДО. Фоновые значения характерны для ДО, залегающих на глубине более 20 см и отложившихся более 200 лет тому назад, т.е. до периода любого заметного загрязнения. Порядок значений фоновых концентраций схож со средним содержанием элементов в осадочных породах земной коры, согласно расчетам А.П. Виноградова, что подтверждает положение о влиянии осадочных пород на формирование фонового химического состава ДО.

4. Исследование химического состава толщи ДО озер позволило восстановить историю условий их формирования, определяя динамику изменения поступления различных элементов в течение длительного периода времени. Скорости осадконакопления в озерах Европейского севера довольно постоянны в течение последнего столетия и находятся в пределах 0.3-1.2 мм/год, в среднем составляя ~1 мм/год. Увеличение концентраций Си и N1 датируется серединой XX века, РЬ - концом XIX - началом XX века, Аэ и Сс1 серединой XIX века.

5. Сферические карбонатные частицы с размерами от единиц до десятков микрон, образующиеся в результате высокотемпературного сжигания топлива, так же как и некоторые органические поллютанты, например ПАУ, являются индикаторами суммарного антропогенного воздействия на территорию водосборов.

6. В ДО системы Печоры обнаружено увеличение концентраций Аз, Сё, Мп, Сг, РЬ, А1, ряда других металлов и НП в поверхностных ДО, что свидетельствуют о серьезном антропогенном влиянии на геохимический круговорот элементов в системе Печоры, вследствие загрязнения нефтью и пластовыми водами, которые содержат в повышенных концентрациях ТМ, хлориды.

7. Закисление водной толщи озер вызывает уменьшение концентраций Сё, Тп, N1, Си, А1 по направлению к поверхности ДО в результате снижения скорости седиментации элементов вследствие уменьшенной адсорбции химических компонентов на осаждающихся частицах и десорбции соединений металлов из уже осажденного материала, т.е. происходит снижение аккумуляции ТМ в ДО, что увеличивает их содержание в растворенной наибо

366 лее токсичной форме в водной толще.

8. Анализ закономерностей вертикального распределения металлов в толще ДО позволил выделить на севере Фенноскандии: 1) локальные процессы, связанные с загрязнением ДО тесно коррелируемых элементов (Ni, Си и Со); 2) региональные процессы закисления, обуславливающие десорбцию элементов; и 3) глобальные процессы загрязнения Pb, Cd и Hg поверхностных слоев ДО озер Северного полушария.

9. Атмосферные выбросы Ni, Си, Hg и Со от металлургических комбинатов являются главными источниками повышенных концентраций этих элементов в поверхностных ДО на расстоянии до 40 км. В распределении РЬ отмечена отличная от всех ТМ картина - увеличение концентраций с востока на запад. В распределении Cd, также как и РЬ, отмечены признаки глобального загрязнения атмосферы северного полушария.

10. В системе Печоры установлено практически повсеместное превышение фоновых значений As. Наибольшие концентрации Cd, Pb, Cr, Hg, ПН в ДО, способные привести к катастрофическим экологическим нарушениям, отмечены в приустьевых и дельтовых участках, где скорости течения снижаются, тем самым образуется геохимический барьер, и происходит повышенная аккумуляция загрязняющих веществ.

11. За более чем 60-летний период деятельности предприятий горно-металлургического комплекса на территории водосбора в ДО оз. Имандра накоплено 4600 т Ni, 960 т Си, 120 т Со, 250 т Zn, 11 т Cd, 200 т РЬ. Накопленные в ДО металлы могут представлять опасность загрязнения воды озера этими металлами в будущем, например, при интенсификации эв-трофирования озера.

12. Получены основные закономерности гидрогеохимического цикла серы в больших озерах Европейской субарктики. Установлено, что соединения S, накопленные в ДО больших озер, в большей степени, чем металлы, высвобождаются из ДО, тем самым, являясь вторичным источником загрязнения водной толщи сульфатами.

13. Установлено, что для оценки экологического состояния водных объектов достаточно определения двух форм металлов в ДО: валовой и биодоступной. Отмечено увеличение доли биодоступной формы Ni и Си при повышении валовых концентраций в поверхностных загрязненных ДО, тем самым, увеличивая экологическую опасность для гидробио-нтов и для экосистемы озера в целом. С увеличением валовых концентраций Fe и Мп в поверхностных ДО процент биодоступных форм снижается.

14. На основе регрессионных зависимостей между концентрациями металлов в воде и поверхностных слоях ДО и значений ПДКрбхз. разработаны региональные ПДК для пресноводных ДО (в мкг/г сух. веса): Ni - 200, Си - 30, Zn - 200, Мп - 400, РЬ - 500, Cd - 1.5, А1 - 25000 (2.5%).

367

15. Содержание ТМ в донных отложениях и органах и тканях сиговых рыб является хорошим индикатором загрязнения поверхностных вод. Наибольшей аккумулирующей способностью по отношению к № и высокими коэффициентами корреляции с валовыми и биодоступными концентрациями этого элемента в ДО обладают функционально важные органы сигов - почки, печень и жабры. Уровни заболеваемости сиговых рыб находятся в тесной зависимости от валовых и биодоступных концентраций N1, Си, Со, Бг в ДО.

16. Для оценки загрязнения пресноводных экосистем предлагается методика определения индекса экологической опасности. Коэффициент загрязнения (Сг) подсчитывался как частное от деления концентрации загрязняющего вещества в поверхностном 1-см слое к доиндустриальному фоновому значению. Степень загрязнения (Са) определялась как сумма Cf для всех загрязняющих веществ. Для количественного определения экологической опасности загрязняющих вещества определялись значения коэффициента экологической опасности (Ег1), как произведение значений токсичного коэффициента на С^ Значения индекса экологической опасности (Ы) определялись как сумма Ег' для всех загрязняющих веществ.

17. Установлены границы загрязнения и приоритетные загрязняющие вещества водных объектов предприятиями горно-металлургического комплекса. Высокие значения Са и Ш отмечены на расстоянии до 10 км от источников загрязнения, значительные значения - до 15 км и умеренные значения - до 40 км. Нд, несмотря на умеренные и низкие значения Cf в исследуемых озерах, составляет высокую экологическую опасность для пресноводных экосистем, вследствие высокого значения токсичного коэффициента. После Н§ на втором месте по значениям коэффициента экологической опасности в индустриальных районах стоит N1 благодаря очень высоким значениям коэффициента загрязнения, а на территориях, удаленных от комбинатов цветной металлургии - Сё, опять же как и Н§, вследствие высокого значения токсичного коэффициента.

18. Показано, что значения Ш являются надежным дескриптором экологического состояния водных объектов Европейской субарктики. Значения Ш имеют отрицательную корреляцию со значениями индекса видового разнообразия фитопланктона и зообентоса и информативного показателя - отношения биомасс групп зоопланктона: ракообразных к коловраткам, а также с индексом заболеваемости рыб, количеством больных рыб и рыб с патологиями почки, что говорит в пользу того, что седиментологический подход и, соответственно, рассчитанный нами Ш может быть использован для оценки экологического состояния водных объектов.

368

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

Заполярное расположение Европейской субарктики, соприкосновение с незамерзающим Баренцевым морем, климатические и геологические условия обуславливают специфические особенности формирования ДО озер исследуемого региона в условиях антропогенного пресса. Территория Европейской субарктики относится к холодной гумидной зоне. Здесь выделяются лесотундровый, северотаежный и горный ландшафты. Геохимические различия этих ландшафтов выражаются в характере мобилизации и переноса веществ и определяются зональными (природно-климатическими) и азональными (характер рельефа и почвообра-зующих пород) факторами.

Формирование химического состава ДО озер и скорости осадконакопления веществ в отсутствие антропогенного воздействия происходит в результате разнообразных процессов: климатических, гидрологических, механических, физических, химических, биологических и других, протекающих во времени как на водосборной площади, так и в самом озере. Физические факторы включают гранулометрический состав, площадь поверхности, поверхностный заряд, емкость катионного обмена и тому подобное. Увеличение концентраций металлов очень тесно коррелирует со снижением размеров частиц и увеличением площади поверхности, поверхностного заряда, емкости катионного обмена, и увеличением концентраций окислов железа и марганца, органического материала и глинистых минералов. Химические факторы важны особенно для дифференциации ДО, имеющих подобные химические свойства, и для прогноза биодоступности элементов. Химические факторы влекут за собой фазовые ассоциации (с такими компонентами ДО, как поровая вода, сульфиды, карбонаты и органический материал) и механизмы изменения форм металлов в ДО (такие как адсорбция, комплексообразование, вовлечение внутрь минеральной решетки). К биологическим факторам относятся процессы аккумуляции элементов и веществ в результате жизнедеятельности гидробионтов; энзимы и ферменты, выделяемые гидробионтами, могут служить катализаторами или и ингибиторами физико-химических реакций. Биота определяет судьбу элементов с последующим их частичным захоронением в толще ДО.

Функционирование горно-металлургического комплекса Мурманской области ведет к загрязнению озер сточными водами, содержащими ТМ, взвешенные вещества, минеральные соли, токсичные органические вещества - флотореагенты. Территория водосборов озер Кольского п-ова и северных частей Норвегии и Финляндии интенсивно загрязняется аэротехногенным путем. Выбросы соединений серы вызывают зачисление малых озер и рек, кислотные осадки способствуют вымыванию металлов в водоемы. С пылеватыми выбросами разносятся ТМ, вы

354 зывая токсичное загрязнение вод. Интенсивное развитие нефтяных промыслов на востоке Европейской части России способствовало созданию развитой инфраструктуры, что обусловило резкое увеличене антропогенной нагрузки на экосистемы, в том числе и на водные. Одним из центров "экологического неблагополучия" в этом регионе является р. Печора и ее бассейн.

За период промышленного освоения территории водосбора оз. Имандра произошло качественное изменение геохимического состава ДО в результате смены условий их формирования. Отмечается ряд элементов, которые привносятся в водоем в больших количествах по сравнению с природными поступлениями. К этому ряду относятся как основные элементы (Р, Мп, Бе, в меньшей степени Са, А1, Тл), так и следовые элементы (в первую очередь ТМ и РЗЭ, Бг, Ва, Аэ, ЫЬ, Та). Наряду с этим некоторые элементы в годы индустриального освоения региона в значительно меньшей степени участвуют в процессах осадконакопления. Главные из них - 81, М§, .Ыа, из редких элементов - 8с, и, ТЬ, V. Элементы, поступают в озеро во взвешенном и растворенном состоянии, и в результате сложных процессов, протекающих в водной толще, захораняются в ДО. Среди этих процессов выделяются главные:

1. Аккумуляция в составе седиментирующих твердых взвешенных частиц (А1, Т1, Са, Мд, К, Ыа, Р, ЯЬ, вг, Та, и, V, РЗЭ).

2. Захват живыми организмами и адсорбция высокомолекулярными органическими соединениями (П, Мп, Р, Аэ, Ва, Сй, Си, Щ, Мо, №, РЬ, Ш>, Бг, Та).

3. Вовлечение элементов в редокс-цикл Мп и Бе, связанный, в первую очередь, с изменениями восстановительно-окислительных условий в водной толще и ДО (Аз, Ва, Ве, Сё, Си,

Мо, №, РЬ, Со, гп).

Геохимический цикл Бе и Мп играет значительную роль в процессах сорбции-десорбции элементов. Концентрации этих элементов обычно имеют поверхностные и приповерхностные максимумы в ДО. Это явление вызвано, вероятно, молекулярной диффузией растворенных ионов Бе и Мп из нижних слоев, которые находятся в восстановительных бескислородных условиях вследствие микробиологической жизнедеятельности. Элементы, вовлекаемые в редокс-цикл (Ав, Ва, Ве, С<1, Си, Щ, Мо, N1, РЬ, Со, Хп), в условиях нормального насыщения О2 (летом-осенью) аккумулируются в поверхностных слоях ДО, а при дефиците О2 (зимой) растворяются и переходят в водную толщу. Тем самым ДО становятся источником вторичного загрязнения воды озера.

Содержания РЗЭ во взвешенном материале при малых его концентрациях (<1 мкг/л) в условиях дефицита О2 в водной толще измерены впервые в отечественной геохимии. Концентрации РЗЭ в растворенной и взвешенной фракциях определены только для У, Ьа, Се, Рг, N<1, по остальным РЗЭ содержания в растворенной фракции ниже предела определения (<1 нг/л), а во взвешенной фракции концентрации не превышают 4 нг/л. Максимальные содержания

355

РЗЭ в ДО оз. Имандра отмечены в слое 7-8 см, что по времени осадконакопления соответствует интенсивному росту апатито-нефелинового производства в 70-е годы.

Самые глубокие слои в колонках ДО (обычно между 20 и 30 см) отражают фоновые содержания элементов и соединений, т.к. эти слои образовались более 200 лет тому назад, т.е. до начала освоения северных регионов. Средние фоновые доиндустриальные значения (Сп') для каждого элемента определялись отдельно для малых озер севера Фенноскандии, больших озер (Имандра, Инари, системы Пасвика) и системы Печоры как среднее значение плюс одно (1) стандартное отклонение. Фоновые концентрации ТМ в различных районах довольно не постоянны по всем исследуемым объектам, что отражает значительные вариации в геохимии коренных пород и в условиях осадконакопления в целом.

Средние значения Сп' для N1, Си, Со, Zn в ДО малых озер севера Фенноскандии подобны последним в Северной Америке и Скандинавии. Среднее значение Сп' для Сс1 оказалось значительно больше всех значений из вышеупомянутых исследований, что может быть связано с высоким порогом его определения. Среднее значение Сп' для РЬ для исследуемых озер находится в хорошем соответствии с концентрациями РЬ в ДО озер северо-востока Финляндии и севера Норвегии, и значительно меньше, чем в фоновых ДО Скандинавских озер по исследованиям Л. Хокансона. Среднее значение Сп' для ^ в ДО малых озер находится в соответствии с ДО озер северо-востока Финляндии и севера Норвегии и меньше в 2 раза определений Л. Хокансона для Скандинавских озер. Факторный анализ выявил приоритетную роль геохимического состава подстилающих коренных и четвертичных пород в формировании фоновых ДО малых озер.

В ДО больших озер (Имандра, Инари, системы Пасвика) средние Сп' для N1, Си, Со, Сё, РЬ в 1.2-2.7 раз больше, чем в малых озерах, Ъа. - примерно равны, а Н§ - в 2-3 раза меньше. Геохимический состав подстилающих коренных и четвертичных пород является определяющим фактором формирования химического состава фоновых ДО системы Пасвика, а на состав фоновых ДО оз. Имандра в первую очередь подавляюще влияли повышенные содержания Ре и Мп и органического материала.

Средние значения Сп' для № и Со в ДО системы Печоры подобны последним в исследуемых малых озерах севера Фенноскандии, Си - меньше в 6 раз, Zn-в2 раза меньше, Сс1 - в 3 раза меньше, РЬ - в 1.5 раза больше, а Н§ - в 1.5 раза меньше. Средние Сш для НП в ДО системы Печоры равны 20 мкг/г. Факторным анализом установлено, что скорость течения, и, уже как следствие этого, содержание органического материала и окислов и гидроокислов Бе и Мп является определяющим фактором формирования химического состава фоновых ДО системы Печоры.

Установленные фоновые значения элементов и соединений являются основой для опреде

356 ления уровня современного антропогенного загрязнения пресноводных экосистем.

Средние скорости осадконакопления в озерах северной Фенноскандии за последние полтора столетия довольно постоянны и находятся в пределах 0.3-0.6 мм/год. Исключение составляют два финляндских озера, в которых эти значения в среднем составляют 1.0-1.25 мм/год. Выявлены закономерности увеличения скорости осадконакопления с уменьшением размера и глубины озера. Поток осажденного материала в озерах северной Фенноскандии в

-у целом находится в пределах от 1 до 4 мг/см -год, только в двух финляндских озерах он приближается к 10 мг/см -год.

Увеличение концентраций М и Си в ДО озер северной Фенноскандии датируется 3040-ми годами и связанно с началом горно-металлургической деятельности на территории Северной Норвегии и Мурманской области. С увеличением расстояния от источников загрязнения уменьшаются концентрации № и Си в поверхностных слоях ДО и снижается разброс содержаний в целом по колонке. Значительное увеличение концентраций РЬ датируется концом XIX - началом XX в. С увеличением расстояния от источников загрязнения РЬ становится одним из основных загрязнителей. Особенно это характерно для финляндских озер. Маркерами загрязнения водосборных бассейнов служат Ав и Сб. Начало загрязнения этими элементами датируется серединой XIX в. Это загрязнение связано с развитием промышленности в Европе и России и воздушным трансграничным переносом загрязняющих веществ в высокие широты. Освоение северных территорий и дальнейшее развитие промышленности в Европе сказалось в следующем увеличении концентраций Аз и Сё в начале текущего столетия. Резкое повышение концентраций Аэ на (порядок по сравнению с фоновыми слоями) и Сё в середине XX в. связано с развитием промышленности в послевоенные годы.

Озера, расположенные близи источников загрязнения по превалирующему направлению ветров, имеют концентрации N1, Си, Со, РЬ и Сё в верхних 3-7 см ДО значительно выше, чем фоновые значения. Начиная с глубины 7 см наблюдается увеличение содержаний глобальных загрязнителей - РЬ и Сё.

