Тяжелые металлы в донных отложениях

0,01

Hg

Общесанитарный

0,05

-

-

Pb

Общесанитарный

0,1

общесанитарный

0,1

Zn

Общесанитарный

1,0

токсикологический

0,1

Таблица 5.3 Предельно допустимые концентрации (ПДК) некоторых веществ в воде с различными целями водопользования

Тяжелые металлы	Едини. измер.	Централизованные источники питьевого водоснабжения	Питьевая вода расфасованная в емкости	Рыбохозяйственные нормы
		ПДК хозяйственно-питьевое	ЛВП	Класс опасности
Feсумм.	мг/ дм3	0,3	ОРГ	3	0,3	0,005 0,00001
Hg		0,0005	СТ	1
Cd		0,001	СТ	2		0,005
Mn		0,1	ОРГ	3	0,05	0,01
Cu		1	ОРГ	3	1	0,001
Mo		0,25	СТ	2		0,0012

При оценке экологической оценки качества воды