Сферические карбонатные частицы сажи (КЧ), образующиеся в результате высокотемпературного сжигания топлива, так же как и некоторые органические поллютанты, например полиароматические углеводороды, и выбрасываемые высокими трубами в атмосферу, могут быть использованы для исследования пространственного (используя поверхностные слои) и временного (колонки ДО) распределения загрязняющих веществ, выпадающих из атмосферы. Распределение КЧ в колонках ДО вблизи металлургического комбината подобно таковому, отмеченному для многих озер Европейских стран. Обнаружен период медленного, но устойчивого увеличения концентраций с нижней части колонки до более быстрого увеличения

357 концентраций (с глубины 7-8 см до 1 -2 см), за чем следует пик и снижение в поверхностном слое, что может быть связано с процессами седиментации, а также со снижением атмосферных выбросов. Таким образом, КЧ можно рассматривать как индикатор суммарного антропогенного воздействия на территорию водосборов и на сами водоемы, так как они физически устойчивы к воздействию физико-химических процессов, протекающих в толще ДО, а на ТМ они действуют.

Геохимический состав ДО оз. Имандра, претерпел значительные изменения по всей акватории вследствие как прямого поступления сточных вод предприятий горнометаллургического комплекса, так и аэротехногенного загрязнения водосбора озера и ветровых нагонных течений (Бабинская Имандра). Самые значительные изменения в последние 60-70 лет произошли в толще ДО северного плеса оз. Имандра - Большая Имандра, где происходит лавинное увеличение концентраций N1 и Си по сравнению с глубокими фоновыми слоями. Так в Монче-губе, концентрации N1 увеличились с 50 до 16000 мг/г (или с 0.005 до 1.6%), т.е. в 320 раз. Концентрации Си здесь возросли более, чем в 50 раз (с 25 до 1400 мкг/г).

Исследования вертикального распределения элементов в ДО системы Печоры выявили заметные геохимические изменения и загрязнение окружающей среды в результате интенсивной деятельности геологоразведочных, горно- и нефтедобывающих предприятий на водосборе крупнейшей реки северо-востока европейской части России. Почти повсеместно наблюдается увеличение концентраций Аб, Мп, Бе, Сг по направлению к поверхности ДО. ДО из Усы и Колвы наряду с вышеперечисленными элементами загрязнены также Нд и 8г. Для остальных исследованных элементов в некоторых колонках также обнаружено увеличение содержаний в поверхностных слоях.

Закисление водной толщи озер вызывает уменьшение концентраций металлов по направлению к поверхности ДО (особенно таких мобильных элементов как Сё, Zn, N1, Си, А1) в результате, во-первых, снижения скорости седиментации элементов вследствие уменьшенной адсорбции химических компонентов на осаждающихся частицах, и во-вторых, десорбции (или растворения) соединений металлов из уже осажденного материала. Снижение концентраций органического материала в поверхностных ДО закисленных озер происходит вследствие подавления биологической активности в озерах и увеличения потока минеральных частиц с территории водосбора в результате закисления почв.

Анализ закономерностей вертикального распределения металлов в толще ДО позволил выделить на севере Фенноскандии: 1) локальные процессы, связанные с загрязнением ДО тесно коррелируемых элементов N1, Си и Со; 2) региональные процессы закисления, обуславливающие десорбцию элементов; и 3) глобальные процессы загрязнения РЬ, Сё и по

358 верхностных слоев ДО озер Северного полушария.

Выявлено, что ареалы высоких значений концентраций тесно коррелируемых элементов N1, Си, Со и в поверхностных ДО малых озер севера Фенноскандии совпадают и ограничиваются 40 км локальной зоной вокруг металлургических предприятий. Увеличение содержаний РЬ прослеживается с востока на запад, что отражает общий поток переноса загрязняющих веществ из центра Европы на северо-восток в Арктику. Наряду с РЬ, Сё также является глобальным загрязнителем.

В оз. Имандра наблюдается снижение аккумуляции ТМ (особенно N1 и Си) и щелочных и щелочноземельных металлов в поверхностных ДО по мере удаления от источников загрязнения - комбината "Североникель" и объединения "Апатит", соответственно, но влияние загрязнения сказывается практически по всей акватории оз. Имандра. Корреляционный и факторный анализы концентраций металлов в поверхностных ДО оз. Имандра четко выявили две группы металлов; первую - ТМ (N1, Си, Ъа., Со, Сё, РЬ), и вторую - щелочные и щелочноземельные металлы (К, Иа, 8г, Са), которые поступают в озеро из двух различных источников - первая со стоками комбината "Печенганикель", вторая - объединения "Апатит". Антропогенный фактор, т.е. загрязнение промышленными предприятиями, является определяющим в процессах формирования химического состава ДО самого большого озера Кольского п-ова - оз. Имандра.

Увеличение содержаний Э04 " в воде, повышенная седиментация отмирающих организмов (сестона), диффузионные потоки 8042~ к границе оксиклина и восстановление сульфатов до сульфидов в анаэробной толще ДО в результате привели к повышенной аккумуляции Б в ДО. Явное снижение концентраций Б в поверхностных слоях ДО является функцией градиента окислительно-восстановительного потенциала и отражением снижения антропогенной нагрузки Б на озеро. В связи с резким падением объемов производства на всех горнометаллургических предприятиях в начале 90-х годов и снижением содержания Б04 " в составе их стоков именно ДО в последние годы являются вторичным источником поступления Б в водную толщу. Концентрации Б в ДО не могут быть использованы для детальной реконструкции трендов современной антропогенной нагрузки 8 на озеро в случае дефицита О2 в придонных слоях воды и ДО.

За более чем 60-летний период деятельности предприятий горно-металлургического комплекса на территории водосбора оз. Имандра в ДО накоплено 4600 т N1, 960 т Си, 120 т Со, 250 т /п, 11 т Сё, 200 т РЬ. 60-70 % аккумулированных N1, Си, Со, Сё и 7п приходится на северную часть озера - плес Большая Имандра, на Йокостровскую - 15-30 %, и только РЬ в этих плесах накоплено в одинаковых количествах. В восточной части озера - плесе Бабинская

359

Имандра - количество аккумулированных ТМ находится в диапазоне 1-18 % (максимальное -для Ъп). Распределение ТМ в воде и ДО отдельных плесов озера определяется расположением точечных выпусков сточных вод предприятий горно-металлургического комплекса и схемой течений в озере. Накопленные в ДО металлы могут представлять опасность загрязнения воды озера этими металлами в будущем, в особенности в плесе Большая Имандра, например, при проявлении процессов эвтрофикации в условиях дефицита О2. Мощность загрязненных ДО на большей части акватории озера равна 10 см. Средняя скорость осадконакопления в оз. Имандра оценивается равной 1.5 мм/год.

Атмосферные выбросы N1, Си, Со, Сс1 и Ъл плавильных цехов и стоки шламоотвалов, хво-стохранилищ и рудников комбината "Печенганикель" являются основным источником повышенных содержаний ТМ в озерах нижнего течения озерно-речной системы Пасвика. Анализ накопления N1, Си, Со, 2п в ДО акваторий системы оз. Инари - р. Пасвик не выявил какого-либо влияния атмосферных выбросов плавильных цехов на оз. Инари и верхнее и среднее течение Пасвика. Другая картина распределения характерна для РЬ - увеличение концентраций в верхних слоях ДО отмечено в озерах Инари и озер верховья Пасвика.

Максимальные концентрации ТМ отмечены в поверхностных слоях ДО оз. Куэтсъярви. Заметное увеличение содержания ТМ, совпадающее с началом антропогенной нагрузки на озеро (1932 г.), отмечается с глубины 10-15 см; резкий скачок концентраций, связанный с началом использования норильской руды (1971 г.), отмечен на глубине 4-6 см. За последние 60 лет средняя скорость осадконакопления в центральной части озера равна 1.59 мм/год, за последние четверть века - 1.67 мм/год; в южной части она несколько выше - 2.54 и 3 мм/год соответственно. За более чем 60-летний период деятельности предприятия горнометаллургического комплекса в ДО оз. Куэтсъярви накоплено 310 т №, 120 т Си, 14 т Со, 19 т гп, 0.087 т Сё, 0.78 т РЬ и 0.053 т

Территориальное распределение элементов и соединений в поверхностном слое ДО системы Печоры отличается от распределения в малых озерах севера Фенноскандии, потому, что текучими водами реки и ее притоков загрязняющие вещества разносятся на значительные расстояния и откладываются в спокойных, застойных зонах, далеко от источников загрязнения. Почти повсеместно наблюдается увеличение концентраций Аэ, Мп, Бе, Сг в поверхностных ДО системы Печоры. Поверхностные ДО Усы и Колвы наряду с вышеперечисленными элементами загрязнены также ^ и Бг. Для остальных исследованных элементов обнаружено увеличение содержаний в поверхностных слоях нижнего течения и устья Печоры. Наибольшие концентрации нефтепродуктов (до 1250 мкг/г сух. веса) в ДО системы Печора отмечены в приустьевых и дельтовых участках реки. По результатам наших исследова

360 ний установлено, что ДО системы Печоры не загрязнены органическими поллютантами (хлорорганическими пестицидами, полихлорированными бифенилами), за исключением полициклических ароматических углеводородов на территории нефтесборника на Колве, где обнаружены максимальные концентрации ПАУ за счет больших концентраций фенантрена, пирена, 1- и 2-метилнафталина и перилена, но здесь вообще не было обнаружено бенз/а/пирена, соединения - индикаторного представителя ПАУ в ДО.

В оз. Имандра отмечено увеличение доли биодоступных форм N1 и Си, определяемых в результате ацетат аммонийной вытяжки, при повышении концентраций в поверхностных загрязненных ДО, тем самым увеличивая экологическую опасность для гидробионтов и для экосистемы озера в целом. Для другого загрязняющего металла - Хп, такой закономерности не выявлено и существенных различий в распределении биодоступных форм Хп в целом (по поверхностным + фоновым слоям), поверхностным и фоновым ДО оз. Имандра не отмечено. С увеличением валовых концентраций Мп и Бе в ДО оз. Имандра, в отличие от N1 и Си, процент биодоступных форм, наоборот, снижается. Для щелочных металлов № и К, которые поступают в озеро не только из природных источников, но приносятся также со сточными водами промышленных предприятий характерно небольшое увеличение процента биодоступных форм с ростом валовых концентраций в ДО оз. Имандра.

По регрессионным зависимостям между концентрациями металлов в воде и поверхностных слоях ДО и значениям ПДКрбхз. установлены величины концентраций металлов в ДО, которые могут быть предложены в качестве ПДК для пресноводных ДО (в мкг/г сух. веса): № - 200, Си - 30, Ъъ - 200, Мп - 400, РЬ - 500, Сс1 - 1.5, А1 - 25000 (2.5%). Сравнение величин ПДКдо и Сп показало, что для ряда элементов (Ъп, Сё, А1) их значения примерно равны, для Си и Мп величины Сп больше, а для N1 и РЬ больше ПДКдо, причем для РЬ - в 25 раз. Полученные результаты могут говорить о несовершенстве принятых в России величин ПДКрбхз. • Для № и особенно для РЬ величины ПДКрбхз. завышены. Величина ПДКрбхз. в 100 мкг/л для одного из самых токсичных ТМ - РЬ - завышена как минимум на порядок. Таким образом, необходимо пересмотреть и определить величины ПДКрбхз. с учетом региональных особенностей формирования качества поверхностных вод и функционирования организмов в водных экосистемах. Полученные зависимости концентраций металлов в воде и ДО могут быть использованы для реконструкции содержания металлов в воде в прошлом с использованием датирования ДО и для прогноза содержаний металлов в воде в зависимости от их концентраций в ДО, и наоборот.

Наибольшей аккумулирующей способностью по отношению к N1 и высокими коэффициентами корреляции с валовыми и биодоступными концентрациями этого элемента в ДО обладают наиболее функционально важные органы сигов - почки, печень и жабры. Это может

361 быть хорошим индикатором загрязнения поверхностных вод этим металлом. Уровни заболеваемости сиговых рыб находятся в тесной зависимости от валовых и биодоступных концентраций N1 в ДО. С увеличением валовых и биодоступных концентраций Си и Хп в ДО происходит снижение содержания этих ТМ в функционально важных органах сигов - печени, почках и жабрах что обусловлено как особенностями метаболизма этого металла, так и антагонистическим взаимодействием с другими элементами, прежде всего - №. Влияние повышенных концентраций Си, Ъа. и Со в ДО на состояние сигов при загрязнении поверхностных вод рядом ТМ ведет к увеличению их заболеваемости, коэффициенты корреляции заболеваемости сигов с биодоступными концентрациями немного выше, но даже с валовыми концентрациями они достаточно высоки. Комбинация №, Си, Хгх и Со для рыб во много раз токсичнее, чем каждый элемент в отдельности. Распределение Мп в органах и тканях сигов от его валовых и биодоступных концентраций в ДО отличается от ранее рассмотренных металлов - от валовых имеет обратную зависимость, от биодоступных - положительную. Аккумуляция Мп в органах сигов определяется концентрацией биодоступных форм в ДО. Марганец для водных организмов можно считать малотоксичным. Бг обладает высокой биофильностью, способен накапливаться во всех системах организма рыб, в максимальных количествах - в скелете. С повышенными концентрациями 8г в воде и ДО и его аккумуляцией в жизненно-важных органах сигов связаны развитие почечно-каменной болезни, патологии костных тканей (сколиоз), нарушение процессов развития и окостенения черепной коробки (остеопароз), что связано с замещением солей Са другими элементами, в данном случае 8г. Выявлены достоверные зависимости заболеваемости сигов (процент больных рыб, патологии почек и индекс заболеваемости рыб) от валовых концентраций Бг в ДО. Выявлена четкая зависимость накопления А1 в печени, скелете, жабрах сигов от его содержания в ДО. С увеличением валовых концентраций А1 в ДО возрастает заболеваемость сигов. В наших наблюдениях получены уникальные данные по антропогенным нагрузкам и откликом гидробионтов на это воздействие, которые могут быть использованы для разработки теоретических основ оценки антропогенного влияния, его ограничения и снижения.

Для оценки загрязнения пресноводных экосистем использовалась методика определения индекса экологической опасности, предложенная шведским ученым Л. Хокансоном (На-капзоп, 1980), и адаптированная для условий европейского севера. Коэффициент загрязнения (С/) подсчитывался как частное от деления концентрации элемента или соединения в поверхностном сантиметровом слое к доиндустриальному фоновому значению. Степень загрязнения (Са) определялась как сумма коэффициентов загрязнения для всех загрязнений.

Очень высокие значения Са отмечены в малых озерах территории Кольского п-ова на рас

362 стоянии до 10 км от источников загрязнения, значительные значения - до 15 км, а умеренные - до 40 км, причем, озера, расположенные по превалирующему направлению господствующих ветров (к северо-западу от комбинатов), имеют большие значения Са

В оз. Имандра максимальные (высокие) значения С/ (по N1, Си, Со) и Са отмечены в Мон-че-губе (зона И-1), куда поступают стоки комбината "Североникель". Плесы Большая и Йо-костровской Имандра имеют значительную степень загрязнения. На этой акватории оз. Имандра высокие значения С/ характерны для N1, умеренные и значительные значения - для Си и Нд. Низкие и умеренные значения С г и умеренные значения Са характерны для плеса Бабинская Имандра.

В системе Пасвика максимальным (высоким) значением Са характеризуется оз. Куэтсъяр-ви, загрязняемое сточными водами комбината "Печенганикель". В ДО оз. Бьерневатн (низовья Пасвика) отмечены значительные значения Са, в озерах Инари и средней и верхней части Пасвика - значения Са на границе между низкими и умеренными.

Высокие значения Са имеют акватории нижнего течения и дельтовой части Печоры - Голодная и Коровинская губы. Наибольший вклад в эти значения вносят высокие коэффициенты загрязнения по нефтепродуктам. В акваториях Ко л вы, Усы и Печоры выше и ниже впадения Усы значения Са в основном на границе между низкими и умеренными.

Для количественного определения экологической опасности элементов и соединений определялись значения коэффициента экологической опасности (Ег1), как произведение значений токсичного коэффициента элемента на С/. Значения индекса экологической опасности (Ы) определялись как сумма Ег1 для всех элементов. Очень высокие значения Ш отмечены в малых озерах на расстоянии до 10 км от источников загрязнения, значительные значения - до 15 км и умеренные значения - до 40 км, следовательно, деятельность металлургических комбинатов представляет экологическую опасность для водных экосистем на расстоянии до 40 км. Ртуть, несмотря на умеренные и низкие средние значения С^ в малых озерах, имеет высокие и значительные значения Ег1, вследствие высокого значения коэффициента токсичности. После на втором месте по значениям Ег' в индустриальных районах стоит N1 благодаря очень высоким значениям С/, а на территориях, удаленных от комбинатов цветной металлургии - Сё, опять же как и Щ, вследствие высокого значения коэффициента токсичности.

В оз. Имандра наибольшее значение Ы отмечено для Монче-губы (И-1). Очень высокие значения Ег1 имеют N1 и Щ, высокие - Си, значительные - Со и Сё. Остальные металлы характеризуются низкими значениями Ег1. Далее, по мере удаления от главного источника загрязнения ТМ в плесе Большая Имандра (И-2—И-4), значения Ш несколько снижаются, но они остаются значительными. В этих зонах Н§ характеризуются очень высокими значениями

363

Err, Ni - значительными, Cd - умеренными, остальные металлы - низкими. В Иокостровской и Бабинской Имандре (И-5—И-9) практически все ТМ (Ni, Си, Zn, Со, РЬ, Сг и Zn) имеют низкие значения Ег1, и данные металлы, накопленные в ДО этих акваторий оз. Имандры, не составляют большой угрозы для жизнедеятельности водных организмов. Умеренные значения Ег1 характерны для Cd, высокие - Hg. В целом, высокую экологическую опасность по всей акватории оз. Имандра составляет Hg, значительную и умеренную - Cd. Высокую и значительную экологическую опасность представляет Ni в плесе Большая Имандра.

Значения RI в оз. Имандра имеют тесную отрицательную корреляционную связь со значениями одного из главных показателей экологического состояния - индекса видового разнообразия, и отношения биомассы (В) к численности (N) фитопланктона, а также очень тесную корреляционную связь с наиболее информативными показателями состояния зоопланктона: отношения биомасс ракообразных (BCrust) к коловраткам (BRot) и продукции (Р) и процентного соотношения биомассы (В) и численности (N) таксономических групп зоопланктона (коловратки - Rotatoria, ветвистоусые рачки - Cladocera, веслоногие рачки - Copepoda). Отмечена высокая корреляция между RI и индексом видового разнообразия зообентоса и диатомовых водорослей,

В оз. Имандра обнаружена также высокая отрицательная корреляционная зависимость RI с индексом заболеваемости рыб, количеством больных рыб и рыб с патологиями почки. При появлении и усилении антропогенной нагрузки и превышении в ДО величины средней фоновой концентрации плюс одно стандартное отклонение в водной экосистеме происходят отрицательные изменения, выражающиеся в появлении различных негативных последствий в пресноводных сообществах.

В системе Пасвика высокие значения RI имеет оз. Куэтсъярви, наибольший вклад в эти значение оказывают Hg, на втором месте по экологической опасности в оз. Куэтсъярви стоят Ni и Си (высокая экологическая опасность) вследствие высоких значений Ег1. Умеренная экологическая опасность характерна для озер нижнего течения Пасвика. Высокую экологическую опасность здесь составляет Hg, значительную - Cd, остальные металлы - низкую. Остальные исследованные озера системы Пасвика имеют значения RI переходные между низкими и умеренными. Наибольшие значения (на границе между значительными и высокими) Ег1 составляет, как и в других озерах системы Пасвика, Hg, Cd - на границе между умеренными и значительными, остальные металлы - низкие. Таким образом, как и при исследовании экологического состояния малых озер обнаружено закономерное увеличение экологической опасности вблизи металлургического комбината, которую создают Ni и Си, и практически повсеместная высокая экологическая опасность, характерная для Hg и Cd. Значения Cd и RI в озерах системы Пасвика имеют тесную положительную корреляционную связь с частотой

364 встречаемости патологий малотычинковых сигов. Наибольшие значения коэффициента корреляции (г=+0.91) установлены между значениями Са и М и процентом рыб с патологиями почки.

Высокую экологическую опасность исследуемые загрязняющие вещества представляют в нижнем течении и дельтовой части Печоры и акватории Колвы. Основную часть в эти высокие значения вносят нефтепродукты, которые здесь имеют очень высокие значения Ег. На акватории Колвы высокую и значительную экологическую опасность представляют также Щ и Сё. Значительная экологическая опасность исследуемых загрязняющих веществ отмечается на акватории Усы и прилегающей к ее устью акватории Печоры. Высокую и значительную экологическую опасность здесь составляют Щ и Сё, т.е. влияние нефтепродуктов на этих акваториях здесь снижается. Умеренная экологическая опасность загрязняющих веществ наблюдается на акваториях, удаленных от источников загрязнения нефтепродуктами и металлами, и где гидрологические условия не способствуют аккумуляции загрязняющих веществ, хотя и здесь высокую экологическую опасность представляют нефтепродукты и значительную - Сё. Следовательно, выявлено различие между экологическими ситуациями системы Печоры и озер севера Фенноскандии. Для системы Печоры основным опасным веществом является нефтепродукты и, в меньшей степени, Сё и Н§, а для озер севера Фенноскандии - в индустриальных районах - в первую очередь Щ и №, а в районах, удаленных от индустриальных центров - Щ и Сё. Но как видно из перечня веществ, высокотоксичные ТМ Н§ и Сё представляют серьезную экологическую опасность для обоих регионов, и загрязнение окружающей среды и Сё является глобальной экологической проблемой современности.

Результаты исследований и в частности, определение значений Са и М, могут быть использованы в различных научно-исследовательских и проектных организациях при проведении следующих работ:

1) планирования и реализации природоохранных мероприятий на территории Севера;

2) проведения комплексных исследований по оценке вклада различных производств в поступление загрязняющих веществ в поверхностные воды;

3) создания сети мониторинга экологического состояния водных экосистем;

4) определения экологического состояния водоемов с точки зрения их пригодности к промышленному рыбоводству;

5) определения санитарного состояния водоемов и пригодности их для питьевого водоснабжения.

Библиография Диссертация по географии, доктора географических наук, Даувальтер, Владимир Андреевич, Апатиты

1. Алекин O.A. Основы гидрохимии. JL, 1953. - 296 с.

2. Алекин O.A. Химия океана. JL, 1966.

3. Алексеева Т.А., Теплицкая Т.А. Спектрофлуориметрические методы анализа ароматических углеводородов в природных и техногенных средах. Л.: Гидрометеоиздат, 1981. - 215 с.

4. Алещукин Л.В. Геохимия меди, никеля и железа в почвах Мурманского Заполярья // Материалы к геохимии ландшафтов Кольского полуострова. М.: Изд-во МГПИ, 1972. - С. 69-94.

5. Антонов A.A. Вынос элементов подземными водами из интрузивных массивов центральной части Кольского полуострова и гидрохимические показатели пород // Рельеф и геологическое строение осадочного покрова Кольского полуострова. М.-Л.: Наука, 1964.

6. Арманд А.Д. Развитие рельефа Хибин и Прихибинской равнины. Апатиты, 1964. - 224 с.

7. Атлас Мурманской области. Мурманск, 1971. - 33 с.

8. Афанасьев А.П. Глинистые минералы четвертичных отложений некоторых районов Кольского полуострова // Четвертичные отложения и грунтовые воды Кольского полуострова. М.-Л.: Наука, 1964.

9. Багрова Г.М. Радиационный баланс озер Кольского полуострова // Озера различных ландшафтов Кольского полуострова, ч. I. Л.: Наука, 1974. - С. 124-148.

10. Бакланов А.А, Макарова Т.Д. Загрязнение сернистым газом в районе советско-норвежской границы // Эколого-географические проблемы Кольского Севера. Апатиты, 1992. - С. 114-129.

11. Баранов И.В. Лимнологические типы озер СССР. Л.: Гидрометеоиздат, 1962. - 276 с.

12. Барановская В.К., Фефилова Е.Б. Зоопланктон рек Ухта и Ижма в условиях антропогенного загрязнения // Биологические последствия хозяйственного освоения водоемов европейского Севера. Сыктвыкар: Коми НЦ УрО РАН, 1995, № 142. - С. 103-114.

13. Батиева И.Д. Петрология щелочных гранитоидов Кольского полуострова. Л.: Наука, 1976. - 222 с.

14. Бекасова Н.Б., Мирская Д.Д., Пушкин Г.Ю. Этапы и эволюция преобразования в среднем протерозое Кольского полуострова // Докембрийские коры выветривания. М.: Изд-во ВИМС, 1975.- 116-125 с.

15. Белоконь В.П., Нахшина Е.П. Формы нахождения тяжелых металлов в донных отложениях водохранилищ Днепра. II. Кадмий, свинец // Гидробиол. журнал, 1990, Т. 26, № 2. С. 83-89.

16. Бельков И.В. Кианитовые сланцы свиты Кейв. М.-Л.: Изд-во АН СССР, 1963. - 322 с.

17. Белых Л.И., Пензина Э.Э., Попов Л.Г., Баженов Б.Н., Хуторянский В.А., Серышев В.А. Бенз/а/пирен в воде и донных отложениях Ангары, Байкала и их притоков // Водные ресурсы. 1997. Т. 24, № 6. - С. 734-739.

18. Большие озера Кольского полуострова / К.Г. Купецкая, И.И. Великорецкая, Б.Г. Венус и др. Л.: Наука, 1976. - 349 с.

19. Богданов Ю.А. Пелагический осадочный процесс в Тихом океане // Автореф. дис. доктора геол.-минерал, наук. М., 1980. 44 с.

20. Богданов Ю.А. Биогенная дифференциация осадочного материала и вопросы зональности пелагической седиментации в Тихом океане // Климатическая зональность и осадкообразование. М., 1981. С. 102-112.369

21. Богданова Е.А. Экологическая характеристика паразитофауны рыб в различных районах Ладожского озера в условиях реконструкции его гидробиоценозов // Сб. науч. трудов Гос-НИОРХ, 1988. Вып. 285. - С. 33-43.

22. Богданова Е.А. Эколого-ихтиопаразитологический мониторинг при многофакторном загрязнении естественных водоемов // Сб. науч. трудов ГосНИОРХ, 1990. Вып. 313. - С. 50-77.

23. Богданова Е.А. Ихтиопаразитологическая ситуация в некоторых крупных озерах северо-запада России в период преобразования их экосистем // Сб. науч. трудов ГосНИОРХ, 1990.-Вып. 313.-С. 143-161.

24. Бреховских В.Ф. Гидрофизические факторы формирования кислородного режима водоемов. М: Наука, 1988. - 168 с.

25. Бреховских В.Ф., Вишневская Г.Н., Ломова Д.В., Шакирова Е.Р. О роли донных отложений в балансе растворенного кислорода в Можайском водохранилище // Водные ресурсы. -1998а.-Т. 25, № 1,-С. 43-45.

26. Бреховских В.Ф. Волкова З.В., Вишневская Г.Н. Изменение элементов экосистем в подводных карьерах для добычи нерудных строительных материалов // Водные ресурсы. -19986. Т. 25, № 4. - С. 448-454.'

27. Брюханов А.П., Крюков Е.В., Назаров И.М., Рябошапка А.Г. Оценка переноса двуокиси серы и сульфатов на территорию СССР. Тр. Ин-та прикл. геофиз. - М., 1982.- Вып. 41. - С. 14- 21.

28. Вандыш О.И. Особенности структурно-функциональных показателей зоопланктона водоемов Кольского региона в условиях разнофакторного антропогенного загрязнения // Авто-реф. на сооиск. уч. степ. канд. биолог, наук. С.-Петербург: Ин-т озероведен., 1998. 28 с.

29. Варенцов Л.Н., Матренинская З.Д. Проникновение солнечной радиации в водную толщу некоторых озер Кольского полуострова // Озера различных ландшафтов Кольского полуострова, ч. I. Л.: Наука, 1974. - С. 149-155.

30. Великорецкая И.И. Ланшафтная структура озерных районов Кольского полуострова // Озера различных ландшафтов Кольского полуострова, ч. I. Л.: Наука, 1974. - С. 21-49.

31. Веницианов Е.В., Рубинштейн Р.Н. Динамика сорбции из жидких сред. М.: Наука, 1983. - 238 с.

32. Веницианов Е.В. Некоторые особенности сорбции тяжелых металлов слоем донных отложений и почвогрунтов // Водные ресурсы. 1998. - Т. 25. - № 4. - С. 462-466.

33. Венус Б.Г. Генезис озерных котловин в различных ландшафтах Кольского полуострова // Озера различных ландшафтов Кольского полуострова, ч.Т. Л., Наука, 1974. - С. 4-20.

34. Ветрин В.Р. Первичный состав и петрохимические особенности древнейших гранитоидов Кольского полуострова // Магматические комплексы докембрия северо-восточной части Балтийского щита. Апатиты, 1983. - С. 11- 32.

35. Виноградов А. П. Геохимия редких и рассеянных химических элементов в почвах. М.: Изд-во АН СССР, 1950.-278 с.

36. Виноградов А. П. Геохимия. М.: Наука, 1962а. - 362 с.

37. Виноградов А. П. Среднее содержание химических элементов в главных типах изверженных370горных пород земной коры // Геохимия. 19626. - № 7. - С. 555-571.

38. Власова Т.А. Гидрохимия главных рек. Сыктывкар: Коми НЦ УрО РАН, 1988. - 150 с.

39. Влияние сточных вод и лесосплава на рыбохозяйственные водоемы и ущерб, наносимый загрязнением рыбной промышленности СССР. JL: Изв. ГосНИОРХ, 1967, Т. 66. С. 38-40.

40. Волков И.И., Севастьянов В.Ф. Перераспределение химических элементов в диагенезе осадков Черного моря // Геохимия осадочных пород и руд. М.: Наука, 1968. - С. 134-182.

41. Воробьева O.A. Предисловие // Щелочные граниты Кольского полуострова. M.-JL: Изд-во АН СССР, 1958.-3-10 с.

42. Воробьева Д.Г. Некоторые результаты гидрологического исследования озера Большая Имандра // Вопросы энергетики Кольского полуострова Апатиты: Изд-во Кольского ФАН СССР, 1975. - С. 126-132.

43. Вредные химические вещества. Неорганические соединения элементов I-IV групп. Справ, изд. / Под ред. В.А. Филова и др. Л.: Химия, 1988. - 512 с.

44. Вредные химические вещества. Неорганические соединения элементов V-VIII групп. Справ, изд. / Под ред. В.А. Филова и др. Л.: Химия, 1989. - 592 с.

45. Вредные химические вещества. Углеводороды. Галогенопроизводные углеводородов. Справ, изд. / Под ред. В.А. Филова и др. Л.: Химия, 1990. - 732 с.

46. Вулканизм и седиментогенез докембрия северо-востока Балтийского щита Л.: Наука, 1987. -184 с.

47. Галахов A.B. Петрология Хибинского щелочного массива. Л.: Наука, 1975. - 253 с.

48. Галкин Г.Г., Колюшев А.И., Покровский В.В. Ихтиофауна водохранилищ и озер Мурманской области // Рыбы Мурманской области. Мурманск, 1966. - С. 177-193.

49. Гинзбург И.В. Геологическое положения и внутренняя тектоника щелочных гранитов на Кольском полуострове // Щелочные граниты Кольского полуострова. М.-Л., 1958. - С. 213-224.

50. Глазовская М.А. Геохимические основы типологии и методики исследований природных ландшафтов. М., 1964.

51. Гордеев В.В. Речной сток в океан и черты его геохимии. М., 1983. - 160 с.

52. Горшков В.Г. Влияние перестройки круговоротов углерода и фосфора на биосферу // Эволюция круговорота фосфора и эвтрофикация природных вод. Л.: Наука, 1988. - С. 109-130.

53. Государственный водный кадастр: ежегодные данные о качестве поверхностных вод суши. -Архангельск, 1984-1990. Т. 1 (128). Вып. 9.

54. Григорьев A.A. Основы теории физико-географического процесса. Труды II Всесоюзного географического съезда. - М., 1948, т. I.

55. Грушко Я.М. Вредные неорганические соединения в промышленных сточных водах. Л.: Химия, 1979.- 160 с.

56. Гутельмахер Б.Л., Садчиков А.П., Филиппова Т.Г. Питание зоопланктона // Итоги науки и техники. Общая экология. Биогеоценология. Гидробиология. М.: ВИНИТИ, 1988. - 156 с.

57. Даувальтер В.А. Загрязнение донных отложений водосбора реки Пасвик тяжелыми металлами // Геоэкология. 1997. - № 6. - С. 43-53.

58. Даувальтер В.А. Концентрации металлов в донных отложениях закисленных озер // Водные ресурсы. 1998а. - Т. 25, № 3. - С. 358-365.

59. Даувальтер В.А. Тяжелые металлы в донных отложениях озерно-речной системы озеро Инари река Пасвик // Водные ресурсы. - 19986. - Т. 25, № 4. - С. 494-500.

60. Даувальтер В.А., Моисеенко Т.И., Родюшкин И.В. Геохимия редкоземельных элементов в озере Имандра, Мурманская область // Геохимия. 1999. № 4. - С. 376-383.

61. Даувальтер В.А., Моисеенко Т.И., Родюшкин И.В., Кудрявцева Л.П., Шаров А.Н. Миграция и круговорот серы в субарктическом озере Имандра, загрязняющимся стоками горнометаллургического производства // Геохимия. 1999. - № 6. - С. 626-636.

62. Дегопик И.Я. Гидрохимическая характеристика озер различных ландшафтов Кольского полуострова // Озера различных ландшафтов Кольского полуострова. Ч. II. Л.: Наука, 1974.

63. Денисова А.И. Формирование геохимического режима водохранилищ Днепра и методы его прогнозирования. Киев: Наукова Думка, 1979. - 290 с.

64. Денисова А.И., Нахшина Е.П., Новиков Б.И., Рябов А.К. Донные отложения водохранилищ и их влияние на качество воды. Киев, Наукова думка, 1987. - 162 с.

65. Добровольский В.В. О геохимических особенностях и генезисе тонко дисперсной массы четвертичных отложений. ДАН СССР. - 1962. - Т. 147, № 2.

66. Добровольский В.В. Ландшафтно-геохимические особенности нагорных тундр Кольского полуострова // Почвоведение. 1963. - № 2.

67. Добровольский В.В. Ландшафтно-геохимические особенности Кольского полуострова и их372значение для поисковых работ // Сов. геология. 1964. - № 3.

68. Добровольский В.В. Гипергенез четвертичного периода. М.: Недра, 1966.

69. Добровольский В.В. Минералогия и ландшафтно-геохимическая характеристика четвертичных отложений Кольского полуострова // Материалы к геохимии ландшафтов Кольского полуострова. М.: Изд-во МГПИ, 1972.- С. 3-51.

70. Добровольский В.В., Алещукин J1.B. Некоторые ландшафтно-геохимические особенности северной тайги Кольского полуострова // Почвоведение. 1964. - № 10.

71. Дончева A.B. Ландшафты в зоне воздействия промышленности. М.: Лесная промышленность, 1978.-96 с.

72. Драбкова В.Г. Зональное изменение интенсивности микробиологических процессов в озерах. -Л.: Наука, 1981.-212 с.

73. Евзеров В.Я. О характере выветривания горных пород Кольского полуострова в антропогене // Вопросы формирования рельефа и рыхлого покрова Кольского полуострова. Л.: Наука, 1971.

74. Евсеев A.B., Красовская Т.М. Эколого-географические особенности природной среды районов Крайнего Севера России. Смоленск: Изд-во СГУ, 1996. - 232 с.

75. Евтюгина З.А. О формировании ионного состава природных вод в условиях аэротехногенного загрязнения // Проблемы охраны окружающей среды Севера: Тез. докл. науч. конф., Мурманск, 1990. С. 85- 86.

76. Ежегодники качества поверхностных вод и эффективности проведения водоохранных мероприятий по территории деятельности Мурманскгидромета за 1960-1989 гг. Мурманск.

77. Елисеев H.A., Федоров Э.Е. Ловозерский плутон и его месторождения // Материалы лаборатории геологии докембрия. Вып. 1,- М.: Изд-во АН СССР, 1953.

78. Елисеев Э.Н. Геохимия главнейших сульфидных медно-никелевых провинций СССР // Проблемы геохимии. Вып. 1. - Львов: Изд-во ун-та, 1959.

79. Ершова Е.Ю., Веницианов Е.В., Кочарян А.Г., Вульфсон Е.К. Тяжелые металлы в донных отложениях Куйбышевского водохранилища// Водные ресурсы. 1996. - Т. 23. - № 1. - С. 59-65.

80. Загрязнение поверхностных вод в приграничных районах Норвегии и России: Препр./ Ред. М. Свэлле и Г. Калабин. Апатиты, 1994. - 48 с.

81. Зверева О.С. Особенности биологии главных рек Коми АССР. Л.: Наука, 1969. - 275с.

82. Зырин Н.Г., Стоилов Г.П. Использование методов проростков для определения подвижности микроэлементов в почвах и оценки химических методов // Агрохимия. -1964. № 7. - С. 83-92.

83. Зырин Н.Г., Стоилов Г.П. Еще раз о возможности использования метода проростков для определения подвижности микроэлементов в почвах // Агрохимия. 1965. - № 6. - С. 119-128.

84. Израэль Ю.А., Назаров И.М., Прессман А.Я., Ровинский Ф.Я., Рябошапко А.Г., Филлипова Л.М. Кислотные дожди. Л.: Гидрометиздат, 1989. - 269 с.

85. Ильницкий А.П. Экология и рак. Киев: Наук, думка, 1985. - 64 с.

86. Инкина Г.А. Агрегативность бактерий в воде озер Нарочанской группы // Мат-лы 22-й науч. конф. по изучению водоемов Прибалтики "Биологические ресурсы водоемов бассейна373

87. Балтийского моря". Вильнюс, 1987а. - С. 66-67.

88. Инкина Г.А. Бактерии, ассоциированные с частицами взвеси и бактериальные микроколонии в воде озер // Тр. Зоол. ин-та АН СССР. 19876. - Т. 165. - С. 126-135.

89. Исаченко А.Г. Основы ландшафтоведения и физико-географического районирования. М., 1965.

90. Казанский Ю.П. Седиментология. Новосибирск: Наука, 1976. - 271 с.

91. Казанский Ю.П. Введение в теорию осадконакопления. Новосибирск: Наука, 1983. - 223 с.

92. Калесник C.B. Основы общего землеведения. М., Д., 1947.

93. Кашулин H.A. Реакция сиговых рыб на загрязнение Субарктических водоемов тяжелыми металлами: Автореф. дис. канд. биол. наук (03.00.10). М., 1994. - 25 с.

94. Кашулин H.A., Лукин A.A., Амундсен П.-А. Рыбы пресных вод субарктики как биоиндикаторы техногенного загрязнения. Апатиты: Изд-во КНЦ РАН, 1999. - 142 с.

95. Каталоге озер Мурманской области / Под ред. Ф.И. Выдана М.-Л: Изд-во АН СССР, 1962. -146 с.

96. Киселев A.A., Краснобаев А.И., Барабанов A.B. Гигант в Хибинах. Мурманск: кн. изд-во, 1981.- 196 с.

97. Кленова М.В. Геология морей. М.: Учпедгиз, 1948.

98. Козловская В.И., Герман A.B. Полихлорированные бифенилы и полиароматические углеводороды в экосистеме Рыбинского водохранилища // Водные ресурсы. 1977. - Т. 24, № 5. - С. 563-569.

99. Ковальский В.В. Геохимическая экология. М.: Наука, 1974. - 269 с.

100. Кравченко Е.В., Бибичков А.Г. Нефтепродукты в современных морских отложениях как экологический индикатор при дампинге // Гос. проектно-изыскат. ин-т и НИИ мор. транспорта. М., 1988. Деп. в В/О "Мортехинформреклама", 17.10.88. № 917- мф 88.

101. Крайнов С.Р. Геохимия редких элементов в подземных водах ( в связи с геохимическими поисками месторождений). М.: Недра, 1973. - 296 с.

102. Красовская Т.М. Пространственно-временные закономерности накопления тяжелых металлов в экосистемах Воркутинского промышленного района // Биоиндикация состояния природной среды Воркутинской тундры. Сыктывкар: Коми НЦ УрО РАН, 1996, № 143. С. 42-48.

103. Крючков В.В., Макарова Т.Д. Аэротехногенное воздействие на экосистемы Кольского Севера. Апатиты: Изд-во КНЦ, 1989. - 96 с.

104. Крючков В.В., Моисеенко Т.И., Яковлев В.А. Экология водоемов-охладителей в условиях Заполярья. Апатиты, 1985. - 131 с.

105. Кузнецов С.И. Микрофлора озер и ее геохимическая деятельность. Л.: Наука, 1970. - 440 с.

106. Кузнецов В.А., Шимко Г.А. Формы нахождения микроэлементов в осадках и индикация прибрежных обстановок седиментогенеза// Геохимические методы корреляции. Минск., 1982.

107. Купецкая К.Н. Климатическая характеристика отдельных районов Кольского полуострова // Озера различных ландшафтов Кольского полуострова, ч. I. Л.: Наука, 1974. - С. 111-125.

108. Лаврова М.А. Четвертичная геология Кольского полуострова. Л.: Изд-во АН СССР, 1960. - 233 с.

109. Линник П.Н., Набиванец Б.И. Динамика различных форм марганца в воде р. Днепр // Гидро-биол. журнал. 1978. - Т. 14, № 1. - С. 104-110.

110. Линник П.Н., Набиванец Б.И. Динамика различных форм марганца в воде р. Десны // Гидро374биол. журнал. 1979. - Т. 15, № 1. - С. 89-94

111. Линник П.Н., Набиванец Б.И. Формы миграции металлов в пресных поверхностных водах. -Л.: Гидрометеоиздат, 1986. 270 с.

112. Линник П.Н., Васильчук Т.А., Набиванец Ю.Б. Обмен органическими веществами и соединениями металлов в системе "донные отложения вода" в условиях модельного эксперимента // Экологическая химия, 1997, т. 6, № 4. - С. 217-225.

113. Лисицын А.П. Осадкообразование в океанах. М., 1974. - 438 с.

114. Лисицын А.П. Процессы океанской седиментации. М., 1974. - 438 с.

115. Ломтадзе В.Д. Инженерная геология. Инженерная петрология. Л.: Недра, 1970. - 528 с.

116. Ломтадзе В.Д. Инженерная геология. Инженерная петрология. 2-е изд., перераб. и доп. Л.: Недра, 1984.- 511 с.

117. Лопатин Г.В. Эрозия и сток наносов // Природа. 1950. - № 7.

118. Лукашев В.К. Геохимические индикаторы процессов гипергенеза и осадкообразования. -Минск, 1972.

119. Лукашев К.И., Ковалев В.А., Жуковицкая А.Л., Хомич A.A., Генералова В.А. Геохимия озер-но-болотного литогенеза. Минск; 1971.

120. Лукин A.A., Даувальтер В.А. Распределение тяжелых металлов, алюминия и нефтепродуктов в донных отложениях и рыбах бассейна реки Печоры // Биология внутренних вод, 1997.-№2.-С. 70-78.

121. Лукин A.A., Даувальтер В.А., Кашулин H.A., Раткин Н.Е. Влияние аэротехногенного загрязнения на водосборный бассейн озер Субартктики и рыб // Экология. 1998. - № 2. - С. 109-115.

122. Лукин A.A., Даувальтер В.А., Новоселов А.П. Экосистема реки Печоры в современных условиях. М.: Воениздат, 1999 (в печати).

123. Макарова Т.Д., Раткин Н.Е. Комплексный эколого-географический прогноз состояния природной среды Кольского полуострова. Апатиты, 1991. - 40 с.

124. Мартин Р. Бионеорганическая химия токсичных ионов металлов // Некоторые вопросы токсичности ионов металлов. М.: Мир, 1993. - С. 25-61.

125. Метелев В.В., Канаев А.И., Дзасохова Н.Г. Водная токсикология. М., 1971. - 248 с.

126. Методические указания по определению загрязняющих веществ в морских донных отложениях, № 43 // Под ред. С.Г. Орадовского.- М.: Гидромеоиздат, 1979 39 с.

127. Мизандронцев И.Б. Химические процессы в донных отложениях водоемов. Новосибирск: Наука, Сиб. отд-ние, 1990. - 176 с.

128. Минеев Д.А., Макарочкин Б.А., Жабин А.Г. К изучению поведения лантаноидов в процессах изменения редкоземельных минералов // Геохимия. 1962. - № 7. - С. 590-597.

129. Миронова Н.Я. Летний температурный режим озер Кольского полуострова // Накопление вещества в озерах. М., Наука, 1964. - С. 47-59.

130. Моисеенко Т.И., Яковлев В.А. Антропогенные преобразования водных экосистем Кольского Севера. Л.: Наука, 1990. - 220 с.375

131. Моисеенко Т.И. Закисление и загрязнение тяжелыми металлами поверхностных вод Кольского Севера. Апатиты, 1991. - 48 с.

132. Моисеенко Т.И. Эколого- токсикологические основы нормирования антропогенных нагрузок на водоемы Субарктики (на примере Кольского Севера): Дис. докт. биол. наук (03.00.16-экология). Апатиты, 1992. - 334 с.

133. Моисеенко Т.И. Закисление поверхностных вод Кольского Севера: Критические нагрузки и их превышения // Водные ресурсы. 1996. - Т. 23, № 2. - С. 200-210.

134. Моисеенко Т.И. Теоретические основы нормирования антропогенных нагрузок на водоемы Субарктики,- Апатиты: Изд-во КНЦ, 1997,- 261 с.

135. Моисеенко Т.И. Оценка экологической опасности в условиях загрязнения вод металлами // Водные ресурсы. 1999. - Т. 26, № 2. - С. 186-197.

136. Моисеенко Т.И., Лукин A.A., Кашулин H.A. Сиг как тест-объект для биоиндикации качества вод озер Крайнего Севера // Современные проблемы сиговых рыб. - Владивосток, 1991.-С. 213-224.

137. Моисеенко Т.И., Петрова Н.В. Изменение химического состава поверхностных вод Кольского Севера под влиянием кислых осадков // Эколого-географические проблемы Кольского Севера. Апатиты: Изд-во КНЦ РАН, 1992. - С. 36-46.

138. Моисеенко Т.И., Родюшкин И.В., Даувальтер В.А., Кудрявцева Л.П. Формирование качества вод и донных отложений в условиях антропогенных нагрузок на водоемы арктического бассейна (на примере Кольского Севера). Апатиты: Изд-во КНЦ РАН, 1996. - 263 с.

139. Моисеенко Т.И., Даувальтер В.А., Родюшкин И.В. Геохимическая миграция элементов в субарктическом водоеме (на примере озера Имандра). Апатиты: Изд-во КНЦ, 1997а. -127 с.

140. Моисеенко Т.И., Даувальтер В.А., Каган Л.Я. Горные озера как маркеры загрязнения воздуха // Водные ресурсы. 19976. - Т. 24, № 5. - С. 600-608.

141. Моисеенко Т.И., Даувальтер В.А., Родюшкин И.В. Механизмы круговорота природных и антропогенных металлов в поверхностных водах Субарктики // Водные ресурсы. 1998. - Т. 25,№2.-С. 231-243.

142. Мур Дж.В., Рамамурти С. Тяжелые металлы в природных водах. М.: Мир, 1987. - 285 с.

143. Назаров Г.В. Водопроницаемость почв и условия формирования стока в бассейне Сеньозера // Озера различных ландшафтов Кольского полуострова, ч. I. Л.: Наука, 1974. - С. 78-87.

144. Нахшина Е.П. Микроэлементы в водохранилищах Днепра. Киев: Наукова Думка, 1983.- 158 с.

145. Нахшина Е.П. Тяжелые металлы в системе "вода-донные отложения" водоемов (обзор) // Гидробиол. журнал. 1985. - Т. 21, № 2. - С. 80-90.

146. Нахшина Е.П., Малиновская Л.А., Белоконь В.Н., Зубенко И.Б. Баланс микроэлементов (тяжелых металлов) в водохранилищах днепровского каскада. Киев: Наукова думка, 1985. - 40 с.

147. Нахшина Е.П., Белоконь В.П. Формы нахождения тяжелых металлов в донных отложениях водохранилищ Днепра. I. Марганец // Гидробиол. журнал. 1990. - Т. 26, № 1. - С. 76-81.

148. Нахшина Е.П., Белоконь В.П. Распределение тяжелых металлов в донных отложениях водохранилищ Днепра // Водные ресурсы. -1991. № 5. - С. 86-93.

149. Никаноров A.M., Посохов Е.В. Гидрохимия. Л.: Гидрометеоиздат, 1985. - 231 с.

150. Никаноров A.M., Жулидов A.B., Покаржевский А.Д. Биомониторинг тяжелых металлов в пресноводных экосистемах. Л.: Гидрометеоиздат, 1985. - 144 с.376

151. Никаноров A.M., Жулидов A.B. Биомониторинг металлов в пресноводных экосистемах. JL: Гидрометеоиздат, 1991.-312с.

152. Никонов В.В. Почвообразование на северном пределе сосновых биоценозов. JL: Наука, 1987. - 141 с.

153. Новиков Б.И. Донные отложения днепровских водохранилищ. Киев: Наук, думка, 1985. - 172 с.

154. Остапеня А.П. Детрит и его роль в водных экосистемах // Общие основы изучения водных экосистем. Л., 1979. - С. 257-271.

155. Остапеня А.П. Детрит в водных экосистемах // Тез. докл. 5-го съезда Всесоюзн. гидробиол. общества. Ч. 1. Куйбышев, 1986. - С. 205-206.

156. Остапеня А.П., Дубков Н.В. Сестон и деструкционные процессы в евтрофном озере // Тез. докл. 5-го Всесоюз. лимнол. совещ. "Круговорот вещества и энергии в водоемах". Иркутск, 1981. - Вып. 1. - С. 27-28.

157. Отчет о природоохранной деятельности Госкомприроды Республики Коми за 1992 г. Сыктывкар, 1993.

158. Павельева Е.Б. Вертикальное распределение, сезонная динамика сестона и роль детрита в экосистеме оз. Дальнего // Гидробиол. журнал. 1974. - Т. 10, № 3. - С. 20-24.

159. Пампура В.Д., Кузьмин М.И., Гвоздков А.Н., Антипин B.C., Ломоносов И.С., Хаустов А.П. Геохимия современной седиментации оз. Байкал // Геология и геофизика. 1993. - № 10-11.-С. 52-67.

160. Палеолимнологический подход к изучению антропогенного воздействия на озера. Л.: Наука, 1981.

161. Переверзев В.Н. Биохимия гумуса и азота почв Кольского полуострова. Л.: Наука, 1987.

162. Перевозников М.А., Богданова Е.А., Пономаренко A.M. Распространение тяжелых металлов среди различных звеньев экосистемы бассейна Ладожского озера. Сообщение I // Сб. науч. тр. ГосНИОРХ. 1990. - Вып. 313. - С. 25-43.

163. Перельман А.И. Геохимия ландшафта М.: Высш. шк., 1975.- 341 с.

164. Перельман А.И. Геохимия ландшафта. М.: Высш. шк., 1983. - 342с.

165. Перельман А.И. Атомы-спутники. М.: Наука, 1990. - 176 с.

166. Петрова И.В. Уровень загрязнения донных отложений р. Волхов и прибрежья Ладожского озера// Сб. науч. тр. ГосНИОРХ. 1988. - Вып. 285. - С. 51-66.

167. Петрова И.В. Влияние дноуглубительных работ на состав донных отложений озера Белого // Сб. науч. тр. ГосНИОРХ. 1990. - Вып. 313. - С. 162-168.

168. Петрова И.В., Свиридов В.В. Ртуть, кадмий и свинец в сестоне реки Волхов, Ладожского озера и реки Невы // Сб. науч. тр. ГосНИОРХ. 1988. - Вып. 285. - С. 67-74.

169. Петрова И.В., Дурнова Н.Б. Химический состав донных отложений как показатель антропогенного воздействия на водоем (на примере озера Белого Вологодской области) // Сб. науч. тр. ГосНИОРХ. 1990. - Вып. 313. - С. 227-245.

170. Печников A.B. Поступление и распределение тяжелых металлов в пределах охраняемых природных комплексов // Автореф. на сооиск. уч. степ. канд. химич. наук. М.: Рос. хим.-технол. ун-т, 1998. 20 с.

171. Полынов Б.Б. Кора выветривания. Л., 1934, ч. I.

172. Приймаченко А.Д. Фитопланктон и первичная продукция Днепра и днепровских водохранилищ. Киев: Наукова думка, 1981. - 278 с.377

173. Разработка генеральной схемы использования и охраны водных ресурсов на период до 2020 г.: Отчет о НИР/ ПИНРО; Руководитель Ю.А. Симуков. Мурманск, 1975. - 308 с.

174. Раткин Н.Е., Макарова Т.Д. Роль снежного покрова в загрязнении ландшафтов Мурманской области // Эколого-географические проблемы Кольского Севера. Апатиты: Изд-во КНЦ РАН, 1992. - С. 20-35.

175. Ресурсы поверхностных вод СССР // Т.С. Антонова, Ю.Л. Елшин, М.Г. Тушинская и др. Л.: Гидрометеоиздат, 1970. - Т. 1. - 316 с.

176. Рихтер Т.Д. Физико-географический очерк озера Имандра и его бассейна. Л., 1934. 144 с.

177. Рихтер Т.Д., Чикишев А.Г. Север европейской части СССР. Очерк природы. М., 1996. - 237 с.

178. Родюшкин И.В. Формы металлов в воде оз. Имандра // Проблемы химического и биологического мониторинга экологического состояния водных объектов Кольского Севера. Апатиты: Изд-во Кольск. науч. центра РАН, 1995. - С. 44-59.

179. Ровинский Ф.Я., Теплицкая Т.А., Алексеева Т.А. Фоновый мониторинг полициклических ароматических углеводородов. Л.: Гидрометеоиздат, 1988. - 244 с.

180. Ровинский Ф.Я., Воронова Л.Д., Афанасьев М.И., Денисова A.B., Пушкарь И.Г. Фоновый мониторинг загрязнения экосистем суши хлорорганическими соединениями. Л.: Гидрометеоиздат, 1990. - 270 с.

181. Россолимо Л.Л. Основы типизации озер и лимнологического районирования // Накопление вещества в озерах. М.: Наука, 1964.- С 5-47.

182. Россолимо Л.Л. Изменение лимнических экосистем под воздействием антропогенного фактора. М.: Наука, 1977. - 205 с.

183. Руководство по химическому анализу поверхностных вод суши. Определение нефтепродуктов в воде и донных отложениях // Под ред. АД. Семенова. Л.: Гидрометеоиздат, 1977. - 540 с.

184. Рухин Л.Б. Основы общей палеогеографии. Л., 1962.

185. Сает Ю.Е., Ревич Б.А., Янин Е.П. и др. Геохимия окружающей среды. М.: Недра, 1990. - 335 с.

186. Самойлова Е.М. Почвообразующие породы. М.: Изд-во МГУ, 1983. - 170 с.

187. Сафронов Н.И. Основы геохимических методов поисков рудных месторождений. Л., 1971.

188. Семенович Н.И. Донные отложения Ладожского озера. М.-Л.: Наука, 1966. - 124 с.

189. Семенович Н.И. Донные отложения Онежского озера. Л.: Наука, 1973. - 104 с.

190. Сергеева Л.В. Геохимическая характеристика некоторых озерных ландшафтов северо-запада // Озера различных ландшафтов северо-запада СССР. Ч. I. Л.: Наука, 1968. - С. 34-58.

191. Сергеева Л.В. Миграция группы микроэлементов в двух различных ландшафтах Кольского полуострова // Озера различных ландшафтов Кольского полуострова, ч. I. Л.: Наука, 1974. - С. 50-77.

192. Сергеева Л.В. Реконструкция палеолимнологических особенностей экосистемы оз. Рудуш-ского // Изменение структуры экосистем озер в условиях возрастающей биогенной нагрузки. Л.: Наука, 1988. - С. 14-19.

193. Сергеева Л.В. Распределение валовых и подвижных форм органического вещества и биогенных элементов в донных отложениях озер // Трансформация органического вещества и биогенных веществ при антропогенном эвтрофировании озер. Л.: Наука, 1989. - С. 32-45.

194. Сергеева Л.В. Геохимические и палеолимнологические индикаторы зональных и локальных показателей в палеолимнологических реконструкциях // Тез. докл. VII Всесоюзн. совещ.,378

195. Т. 3,-Таллин, 1990,- С. 114-115.

196. Сидоренко A.M. Некоторые вопросы изучения осадочного покрова Кольского полуострова// Вопросы геоморфологии и геологии осадочного покрова Кольского полуострова. Вып. 1. - Апатиты, 1960.

197. Сидоренко Г.И., Ицкова А.И. Никель (гигиенические аспекты охраны окружающей среды). -М.: Медицина, 1980. 176 с.

198. Сорокин И.Н. Гидрология и морфометрия малых озер Кольского полуострова // Озера различных ландшафтов Кольского полуострова, ч. I. JL: Наука, 1974. - С. 88-110.

199. Спенсер Д., Дегенс Э., Кульбицкий Д. Факторы, управляющие распределением элементов в осадках // Распространенность элементов в земной коре. М., 1972.

200. Справочники и руководства № 13. ЮНЕСКО, 1984,- 34 с.

201. Страхов Н.М. О сравнительно-литологическом направлении и его ближайших задачах // Бюлл. Моск. Общ-ва испытателей природы, отделение геологии. 1945, № 3-4.

202. Страхов Н.М., Бродская Н.Г., Князева JIM., Разживина А.Н., Ратеев М.А., Сапожников Д.Г., Ши-шова Е.С. Образование осадков в современных водоемах. М.: Изд-во АН СССР, 1954. - 792 с.

203. Страхов Н.М. Типы распределения рассеянных содержаний элементов .- Геохимия. 1956. - № 6.

204. Страхов Н.М. Основы теории литологии. Т. I. М.: Изд-во АН СССР, 1961. - 212 с.

205. Страхов Н.М. Основы теории литологии. Т. II. М.: Изд-во АН СССР, 1962. - 572 с.

206. Страхов Н.М. Типы литогенеза и их эволюция в истории Земли. М., 1963. - 550 с.

207. Страхов Н.М. К теории геохимического процесса в гумидных зонах// Геохимия осадочных пород и руд. М.: Недра, 1968. - С. 102-133.

208. Страхов Н.М. Развитие литогенетическиз идей в России и СССР. М., 1971.

209. Таргульян В.О. Геохимия ортоэлювия холодных гумидных областей (тундровых и северотаежных ландшафтов) // Геохимия ландшафта. М., 1967.

210. Тарновский A.A. Геохимия донных отложений современных озер. JL: Ленинг. Унив., 1980. - 172 с.

211. Тейт Р. Органическое вещество и почвы: Биологические и экологические аспекты. М.: Мир, 1991.-400 с.

212. Тинсли И. Поведение химических загрязнителей в окружающей среде. М.: Мир. 1982. - 280 с.

213. Толмачев В.А. Гидрохимическая характеристика поверхностных вод Коми АССР и опыт их районирования. Сыктывкар, Рукопись, Фонды Коми НЦ РАН, 1946.

214. Трифонова И.С. Экология и сукцессия фитопланктона озер. Л.: Наука, 1990. - С. 53-55.

215. Тутельян В.А., Лашнева Н.В. Полихлорированные бифенилы. М.: 1988. - 62 с.

216. Федорова Е.И. Характеристика железорудных озер Кольского полуострова // Накопление вещества в озерах. М., Наука, 1964. - С. 59-77.

217. Ферсман А.Е. Полезные ископаемые Кольского полуострова // Труды Комиссии по проблемам минерального сырья. Вып. 1. - М.: Изд-во АН СССР, 1941.

218. Форш Л.Ф. Термический и тепловой режимы озер Кольского полуострова // Озера различных ландшафтов Кольского полуострова. Л., 1974. - Ч. 2. - С. 156-194.

219. Хохлова Л.Г. Сток химических веществ р. Печоры // Научные доклады. Сыктывкар: Коми ФАН СССР, 1986.-24 с.

220. Хохлова Л.Г. Оценка качества воды водоемов Воркутинского промышленного комплекса. -Сыктывкар: Коми НЦ УрО РАН, 1994. Вып. 346. 24 с.379

221. Хрусталев Ю.П. Закономерности современного осадконакопления в Северном Каспии. -Ростов-на-Дону, 1978.-208 с.

222. Хрусталев Ю.П. Седиментогенез во внутриконтинентальных морях аридной зоны // Авто-реф. дис. доктора геол-минерал. наук. М., 1986. 51 с.

223. Хрусталев Ю.П. Закономерности осадконакопления во внутриконтинентальных морях аридной зоны. Л., 1989. - 264 с.

224. Хрусталев Ю.П. Основные проблемы геохимии седиментогенеза в Азовском море. Апатиты: Изд-во КНЦ РАН., 1999. - 247 с.

225. Чарльз Д.Ф., Нортон С.А. Палеолимнологические данные о тенденциях атмосферного выпадения кислот и металлов // Кислотные выпадения. Долговременные тенденции. Л.: Гид-рометеоиздат, 1990. - С. 306-382.

226. Чижиков В.В. Гидрохимия и донные отложения озера Имандра под влиянием техногенного загрязнения // Экосистемы озера Имандра под влиянием техногенного загрязнения. Апатиты: Изд-во Кольского ФАН СССР, 1980. - С. 24-64.

227. Шилькрот Г.С. Типологические изменения режима озер в условиях культурных ландшафтов. М.: Наука, 1979. - 168 с.

228. Экологические проблемы Северо-Запада России и пути их решения / Под ред. Инге-Вечтомова С.Г., Кондратьева К.Я., Фролова А.К. С.-П.: ЗАО "Виктория - Специальная литература", 1997. - 528 с.

229. Юдович Я.Э., Золотова В.В. Элементы-примеси в углях Печорского бассейна // Народное хозяйство Республики Коми. 1994. - Т. 3, № 1. - С. 16-25.

230. Яковлев Б.А. Климат Мурманской области. Мурманск, 1961. - 200 с.

231. Яковлев В.А., Шаров А.Н., Вандыш О.И. Исследование механизмов реагирования биоценозов и их роли в восстановлении экосистем // Отчет НИР (Тема 9-96-2026), Апатиты, фонды ИПЭС КНЦ РАН, 1997. 33 с.

232. Яковлева Л.В. Донные отложения озер Кольского полуострова // Озера различных ландшафтов Кольского полуострова. Л., 1974. - Ч. 2. - С. 195-243.

233. Якушко О.Ф. Озероведение: География озер Белоруссии. Минск, 1981.

234. Abry Т., Skogheim O.K., Hongve D. Sedimentene i Tyrifjorden. Tungmetaller og dateringer. Ty-rifj ordundersokelsen // Fagrapport nr. 19. 1982. - 19 p.

235. Ackermann F., Bergmann H., Schleichert U. Monitoring of heavy metals in coastal and estuarine sediments a question of grain size: <20 ¡am versus <60 |um // Environ. Technol. Lett. - 1983. -V. 4.-P. 317-328.

236. Adams W.J., Kimerle R.A., Barnet J.W. Sediment quality and aquatic life assessment // Environ. Sei. Technol. 1992. - V. 26, No 10. - P. 1865-1875.

237. Ahl T., Wiederholm T. Svenska vattenkvalitet- skriterier- eutrofierande amnen // SNV PM 918, Uppsala, 1977. -32 p.

238. Alexeyev V.A. Impacts of air pollution on far north forest vegetation // Sei. Tot. Environ. 1995. -V. 160/161.-P. 605-617.

239. Alhonen P. Heavy metal load of Lake Iidesjarvi as reflected in its sediments // Aqua Fennica. -1986.-V. 16, No l.-P. 11-16.

240. Aimer B.W., Dickson W., Ekstrom C., Hornstrom E. Sulfur pollution and the aquatic ecosystem //380

241. Sudbery, Ontario // Water, Air and Soil Pollut. 1986. - V. 27. - P. 341-357.

242. Brown K.A. Sulphur distribution and metabolism in waterlogget peat // Soil Biol. Biochem. 1985. -V. 17.-P. 39-45.

243. Bruland K., Bertine K., Koide M., Goldberg E. History of metal pollution in the southern California coastal zone // Environmental Science and Technology. 1974. - V. 8. - P. 425-432.

244. Brusle J. Effects of heavy metals on eels, Anguilla sp. Aquat // Living Resour. 1990. V. 3, No. 2. -P. 131-141.

245. Bunzl K., Schmidt W., Sanson B. Kinetics of ion exchange in soil organic matter IV, adsorption and desorption of Pb+2, Cu+2, Cd+2, Zn+2 and Ca+2 by peat // Soil Sci. 1976. - V. 27. - P. 32-41.

246. Burdige D.J., Gieskes J.M. A pore water solid phase diagenetic model for manganese in marine sediments // Am. J. Sci. - 1983. - V. 283. - 29-40.

247. Buser W., Graf F. Differenzierung von mangan (Il)-manganit und 5-Mn02 durch oberflachenmessung nach Brunauer-Emmet-Teller // Helvetica Chimica Acta. 1955. - V. 38. - P. 830-842.

248. Buser H.R., Miiller M.D. Methylthio Metabolites of polychlorbyphenils identified in sediment samples from two lakes in Switzerland // Environ. Sci. Technol. 1986. - V. 2, № 7. - P. 730-733.

249. Calmano W., Ahlf W., Forstner U. Study of metal sorption/desorption processes on competing sediment components with a multichamber device // Environ. Geol. Water Sci. 1988. - V. 11. - P. 77-84.

250. Calmano W., Ahlf W., Forstner U. Sediment quality assessment: chemical and biological approaches // Calmano W., Forstner U. (Eds.). Sediments and toxic substances Environmental effects and Ecotoxicity. - Berlin: Springer-Verlag, 1996. - P. 1-35.

251. Calvert S.E., Price N.B. Diffusion and reaction profiles of dissolved manganese in the pore water of marine sediments // Earth Planet Sci. Lett. 1972. - V. 16.- P. 245-248.

252. Cameron E. Geochemical methods of exploration for massive sulphide mineralization in the Canadian shield // Elliott I., Fletcher W. (Eds.) Geochemical Exploration. Vancouver, 1974. - P. 21-49.

253. Campbell P.G.C., Tessier A. Biological availability of metals in sediments: analytical approaches // Vernet J.-P. (Ed.). Heavy Metals in the Environment. Geneva, CEP Consultant Ltd., Edinburgh 1989, V. 1,-P. 516-525.

254. Campbell P.G.C., Lewis A.G., Chapman P.M., Crowder A.A., Fletcher W.K., Imber B., Luoma S.N., Stokes P.M., Winfrey M. Biologically available metals in sediments // National Research Council of Canada, Publication No. NRCC 27694, 1988. 298 p.

255. Carignan R., Tessier A. Zinc deposition in acid lakes: the role of diffusion // Science. 1985. - V. 228. - P. 1524-1526.

256. Carignan R., Nriagu J.O. Trace metal deposition and mobility in the sediments of two lakes near Sudbury, Ontario // Geochim. Cosmochim. Acta. 1985. - V. 49,- P. 1753-1764.

257. Carpenter J., Bradford W., Grant V. Processes affecting the composition of estuarine waters (HC03, Fe, Mn, Zn, Cu, Ni, Cr, Co, and Cd) // Estuarine Research. 1975. - №. 1. - P. 188-214.382

258. Cato I. Recent sedimentological and geochemical conditions and pollution problems in two marine areas in south-western Sweden // Striae. 1977. - 6 p.

259. Chapman P.M., Barrick R.C., Neff J.M., Swartz R.C. Four independent approaches to development sediment quality criteria yield similar values for model contaminants // Environ. Toxicol. Chem. -1987.-V. 6.-P. 723-725.

260. Chester R., Hughes M. A chemical technique for the separation of ferromanganese minerals, carbonate minerals, and adsorbed trace elements from pelagic sediments // Chem. Geol. 1967. - V. 2. - P. 249-262.

261. Chester R., Stoner J. Average trace element composition of low level marine atmospheric particulates //Nature (London). 1975. - V. 246. - P. 138-139.

262. Coker W.B., Horabrook E.H., Cameron E.M. Lake sediment geochemistry applied to mineral exploration // Hood P.J. (Ed.). Geophysics and geochemistry in the search for metallic ores. Geol. Surv. of Can., Econ. Geol. Report, 1979, V. 31. - P. 435- 478.

263. Coles D.G., Ragaini R.C., Ondov J.M., Fisher G.L., Silberman D., Prentice B.A. Chemical studies of stack fly-ash from a coal-fired power plant // Environ. Sci. Technol. 1979. - V. 13. - P. 455-459.

264. Controy N., Hawley K., Keller W., LaFrance C. Influence of the atmosphere on lakes in the Sudbury area // International Association of Great Lakes Research. Proc. Symp. Atmospheric Contribution to the Chemistry of Lake Waters, Sept. 28-Oct. 1, 1975.

265. Cook R.B. The biochemistry of sulfur in two small lakes // Ph.D. Diss., Columbia University, NY. 1981.-234 p.

266. Copeland R. Mercury in the Lake Michigan environment // Hartung R., Dinman B. (Eds.) Environmental mercury contamination. Ann Arbor: Ann Arbor Science Publishers, 1972. - P. 71-76.

267. Cranston R. E. Geochemical interaction in the recently industrialized Strait of Canso // Transport of Persistent Chemicals in Aquatic Ecosystems. Ottava, Canada, 1974. - P. 59-67.

268. Cronan C.S., Reiners W.A., Reynolds R.L., Land G.E. Forest floor leaching: Contribution from mineral, organic, and carbonic acids in New Hampshire subalpine forest // Science. 1978. - 200. - P. 309-311.

269. Cronan D., Garrett D. The distribution of elements in metalliferous Pacific sediments collected by the DSDP // Nature Physical Science. 1973. - V. 242. - P. 88-89.

270. Cuhel R.L., Taylor C.D., Jannasch H.W. Assimilatory sulfur metabolism in marine microorganisms //Arch. Microbiol. -1981. V. 130. - P. 8-13.

271. Datko A.H., Mudd S.H., Giovanelli J., Macnicol P.K. Sulfur-containing compound in Lemna per-pusilla 6746 grown at a range of sulfate concentrations // PI. Physiol. 1978. - V. 62. - P. 629-635.

272. Dauvalter V. Concentrations of heavy metals in superficial lake sediments of Pechenga district, Murmansk region, Russia // Vatten. 1992. - V. 48, No 2. - P. 141-145.

273. Dauvalter, V. Airborne contamination of lake sediments by heavy metals on the Kola peninsula,383

274. Russia // International Symposium on the Ecological Effects of Arctic Airborne Contaminants, Reykjavik, Iceland, 4-8 October 1993. Reykjavik, 1993. - P. 37.

275. Dauvalter V. Heavy metals in lake sediments of the Kola peninsula, Russia // Sci. Total Environ. -1994. -V. 158. P. 51-61.

276. Dauvalter V. Influence of pollution and acidification on metal concentrations in Finnish Lapland lake sediments // Water, Air and Soil Pollution. 1995. - V. 85. - P. 853-858.

277. Dauvalter V. Heavy metal accumulation in lake sediments of Kola Peninsula as an index of ecological state of freshwater ecosystems // Environmental Geology and Land-Use Planning. Granada, Spain, 1996.-P. 303-307.

278. Dauvalter V. Acidification effects on metal concentrations in lake sediments // Acid Snow and Rain. Niigata University, Niigata, Japan, 1997. - P. 392-397.

279. Dauvalter V., Moiseenko T., Kagan L. Tendency to acidification of Russian subarctic mountain lakes // Acid Snow and Rain. Niigata University, Niigata, Japan, 1997. - P. 457-462.

280. Dauvalter V. Metal concentrations in sediments in acidifying lakes in Finnish Lapland // Boreal Environment Research. 1997. - V. 2. - P. 369-379.

281. Dauvalter V., Rognerud S. Sediment pollution of the Pasvik River catchment by heavy metals // Chemosphere. 1998 (in press).

282. David M.B., Mitchell M.J. Sulfur constituents and cycling in waters, seston, and sediments of an oligotrophic lake // Limnol. Oceanogr. 1985. - V. 30. - P. 1196-1207.

283. Davis R.B., Doyle R.W. A piston corer for upper sediment in lakes // Limnol. Oceanogr. 1969. -V. 14. - P. 643- 648.

284. Davis A., Galloway J.N., Nordstrom D.K. Lake acidification: its effects on lead in the sediment of two Adirondack lakes // Limnol. Oceanogr. 1982. - V. 27. - P. 163-167.

285. Davison W. Supply of iron and manganese to an anoxic lake basin // Nature. -1981. V. 290. - P. 241-244.

286. Davison W. Transport of iron and manganese in relation to the shape of their concentration depth profiles // Hydrobiologia. - 1982. - V. 92. - P. 463-470.

287. Davison W. Conceptual models for transport at a redox boundary // Stumm W. (Ed.) Chemical processes in lakes. A Wiley Interscience Publication, 1985. - P. 31-53.

288. Davison W., Woof C. A study of the cycling of manganese and other elements in a seasonally anoxic lake, Rosttherne Mere, U.K. // Water. Res. 1984. - V. 18. - P. 727-734.

289. De Groot A., Zshuppe K., Salomons W. Standartization of methods of analysis for heavy metals in sediments // Hydrobiologia. 1982. - V. 92. - P. 689-695.

290. Del Monte M., Sabbioni C., Vittori O. Urban stone sulphatation and oil-fired carbonaceous particles // Sci. Total Environ. 1984. - V. 36. - P. 369-376.

291. De Master D.J., Nittrouer C.A. Uptake, dissolution, and accumulation of silica near the mouth of the Chanjiang River // Proc. Int. Symp. Sediment. Contin. Shelf, Spec. Ref. East China Sea Hangzhou. Beijing, 1983. - P. 215-219.

292. Diks D., Allen H. Correlation of copper distribution in a freshwater-sediment system to bioavailability // Bulletin of Environ. Contamin. Toxicol. 1983. - V. 30,- P. 37-43.384

293. Dikson W. Acidification of Lakes and Streams in Northern Sweden. Effects of air pollutants and acidification in combination with climatic factors in forests, soils and waters in Northern Fen-noscandia//Nord. 1990. - V. 20,- P. 94-99.

294. Dillon P.J., Smith P.J. Trace metal and nutrient accumulation in the sediments of lakes near Sudbury, Ontario // Nriagu J. (Ed.). Environmental Impacts of Smelters. New York: John Wiley & Sons, 1984.-P. 375-416.

295. Dillon P.J., Scholer P.J., Evans, R.D. 210Pb fluxes in acidified lakes // Sly, P.G. (Ed.). Sediment and Water Interactions. New York: Springer-Verlag. - 1986. - P. 491-499.

296. Di Toro D.M., Zarba C.S., Hansen D.J., Swartz R.C., Cowan C.E., Pavlou S.P., Allen H.E., Thomas N.A., Paquin P.R. Toxicity of cadmium in sediments: The role of acid volatile sulfide // Environ. Toxicol. Chem. 1990. - V. 9. - P. 1487-1502.

297. Douglas E.R. Sources of mercury contamination in the sediments of small headwater lakes in south-central Ontario, Canada // Arch. Environ. Contam. Toxicol. 1986. - V. 15. - P. 505-512.

298. Duchart P., Calvert S., Price N. Distribution of trace metals in the pore waters of shallow water marine sediments // Limnol. Oceanogr. 1973. - V. 18. - P. 605-610.

299. Dymond J., Corliss J., Field C., Dasch J., Veeh H. Origin of metalliferous sediments from the Pacific Ocean // Geol. Socie. Amer. Bullet. 1973. - V. 84. - P. 3355-3372.

300. Edgington D.N., Robbins J. A. Records of lead deposition in Lake Michigan sediments since 1800 // Environ. Sci. Technol. 1976. - V. 10. - P. 266-274.

301. Edgren M. Tungmetaller i Malarens och Ostersjons sediment. Solna: SNV PM, 1978, V. 1018. - P. 15.

302. Edwards R.T. Sestonic bacteria as a food source for filtering invertebrates in two southeastern blackwater rivers // Limnol. Oceanogr. 1987. - V. 32, No 1. - P. 221-234.

303. Effects of the Komi oil spill 1994 in the Nenets Okrug, north-west Russia // Tromso: Akvaplan-NIVA report No. APN514.789.1, 1997,- 63 p.

304. Eisenreich S.J., Metzer N.A., Urban N.R., Robbins J.A. Response of atmospheric lead to decreased use of lead in gasoline // Environ. Sci. Tech. 1986. - V. 20. - P. 171-174.

305. Eisma D. Suspended matter in the aquatic environment. Berlin: Springer-Verlag, 1993. - 315 p.

306. Elderfield H. Manganese fluxes to the oceans // Marine Chem. 1976. - V. 4. - P. 103-120.

307. EPA. Water Quality Criteria 1972. Washington, DC: Environmental Protection Agency, 1973. - 15 p.

308. Evans H.E., Smisth P.J., Dillon P.J. Anthropogenic zinc and cadmium burdens in sediments of selected southern Ontario lakes // Can. J. Aquat. Sci. 1983. - V. 40.- P. 570-579.

309. Evans H.E., Dillon P.J., Scholer P.J., Evans R.D. The use of Pb/210Pb ratios in lake sediments for estimating atmospheric fallout of stable lead in south-central Ontario, Canada // Sci. Tot. Envi385ron.- 1986,-V. 54.-P. 77-93.

310. Evenset A., Killie B. Dioxins, PAH, PCB and metals in sediment and biota from the Pechora and White Seas // Troms0: Akvaplan-NIVA report No 414.95.992,1997. 26 p.

311. Farrington J.W., Tripp B.W. Hydrocarbons in western North Atlantic surface sediments // Geochim. Cosmochim. Acta. 1977. - V. 41. - P. 1627-1641.

312. Feltz H. Significance of bottom material data in evaluating water quality // Baker R. (Ed.). Contaminants and sediments. V. 1- Ann Arbor, Mich.: Ann Arbor Science Publishers Inc., 1980. P. 271-287.

313. Filipek L., Chao T., Carpenter J. Factors affecting the partitioning of Cu, Zn, and Pb in boulder coating and stream sediments in the vicinity of a polymetallic sulfide deposit // Chemie. Geol. -1981.-V. 33.- P. 45-64.

314. Filipek L., Owen R. Geochemical association and size partitioning of heavy metals in lacustrine sediments // Chemical Geology. 1979. - V. 26. - P. 105-117.

315. Forsius M., Kinnunen K., Kortelainen P., Kamari J., Mannio J., Verta M. The acidification state of Finnish Lakes (In Finnish, summary in English) // Suomen Luontc. 1988. - V. 47, No 4. - P. 46-51.

316. Fripiat J., Gastushe M. Etude physiochimique des surfaces des argiles Les combinaisons de la kaolinite aves des oxides de fer trivalent // Publications de L'Institute National Pour L'Etude Agronomique du Congo, Beige. - 1952. - V. 54. - P. 7-35.

317. Förstner U. Lake sediments as indicator of heavy-metal pollution // Naturwissenschaften. 1976. -V. 63.-P. 465-470.

318. Förstner U., Müller G. Schwermetalle in Flüssen und Seen. Berlin: Springer-Verlag, 1974. - 265 s.

319. Förstner U. Metals concentrations in recent lacustrine sediments // Arch. Hydrobiol. 1977. - V. 80. -P. 172-191.

320. Förstner U. Sources and sediment associations of heavy metals in polluted coastal regions // Origin and distribution of elements. Oxford, Paris, 1979 .- P. 849-866.

321. Förstner U., Salamons W. Trace metal analyses on polluted sediments // Delft, the Netherlands. -1981.-V. 248.-P. 1-13.

322. Förstner U. Chemical forms of metal enrichment in resent sediments // Amstutz, G. et al. (Eds.). Ore genesis. New York: Springer-Verlag, 1982a.- P. 191-199.

323. Förstner U. Accumulative phases for heavy metals in limnic sediments // Hydrobiologia. 1982b. -V. 91.-P. 269-284.

324. Förstner U., Wittmann G.T.W. Metal Pollution in the Aquatic Environment. Berlin: SpringerVerlag, 1979. -210 p.

325. Förstner U., Wittmann G.T.W. Metal Pollution in the Aquatic Environment. N.Y.: SpringerVerlag, 2nd revised edition, 1981.-486 p.

326. Förstner U., Stoffers P. Chemical fractionation of transition elements in Pacific pelagic sediments // Geochim. Cosmochim. Acta. -1981. V. 45. - P. 1141-1146.

327. Förstner U., Ahlf W., Calmano W. Studies on the transfer of heavy metals between sedimentary phases with a multi-chamber device: combined effects of salinity and redox variation // Marine Chemistry. 1989. - V. 28. - P. 145-158.

328. Förstner U. Bewertung sedimentbezogener Maßnahmen in Ästuar- und Küstengewässern der Bundesperunlok Deutschland // Wasser und Boden. 1990. - V. 8/90. - S. 508-512.

329. Förstner U., Ahlf W., Calmano W. Sediment quality objectives and criteria development in Ger386many // Wat. Sci. Technol. 1994. - V. 31. - P. 51-60.

330. Galloway J.N., Thornton J.A., Norton S.A., Volchok H.L., McLean R.A.N. Trace metals in atmospheric deposition: A review and assessment // Atmos. Envir. 1982. - V. 16. - P. 1677-1700.

331. Gambrell W.H., Khalid R.A., Patrick W.H. Chemical availability of mercury, lead and zinc in Mobile Bay sediment // Environ. Sci. Technol. 1980. - V. 14. - P. 431-436.

332. Gardner W. D. Sedimentation trap dynamics and calibration: A laboratory evaluation // Mar. Res. -1978.-V. 23.-P. 167-173.

333. Garett R.G., Hornbrook E.H.W. The relationship between zinc and organic content in center-lake bottom sediments // Geochem. Explor. 1976. - V. 5. - P. 31-38.

334. Gearing P., Gearing J.N., Lytle T.F., Lytle J.S. Hydrocarbons in northeast Gulf of Mexico shelf sediments: a preliminary survey // Geochim. Cosmochim. Acta, 1976, V. 40.- P. 1005-1007.

335. Gearing J.N., Buckley D.E., Smith J. Hydrocarbon and metal contents in a sediment core from Halifax Harbour: a chronology of contamination // Can. J. Fish. Aquat. Sci., 1991, 48.- P. 2344-2354.

336. Ghosh K., Schnitzer M. Fluorescence excitation spectra and viscosity behavior of fulvic acid and its copper and iron complexes // Soil Sci. Society Amer. 1981. - V. 45. - P. 25-29.

337. Gibbs R. Mechanisms of trace metal transport in rivers // Science. 1973. - V. 180. - P. 71-73.

338. Gibbs R. Transport phases of transition metals in the Amazon and Yukon Rivers // Geolog. Socie. Amer. Bullet. 1977. - V. 88. - P. 829-843.

339. Gibson J.H., Galloway J.N., Schofield C. et al. Rocky Mountain Acidification Study. U.S. Fish and Wildlife Service, Div. Biological Service, FWS/OBS-80/40/17, 1983. 137 p.

340. Gladney E.S., Small J.A., Gordon G.E., Zoller W.H. Composition and size distribution of in-stack particulate material at a coal-fired power plant // Atmos. Environ. 1976. - V. 10. - P. 1071-1077.

341. Goldberg E. Marine geochemistry I-chemical scavengers of the sea// Geology. -1954. V. 62. - P. 153-212.

342. Goldberg E., Arrhenius G. Chemistry of Pacific pelagic sediments // Geochim. Cosmochim Acta. -1958.-V. 13.-P. 153-212.

343. Gorham E., Lund W.G., Sander J.E., Dean W.E. Jr. Some relationships between algal standing crop, water chemistry, and sediment chemistry in the English Lakes // Limnol. Oceanogr. 1974. - V. 19.-P. 601-617.

344. Grahn O., HultbergH., Landner L. Oligotrophication A self-accelerating process in lakes subjected to excessive supply of acid substances // AMBIO. - 1974. - V. 3. - P.93-94.

345. Grim R. Clay mineralogy. N.Y.: McGraw-Hill, 1968. - 596 p.

346. Gruebel K., Davis J., Leckie J. The feasibility of using sequential extraction techniques for arsenic and selenium in soils and sediments // Soil Sci. Soc. Am. J. 1988. - V. 52. - P. 390-397.

347. Guidelines of Lake management. International Lake Environment Committee, Japan, 1990, V. 3.-156 p.

348. Hagen L.O., Aarnes M.J., Henriksen J.F., Sivertsen B. Basisundersokelse av luftforurensinger i Sor-Varanger 1988-1991. Oslo: NILU-report 67/91, 1991. - 89 p.

349. Hagen L.O., Sivertsen B. Overvakning av luft og nedborskvalitet i grenseomradene i Norge og Russland. Oslo: NILU-report 82/92, 1992. - 92 p.

350. Halonen O., Tullki H., Derome J. Nutrient analysis method // Metsantutkimuslaitoksen tiedonantoja. -1983.-V. 121.-P. 1-28.

351. Hamilton-Taylor J., Willis M., Reynolds C.S. Depositional fluxes of metals and phytoplankton in Windermere as measured by sediment traps // Limnol. Oceanogr. 1984. - V. 29, No 4. - P. 695-710.387

352. Hansen K. Sediments from Danish lakes // Sediment. Petrol. 1959. - V. 29. - P. 38-46.

353. Harding J.P.C., Whitton B.A. Zinc, cadmium and lead in water, sediments and submerged plants of the Derwent Reservoir, northern England // Water Res. 1978. - V. 12. - P. 307-316.

354. Hendrey G.R., Golloway J.N. Sensitivity of the eastern United States to acidic precipitation impacts on surface waters // Ecological impacts of acid precipitation. Oslo, 1980. - P. 216-217.

355. Henriksen A., Wright R.F. Concentration of heavy metals in small Norwegian lakes // Water Research. 1978. -V. 12. - P. 101-112.

356. Henriksen A., Lien L., Traaen T.S., Sevaldrud I.H. 1000 sjoar undersokelsen. Oslo: Statling program for forurensningsovervakning. Rapport 282/87, 1987. - 31 p.

357. Henriksen A., Wathne B.M., Rogeberg E.J.S., Norton S.A., Brakke D.F. The role of stream substrates in aluminium mobility and acid neutralization // Wat. Res. 1988. - V. 22. - P. 1069-1073.

358. Hirner A., Kritsotakis K., Tobschall H. Metal-prganic associations in sediments -1, comparison of unpolluted recent and ancient sediments and sediments affected by anthropogenic pollution // Appl. Geochem. 1990. - V. 5. - P. 491-506.

359. Hirst D. The geochemistry of modern sediments from the Gulf of Paria // Geochim. Cosmochim Acta. 1962. -V. 26. - P. 1147-1187.

360. Hoem K., Jorlanger E. Precipitation and air chemistry at the Norwegian Background Station // NILUTZ: 1/88, 1988.

361. Holdren G.R. Jr., Brunelle T.M., Matisoff G., Wahlen M. Timing the increase in atmospheric sulphur deposition in the Adirondack Mountains // Nature. 1984. V. 311. - P. 245-248.

362. Horie S. Asian lakes // Rohlich G. A. (Ed.) Eutrophication Causes, Consequences, Correctives. -Washington, D.C., 1969. - P. 164.

363. Horowitz A. The geochemistry of sediments from the northern Reykjanes Ridge and the Iceland-Faroes Ridge // Marine Geology. 1974. - V. 17. - P. 103-122.

364. Horowitz A. Comparison of methods for the concentration of suspended sediment in river water for subsequent chemical analysis // Environmental Science and Technology. 1986. - V. 20. - P. 155-160.

365. Horowitz A.J. A primer on trace metal-sediment chemistry. United States Geological Water-Supply, 1987, Paper 2277. - 66 p.

366. Horowitz A.J. A primer on trace metal-sediment chemistry. Chelsea, Michigan: Lewis Publishers, 2nd rew. ed., 1991,- 136 p.

367. Horowitz A., Cronan C. The geochemistry of basal sediments from the North Atlantic Ocean // Marine Geology. 1976. - V. 20. - P. 205-228.

368. Horowitz A., Elrick K. The relation of stream sediment surface area, grain size, and composition to trace element chemistry // Appl. Geochem. 1987 - V. 2. - P. 437-451.

369. Horowitz A., Elrick K., Callender E. The effect of mining on the sediment trace element geochemistry of cores from the Cheyenne River arm of Lake Oahe, South Dakota, USA // Chemical Geology. - 1988. - V. 67. - P. 17-33.

370. Horowitz A., Elrick K., Hooper R. The prediction of aquatic sediment-associated trace elements concentrations using selected geochemical factors // Hydrological Processes. 1989. - V. 3. - P. 347-364.388

371. Horowitz A., Elrick K.A., Cook R.B. Effect of mining and related activities on the sediment trace element geochemistry of lake Coeur d'Alene, Idaho, USA. Part I: Surface sediments // Hydro-logical Processes. 1993. - V. 7. - P. 403-423.

372. Horowitz A., Elrick K.A., Robbins J.A., Cook R.B. Effect of mining and related activities on the sediment trace element geochemistry of lake Coeur dAlene, Idaho, USA. Part II: Subsurface sediments // Hydrological Processes. 1995. - V. 9. - P. 35-54.

373. Howarth R.W. The ecological significance of sulfur in the energy dynamics of salt marsh and coastal mirine sediments // Biogeochemistry. 1984. - V. 1. - P. 5-27.

374. Husar R. Manmade SOx and NOx emission and trends for eastern North America // Monitoring and Assessment of Trends in Acidic Deposition. U.S. National Academy of Sciences, 1986. - 48 p.

375. Hakanson L. Kvicksilver i Vanern nulage och prognos. - Uppsala: SVN PM 563/ NLU Rapport 80, 1975. -46 p.

376. Hakanson L. A bottom sediment trap for recent sedimentary deposits // Limnol. Oceanogr. 1976. -V.21.-P. 170-174.

377. Hakanson L. The influence of wind, fetch and water depth on the distribution of sediments in Lake Vanern, Sweden // Can. J. Earth Sci. 1977a, - V. 1,- P. 397-412.

378. Hakanson L. Sediments as indicator of contamination- Investigation in the four largest Swedish lakes. Uppsala: SNN RM 835/ NLU Rapport 92, 1977b. - 27 p.

379. Hakanson L. An empirical model for physical parameters of resent sedimentary deposits of Lake Ekoln and Lake Vannern // Vatten. 1977. - V. 3. - P. 266-289.

380. Hakanson L. Vannerns morfometri och morfologi- en sjomorfometrisk handbok. Stockholm: Liber Forlag, 1978.- 134 p.

381. Hakanson L. An ecological risk index for aquatic pollution control a sedimentological approach // Water Res. - 1980a. - V. 14. - P. 975-1001.

382. Hakanson L. The quantitative impact of pH, bioproduction and Hg- contamination on the Hg content in fish (pike) // Environ. Poll. - 1980b. - Ser. B. 1. - P. 285-304.

383. Hakanson L. Sediment sampling in different aquatic environments: Statistical aspects // Water Re-sour. Resear. 1984a. - V. 20, No 1. - P. 41-46.

384. Hakanson L. Metals in fish and sediments from River Kolbaksan water system, Sweden // Arch. Hydrobiol. 1984b. - V. 101. - P. 373-400.

385. Jackson M. Soil chemistry analysis advanced course. - Madison, Wis., 1979. - 898 p.

386. Jackson T. A. A biogeochemical study of heavy metals in lakes and streams, and a proposed method for limiting heavy-metal pollution of natural waters // Verh. Int. Ver. Theor. Andrew. Limnol. -1978. V. 20, No 3. - P. 1945-1946.

387. Jaffe D., Cerundolo B., Rickers J., Stolzberg R., Baklanov A. Deposition of sulfate and heavy metals on the Kola Peninsula // Sci. Tot. Environ. 1995. - V. 160/161. - P. 127-134.

388. Jarvis K.E. Inductively coupled plasma mass spectrometry: a new technique for the rapid or ultratrace level determination of the rare-earth elements in geological materials // Chem. Geol. 1988. - V. 68.-P. 31-39.

389. Jenne E. Controls of Mn, Fe, Co, Ni and Zn concentrations in soils and waters: the significant role of hydrous manganese and iron oxides // Amer. Chem. Soc. 1968. - V. 73. - P. 337-387.

390. Jenne E. Trace element sorption by sediments and soils sites and processes // Chappel W., Peterson K. (Eds.) Symposium on molybdenum. V. 2. - N.Y.: Marcel-Dekker, 1976. - P. 425-553.

391. Jensen S., Jernelov A. Biological methylation of mercury in aquatic organisms // Nature (London). -1969.-V. 223.-P. 753-754.

392. Johansson K. Heavy metals in Swedish forest lakes factors influencing the distribution in sediments. - Doctoral dissertation. Uppsala University, Sweden, 1988.

393. Johnson M.G. Trace element loading to sediments of fourteen Ontario lakes and correlation with concentration in fish // Can. J. Fish. Aquat. Sci. 1987. V. 44. P. 3-13.

394. Jonasson I. Geochemistry of sediment/water interactions of metals, including observations on availability // Shear H., Watson A. (Eds.). The fluvial transport of sediment-associated nutrients and contaminants. Windsor, Ontario, 1977. - P. 255-271.

395. Jones B., Bowser C. The mineralogy and related chemistry of lake sediments // Lerman A. (Ed.) Lakes: chemistry, geology, physics. N.Y.: Springer-Verlag, 1978.- P. 179-235.

396. JRB-Associates, McLean/Virginia. Background and review document on the development of sediment criteria. Sept. 30, EPA Contract No 68-01-3688, 1984. - 32 p.

397. Juntto S. Air quality and deposition pollutants in northern Fennoscandia. Effects of air pollutants and acidification in combination with climatic factors in forests, solids and waters in northern Fennoscandia//Nord. 1990. - V. 20.- P. 13-25.

398. Kahl J.C., Norton S.A. Metal input and mobilization in two acid-stressed lake watersheds in Maine. Land and Water Research Center, University of Maine. U.S. OWRT Compl. Report A-053, 1983.- 70 p.

399. Kashulin N.A., Ratkin N.E., Dauvalter V., Lukin A.A. Impact of airborne pollution on the water390catchment area of Subarctic lakes and fish // Chemosphere. 1999 (in press).

400. Kauppi P.A. Map on sulphurous fallout in Finland. Helsinki, 1988. - 7 p.

401. Keizer P.D, Dale J., Gordon D.C. Hydrocarbons in surficial sediments from the Scotian Shelf // Geochim. Cosmochim. Acta. 1978. - V. 42. - P. 165-172.

402. Kemp A.L.W., Thomas R.I., Dell C.I., Jaquest J.-M. Cultural impact on the geochemistry of sediments in Lake Erie // Fish. Res. Bd. Can. 1976. - V. 33. - P. 440-462.

403. Kempton S., Sterritt R.M., Lester J.N. Heavy metal removal in primary sedimentation. 2. The influence of metal speciation and particle size distribution // Sci. Total Environ. 1987. - V. 63.- P. 247-258.

404. Kennicutt M.C., Sericano J.L., Wade T.L., Alcazar F., Brooks J.M. High molecular weight hydrocarbons in Gulf of Mexico continental slope sediments // Deep-See Res., 1987, V. 34.- P. 403-424.

405. Khalid R.A., Gambrell R.P., Patrick W.H. Chemical availability of cadmium in Mississippi River sediment // Environ. Qual. 1981. - V. 10. - P. 523-528.

406. Kharkar D., Turekian K., Bertine K. Stream supply of dissolved Ag, Mo, Sb, Se, Cr, Ca, Rb, and Cs to the oceans // Geochim, Cosmochim. Acta. 1968. - V. 33. - P. 285-298.

407. King G.M., Klug M.J. Sulfhydrolase activity in sediments of Wintergreen Lake, Kalamazoo County, Michigan// Appl. Envir. Microbiol. 1980. - V. 39. - P. 950-956.

408. King G.M., Klug M.J. Comparative aspects of sulfur mineralization in sediments of eutrophic lake basin // Appl. Envir. Microbiol. 1982. - V. 43. - P. 1406-1412.

409. Kinniburgh D.G., Jackson M.L. Cation adsorption by hydrous metal oxides and clay // Anderson M.A., Rubin A.J. (Eds.). Adsorption of inorganics at solid-liquid interfaces. Ann Arbor: Ann Arbor Science Publishers, 1981. - P. 91-160.

410. Knauer G. Immediate industrial effects on sediment metals in clean coastal environment // Marine Pollution Bulletin. 1977. - V. 8. - P. 249-254.

411. Kononova M. Soil organic matter. N.Y.: Pergamon Press, 2nd edition, 1966. - P. 377-419.

412. Krauskopf K. Factors controlling the concentration of thirteen rare metals in sea water // Geoch. Cosmoch. Acta. 1956. - V. 2. - P. 1-22.

413. Kuenen Ph. Geological conditions of sedimentation // Riley J., Skirrow G. (Eds.). Chemical oceanography. V. 2. N.Y.: Academic Press, 1965. - P. 1-22.

414. Mach C.E., Brezonik P.L. Trace metal research at Little Rock Lake, Wisconsin: Background data, enclosure experiments, and the first three years of acidification // Sci. Tot. Environ. 1989. - V. 87/88. - P. 269-286.

415. Malo B. Partial extraction of metals from aquatic environments // Environ. Sci. Technol. -1977.-V. 11.-P. 277-282.

416. Megar S.A. Polluted precipitation and the geochronology of mercury deposition in lake sediments of Norther Minnesota // Water, Air, Soil Pollut. 1986. - V. 30. - P. 411-419.

417. Melnikov S.A. Report on heavy metals // State of the Arctic Environment. Rovaniemi: Arctic Centre Publications, 1991. - P. 82-153.

418. Mero J. Occurrence of Mn nodules // Econom. Geol. 1962. - V. 57. - P. 747-767.

419. Michard G. Theoretical model for manganese distribution in calcareous sediment cores // J. Geo-phys. Res. -1971. V. 76. - P. 2179-2193.

420. Mitchell M.J., Landers D.H., Brodowski D.F. et al. Organic and inorganic sulfur constituents of the sediments in three New York lakes: Effect of site, sediment depth and season // Wat. Air Soil Pollut. 1984. - V. 21. - P. 231-245.

421. Mitchell M.J., David M.B., Uutala A.J. Sulfur distribution in lake sediment profiles as an index of historical depositional patterns // Hydrobiologia. 1985. - V. 121. - P. 121-127.

422. Mitchell M.J., David M.B., Maynard S.A. Sulfur constituents in soils and streams of watershed in the Rocky Mountains of Alberta // Can. J. For. Res. 1986. - V. 16. - P. 315-320.

423. Mitchell M.J., Schindler S.C., Owen J.S., Norton S.A. Comparison of sulfur concentrations within sediment profiles // Hydrobiologia. 1988. - V. 157. - P. 219-229.

424. Mitchell M.J., Schindler S.C., Owen J.S., Norton S.A. Factors affecting sulfur incorporation into lake sediments: paleolimnological implications // Paleolim. 1990. - V. 4. - P. 1-22.

425. Mitchell R. Trace elements in soil // Bear F. (Ed.) Chemistry in soil. N.Y.: Reinhold Publishing Corp., 1964.-P. 320-368.

426. Moiseenko T. Acidification and critical loads in surface waters: Kola, Northern Russia // Amnio. -1994. -V. 23,No 7.-P. 418-424.392

427. Moiseenko T., Dauvalter V., Rodyushkin I. Geochemical migration and covariation of elements in the Imandra Lake, Barents Region. Lulea: University of Technology, Sweden, 1996. - 108 p.

428. Monheimer R.H. Sulfate uptake as a measure of planktonic microbial production in freshwater ecosystems // Can. J. Microbiol. 1974. - V. 20. - P. 825-831.

429. Monitor. 1986. Sura och forsurade vatten. Naturvardsverket informerar / Bernes. C. (Ed.) Heisingborg: Schemidts boktryckeri AB, 1986. 180 p.

430. Moore R., Meyer R., Morgan C. Investigation of the sediments and potential manganese nodule resources of Green Bay, Wisconsin. Univ. Wisconsin Technical Report WIS-SG-73-213,1973. - 144 p.

431. Mudroch A., Sarazin L., Lomas T. Summary of surface and background concentrations of selected elements in the Great Lakes sediments // Great Lakes Res. 1988. - V. 14, No 2. - P. 241-251.

432. Mulholland P.J. Formation of particular organic carbon in water from a southeastern swamp-stream // Limnol. Oceanogr. -1981. V. 26. - P. 790-795.

433. Müller G. Schwermetalle in den Sedimenten des Rheins Veränderungen seit 1971. // Umschau in Wissenschaft and Technik. - 1979. - V. 79. - S. 778-783.

434. Myllymaa U., Saarelainen J. Hyvonen P. Nutrient and metal concentrations in the surface sediments layers of the Kitkajarvi lakes // Publications of the Water Research Institute, National Board of Waters, Finland. 1985. - V. 62. - P. 20-53.

435. Myllymaa U., Murtoniemi S. Metals and nutrients in the sediments of small lakes in Kuusamo, North-Eastern Finland // Publications of the Water Research Institute, National Board of Waters and Environment, Finland. 1986. - V. 69. - P. 33-48.

436. 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 // Envir. Pollut. 1991. - V. 71. - P. 91-130.

437. Nilsson A., Andersson T., Hâkanson L., Andersson A. Kvicksilver i insjofiskkoppling til kvicksil-ver och seien i mar og historiska utslapp. Statens Naturvardsverk. Ropport 3593, 1989. - 117 p.

438. Norton S.A. Post-glacial iron-rich crusts in hemipelagic deep-see sediments // Discussion. Geol. Soc. Am. 1974.-P. 159-160.

439. Norton S.A. The chemical role of lake sediments during lake acidification and de-acidification // Proc. 11th Nordic Symp. on Sediments, University of Oslo, Norway, 1983. P. 7-19.

440. Norton S.A. A review of the chemical record in lake sediment of energy related air pollution and its effects on lakes // Water, Air and Soil Pollution. 1985. - V. 30. - P. 331-345.

441. Norton S.A. Watershed acidification A chromatographic process // Kamari J. et al. (Eds.). Regional Acidification Models to describe the Geographic Extent and Time Evolution of Acidification. - Springer-Verlag, 1989. - P. 89-101.

442. Norton S.A., Davis R.B., Brakke D.F. Responses of northern New England lakes // Eisenreich S.J. (Ed.). Inputs of atmospheric pollutants to natural waters. Ann Arbor Science Publishers, 1981a. - P. 402-421.

443. Norton S.A., Henriksen A. The importance of CO2 in evaluation of effects of acidic deposition // Vatten. 1983. - V. 39,- P. 346-354.

444. Norton S.A., Kahl J.S. Geochemical analysis of sediment cores, Wind River Mountains, Wyoming. Final Report to the U.S. Forest Service, 1987. - 49 p.

445. Norton S.A., Mitchell M.J., Kahl J.S., Brewer G.F. In-lake alkalinity generation by sulfate reduction: a paleolimnological assessment // Wat. Air Soil Pollut. 1988. - V. 39. - P. 33-45.

446. Norton S.A., Verta M., Kahl J.S. Relative contributions to lake sediment chemistry by atmospheric deposition // Verh. Internal Verein. Limnol. -1991. V. 24. P. 2989-2993.

447. Norton S.A., Henriksen A., Appleby P.G., Ludwig L.L., Vereault D.V., Traaen T.S. Trace metal pollution in eastern Finnmark, Norway, as evidenced by studies of lake sediments. Oslo: SFT-report 487/92, 1992a. - 42 p.

448. Norton S.A., Bienert R.W.J., Binford M.W., Kahl J.S. Stratigraphy of total metals in RIPLA sediment cores // Paleolimnol. 1992b. - V. 7,- P. 191-214.

449. Norton S.A., Appleby P.G., Dauvalter V., Traaen T.S. Trace metal pollution in eastern Finnmark, Norway and Kola Peninsula, Northeastern Russia as evidences by studies of lake sediment. -Oslo: NIVA-Report 41/1996, 1996. 18 p.

450. Nriagu J.O. Role of inland water sediments as sinks for anthropogenic sulfur // Sci. Tot. Envir. -1984.-V. 38.-P. 7-13.

451. Nriagu J., Coker R. Trace metals in humic and fulvic acids from Lake Ontario sediments // Environ. Sci. Technol. 1980. - V. 14. - P. 443-446.

452. Nriagu J.O., Coker R.D. Sulphur in sediments chronicles past changes in lake acidification // Nature. 1983. - V. 303. - P. 692-694.

453. Nriagu J.O., Wong H.K.T., Coker R.D. Deposition and chemistry of pollutant metals in lakes around the smelter at Sudbary, Ontario // Environ. Sci. Technol. 1982. - V. 16. - P. 551-560.

454. Nriagu J.O., Soon Y.K. Distribution and isotopic composition of sulfur in lake sediments of northern Ontario // Geochimica et Cosmochimica Acta. 1985. - V. 49. - P. 823-834.

455. NRCC. 1988. National Research Council of Canada. Biologically available metals in sediments.394

456. Associate Committee on Scientific Criteria for Environmental Quality and the Committee on Marine Analytical Chemistry Standard Program. NRCC Publ. No 27694, 1988.

457. Odgaard B.V. The sedimentary record of spheroidal carbonaceous fly-ash particles in shallow Danish lakes // Paleolimnol. 1993. - V. 8. - P. 171-187.

458. Oliver B. Heavy metal levels of Ottawa and Rideau River sediment // Environ. Sci. Technol. 1973. -V. 7.-P. 135-137.

459. Olsen S., Pilson M.E.Q., Oviatt C.A., Gearing J.N. Ecological consequences of low, sustained concentrations of petrolium hydrocarbons in temperate estuaries // Univ. Rhode Island Pub. 9/82. -1M-URI, 1982. -30 p.

460. Olsson M. Mercury, DDT and PCB in aquatic test organisms. Solna, SNV PM 900, 1977. - 18 p.

461. O'Mellia C.R. The influence of coagulation and sedimentation on the particles, associated pollutants and nutrients in lakes // Stumm W. (Ed.) Chemical processes in lakes. A Wiley Interscience Publication, 1985. - P. 207-224.

462. Ongley E., Blachford N. Application of continuous-flow centrifugation to contaminant analysis of suspended sediment in fluvial systems // Environ. Technol. Letters. 1982. - V. 3. - P. 219-228.

463. Ongley E., Birkholz D., Carey J., Samoiloff M. Is water a relevant sampling medium for toxic chemicals? An alternative environmental sensing strategy//Environmental Quality. 1988. -V. 17. -P. 391-401.

464. Ottensen R.T., Bogen J., Bolviken B., Volden T. Overbank sediment: a representive sample medium for regional geochemical mapping // Geochem. Explor. 1989. - V. 31. - P. 257-277.

465. Ouellert M., Jones H.G. Paleolimnological evidence for the long-range atmospheric transport of acidic pollution and heavy metals into Quebec, Canada // Can. J. Earth Sci. 1983b. - V. 20. - P. 23-26.

466. Pacyna J.M. The origin of Arctic air pollutants: lessons learned and future research // Sci. Tot. Environ. 1995. - V. 160/161. - P. 39-53.

467. Palmer G.R., Dixit S.S., Macarthur J.D., Smol J.P. Elemental analysis of lake sediment from Sudbery, Canada, using particle-induced X-ray emisssion // Sci. Tot. Environ. 1989. - V. 87/88. - P. 141-156.

468. Parker J.I., Stanlaw K.A., Marshall J.S., Kennedy C.W. Sorption and sedimentation of Zn and Cd by seston in southern lake Michigan // J. Great Lakes Res. 1982. - V. 8, No 3. - P. 520-531.

469. Parslow G.R. A discussion of the relationship between zinc and organic content in central-lake bottom sediments // Geochem. Explor. 1977. - V. 7. - P. 383-384.

470. Pedersen T.E., Waters R.D., MacDonalds R.W. On the natural enrichment of cadmium and molybdenum in the sediments of Ucluelet Inlet, British Columbia // Sci. Tot. Environ. 1989. - V. 79. - P. 125-139.

471. Piper D. Origin of metalliferous sediments from the East Pacific Rise // Earth and Planetary Science Letters. 1973.-V. 19.- P. 75-82.

472. Rada R.G., Wiener J.G., Wintrey M.R., Powel D.E. Recent increases in atmospheric deposition of mercury to North Central Wisconsin lakes inferred from sediment analyses // Arch. Environ. Contam. Toxicol. 1989. - V. 18,- P. 175-181.

473. Rashid. Adsorption of metals on sedimentary and peat humic acids // Chemical Geology. 1974. -V. 13.-P. 115-123.

474. Rekolainen S., Verta M., Liehu A. The effect of airborne mercury and peatland drainage on sediment395mercury content in some Finnish forest lakes // Helsinki: National Board of Water. -1986. V. 65. - P. 11-21.

475. Renberg I. Influences of acidification on the sediment chemistry of Lake Gardsjon, SW Sweden // Ecol. Bull. 1985. - V. 37. - P. 246-250.

476. Renberg I., Hellberg T. The pH History of Lakes in Southwestern Sweden, as Calculated from the Subfossil Diatom Flora of the Sediments // AMBIO. 1982. - V. 11, No 1. - P. 30-33.

477. Renberg I., Wik M. Soot particle counting in recent lake sediments. An indirect dating method // Ecol. Bull. 1985. - V. 37. - P. 53-57.

478. Renberg I., Persson M.W., Emteryd 0. Pre-industrial atmospheric lead contamination detected in Swedish lake sediments //Nature. 1994. - V. 368. - P. 323-326.

479. Renzoni A., Bacci E., Falcia L. Mercury concentration in the water, sediments, and fauna of an area of the Tyrrhenian coast // Revue Internationale d'Oceanographie Medicale. 1973. - V. 31/32. - P. 17-45.

480. Reuss J.O. Implication of the calcium-aluminium exchange system for the effects of acid precipitation on soils // Environ. Qual. 1983. - V. 12. - P. 591-595.

481. Rex R., Goldberg E. Quartz contents of pelagic sediments of the Pacific Ocean // Tellus. 1958. -V. 10.-P. 153-159.

482. Rippey B. Sediment chemistry and atmospheric contamination // Phil. Trans. R. Soc. Lond. 1990. -B327.-P. 311-317.

483. Robbins J. A., Callender E. Diagesis of manganese in Lake Michigan sediments // Am. J. Sci. -1975,-V. 275.-P. 512-525.

484. Robbins J. A., Edgington D. N. Determination of recent sedimentation rates in Lake Michigan using 210Pb and 137Cs // Geochim.Cosmochim. Acta. 1975. - V. 39. - P. 285-304.

485. Robbins J., Lyle M., Heath G. A sequential extraction procedure for partitioning elements among co-existing phases in marine sediments. Corvalis, Oreg.: Oregon State University, College of Oceanography, Contribution 84-3, 1984. - 64 p.

486. Robinson G. Trace metal adsorption potential of phases comprising black coatings on stream pebbles // Geochem. Explorat. 1982. - V. 17. - P. 205-219.

487. Rodushkin I.V., Moiseenko T.I., Kudravsjeva L.P. Aluminium in Surface Water of Kola Peninsula // Sci. Tot. Environ. 1995. - V. 163. - P. 55-59.

488. Rognerud S. Kvikksolv i Mjosa's sedimenter. Oslo: NIVA-rapport 0-82105,1985. - 47 p.

489. Rognerud S., Fjeld E. National survey of heavy metals in lake sediments and mercury in fish. -Oslo: SFT-report 426/90, 1990. 77 p.

490. Rognerud, S. Sedimentundersokelser i Pasvikela hosten 1989. Oslo: NTVA-Rapport401/90,1990.-10 p.

491. Rognerud S., Norton S.A., Dauvalter V. Heavy metal pollution in lake sediments in the border areas between Russia and Norway. Oslo: NIVA- Report 522/ 93, 1993. - 18 p.

492. Rose N.L. A method for the extraction of carbonaceous particles from lake sediments // Paleo-limnol. 1990.-V. 3.-P. 45-53.

493. Rose N.L. Carbonaceous particles record in lake sediments from the Arctic and other remote areas of the Northern Hemispere // Sci. Tot. Environ. 1995. - V. 160/161. - P. 487-496.396

494. Rose N.L., Juggins S. A spatial relationship between carbonaceous particles in lake sediments and sulphor deposition // Atmos. Environ. 1994. - V. 28. - P. 177-183.

495. Rose N.L., Juggins S., Watt J., Battarbee R.W. Fuel type characterisation of spheroidal carbonaceous particles using surface chemistry // Ambio. 1994. - V. 23. - P. 296-299.

496. Rudd J.W.M., Kelly C.A., St. Louis V. et al. Microbial consumption of nitric and sulfuric acids in acidified north temperate lakes // Limnol. Oceanogr. 1986a. V. 31. - P. 1267-1280.

497. Rudd J.W.M., Kelly C.A., Furutani A. The role of sulfate reduction in long term accumulation of organic and inorganic sulfur in lake sediments //Limnol. Oceanogr. 1986. - V. 31. - P. 1281-1291.

498. Salamons W., Forstner U. Metals in the hydrocycle. N.Y.: Springer-Verlag, 1984. - 349 p.

499. Samanidou V., Fytianos K. Partitioning of heavy metals into selective chemical fractions in sediments from rivers in northern Greece // Sci. Tot. Environ. 1987. - V. 67. - P. 279-285.

500. Samanidou V., Fytianos K. Mobilization of heavy metals from river sediments of northern Greece by complexing agents // Water, Air and Soil Pollut. 1990. - V. 52. - 217-225.

501. Samanidou V., Papadoyannis I., Vasilicotis G. Mobilization of heavy metals from river sediments of North-em Greece by humic substances // J. Environ Sci. Health. -1991. V. A26, No. 7. - P. 1055-1068.

502. Saxby J. Metal-organic chemistry of the geochemical cycle // Reviews of Pure Applied Chemistry. -1969.-V. 19.-P. 131-150.

503. Schindler D.W., Hesslein R.H., Wagemann R., Broecker W.S. Effects of acidification on mobilization of heavy metals and radionuclides from sediments of freshwater lakes // Can. J. Fish. Aquat Sci. 1980-V. 37.-P. 373-377.

504. Schnitzer M., Kahn S. Humic substances in the environment. N.Y.: Marcel-Dekker, 1972. - 327 p.

505. Semkin R.G., Kramer J.R. Sediment geochemistry of Sudbury area lakes // Can. Mineral. 1976. -V. 14.-P. 73-90.

506. SFT. Norwegian State Pollution Control Authority. 1000 Lake Survey Norway 1986. Oslo: Re-port-283/87, 1987.-33 p.

507. Shannon R.D. Revised effective ionic radii and systematic studies of interatomic distances in hal-ides and chalcogenides // Acta Crystallogr. 1976. - V. A32. - P. 751-767.

508. Singer P. Influence of dissolved organics on the distribution, transport and fate of heavy metals in aquatic systems // Suffet I. (Ed.) Fate of pollutants in the air and water environment. Part I. -N.Y.: John Waley, 1977. P. 155-182.

509. Sivertsen B., Hagen L. O., Hellevic O., Hendriksen J.F. Luftforurensinger i grenseomradene Norge/Sovjetunionenjanuar 1990 mars 1991. - Oslo: NILU-report 69/91, 1991. - 128 p.

510. Skogheim O.K. Rapport fra Arungenprosjektet. Oslo: As- NLH, Nr. 2, 1979. - 7 p.

511. Skotvold T., Wartena E.M.M., Rognerud S. Heavy metals and persistent organic pollutants in sediment and fish from lakes in Northern and Arctic regions of Norway. Troms0: Akvaplan-NIVA report No. APN514.660.1, SFT-report 688/97, 1997. - 97 p.

512. Somer U. Comparison between steady state and non-steady state competition: Experiments with natural phytoplankton // Limnol. Oceanogr. 1985. - V. 30, № 2. - P. 335-346.397

513. Spittler P., Oertzen J.-A. von, Scharf E.-M. Suspendiertes Materials als Energiequelle der Sekun-darproduction // Acta Hydrochim. Hydrobiol. 1977. - Bd. 5, N 1. - S. 42-52.

514. Steinnes E., Franzen F., Johansen O., Rambak J.P., Hansen J.E. Atmosfarisk nedfall av tungmetaller i Norge. Landsjamfattendt undersokelse i 1985. Oslo: SFT-rapport 334/88, 1988. - 33 p.

515. Stephenson M., Mackie G.L. Total cadmium concentration in the water and littoral sediments of central Ontario lakes // Water, Air Soil Pollut. 1988. - V. 38.- P. 121-136.

516. Stoffers P., Summerhayes C., Forstner U., Patchineelem S. Copper and other heavy metal contamination in sediments from New Bedford Harbor, Massachusetts: a preliminary note // Environ. Sci. Technol. 1977. - V. 11. - P. 819-821.

517. Stokes P.M. (Ed.). Pathways, cycling and transformation of lead in the environment The Commission on Lead in the Environment, Royal Soc. Canada, 1986. - 415 p.

518. Stumm W., Morgan J.J. Aquatic chemistry. 2nd edition. N.Y.: John Wiley & Sons, 1981.-780 p.

519. Swanson W., Frist L., Radar R., Huffman C. Metal sorption by northwest Florida humate // U.S. Geological Survey Professional Paper 550-C, 1966. P. 174-177.

520. Tenhola M., Lummaa M. Regional distribution of zinc in lake sediments from eastern Finland // Symposium on Economic Geology, Dublin, Ireland, 26-29 August, 1979. P. 67-73.

521. Tessier A., Campbell P.G.C. Partitioning of trace metals in sediments: relationship with bioavailability // Hydrobiologia. 1987. - V. 149. - P. 43-52.

522. Tessier A., Campbell P.G.C., Bisson M. Sequential extraction procedure for the speciation of particulate trace metals // Analytical Chemistry. 1979. - V. 51, No 7. - P. 844-851.

523. Tessier A., Carignan R., Dubreil B., Rapin F. Partitioning of zinc between the water column and the oxic sediments in lakes // Geochim. Cosmochim. Acta. 1989. - V. 53. - P. 1511-1527.

524. Thomas R. The distribution of mercury in the sediments of Lake Ontario // Can. J. Earth Science. -1972.-V. 9.-P. 636-651.

525. Thorne L., Nickless G. The relation between heavy metals and particle size fractions within the Severn estuary (U.K.) inter-tidal sediments // Sci. Tot. Environ. -1981. V. 19. - P. 207-213.

526. Tilman D. Resource competition between planktonic algae: an experimental and theoretical approach // Ecology. 1977. - V. 58. - P. 338-348.

527. Tolonen K., Jaakkola T. History of lake acidification and air pollution studied on sediments in South Finland // Ann. Bot. Fennici. 1983. - V. 20. - P. 57-78.

528. Toro M., Flower R.J., Rose N.L., Stevensen A.C. The sedimentary record of the recent history in a high mountain lake in Central Spain // Verh. Int. Verein. Limnol. 1993. - V. 25. - P. 1108-1112.

529. Traaen T.S., Rognerud S., Henriksen A. Forsuring og tungmetallforurensning i sma vassdrag i Sor-Varanger. Oslo: NIVA-Rapport 402/90,1990. - 19 p.

530. Tuchman N.C. Relative importance of microbes versus macroinvertebrate shredders in the process of leaf decay in lakes of differing pH // Can. J. Fish. Aquat. Sci. 1993. - V. 50. - P. 2707-2712.

531. Turekian K. K., Wedephol K. H. Distribution of the elements in some major units of the earth's crust // Bull. Geol. Soc. Am. -1961. V. 32. - P. 175-192.

532. U.S. Environmental Protection Agency. Test methods for evaluating solid waste: physical/chemical methods. SW-846. USEPA, Office of Solid Waste and Emergency Response. Washington, D.C., 1986.

533. Van Veen H.J., Stortelder P.B.M. Erforschung belasteteter Sedimente in den Niederanden // Wolf K.H., Van der Brink W.J., Colon F.J. (Hrsg) Atlastensanierung '88. Dordrecht: Kluwer Academic Publisher, 1988. - S. 1297-1309.

534. Venkatesan M.I., Brenner S., Ruth E., Bonilla J., Kaplan I.R. Hydrocarbons in age dated sediment cores from two basins in the Southern California Bight // Geochim. Cosmochim. Acta. 1980. -V. 44. - P. 789-802.

535. Wakeham S.G., Carpenter R. Aliphatic hydrocarbons in sediments of Lake Washington // Limnol. Oceanogr. 1976. - V. 21. - P. 711-723.

536. Wakeham S.G., Farrington J.W. Hydrocarbons in contemporary aquatic sediments // Baker R.A. (Ed.) Contaminants and sediments, V. 1,- Ann Arbor, Michigan: Ann Arbor Science, 1980.- P. 3-32.

537. Walker J.D. Effects on microorganisms // J. Water Pollut. Control Fed. 1988. - V. 60. - P. 1106-1121.

538. Wallace J.B., Merritt R.W. Filter-feeding ecology of aquatic insects // Ann. Rev. Ent. 1980. - V. 25.-P. 103-132.

539. Webb J. The Wolfson geochemical atlas of England and Wales. Oxford: Oxford Univ. Press, 1978. - P. 7-14.

540. Wetzel R.G. Limnology. Philadelphia: W.B. Saunders Company, 1975. - 379 p.

541. White J.R, Driscoll C.T. Lead cycling in an acidic lake // Environ. Sci. Tech. -1985. V. 19,- P. 1182-1187.

542. White J.R., Gubala C.P. Sequentially extracted metals in Adirondack lake sediment cores // Paleolim. 1990. - V. 3. - P. 243-252.

543. Wiederholm T. Vanerns vattenkvalitet: Botten fauna i Vanern, in Vanern en Naturresurs. Stockholm: Liber Forlag, 1978. - P. 168-184.

544. Wik M., Natkanski J. British and Scandinavian lake sediment records of carbonaceous particles from fossil fuel combustion // Phil. Trans. R. Soc. Lond. 1990. - B327. - P. 319-323.

545. Wik M., Renberg I. Recent atmospheric deposition in Sweden of carbonaceous particles from fossil fuel combustion surveyed using lake sediments // Ambio. 1991. - V. 20. - P. 289-292.

546. Wikan S. Luftforurensing i Sor-Varanger. Vadso: Sor-Varanger kommune, 1990. - 40 p.

547. Wood J.M. Biological cycles for toxic elements in the environment // Science. -1974. V. 183. - P. 1049-1052.

548. Wotton R.S. The importance of identifying the origins of microfine particles in aquatic systems // OIKOS. 1984. - V. 43. - P. 217-221.

Информация о работе

Даувальтер, Владимир Андреевич
доктора географических наук
Апатиты, 1999
ВАК 11.00.11

Диссертация

Закономерности осадконакопления в водных объектах европейской субарктики - тема диссертации по географии, скачайте бесплатно

Автореферат

Похожие работы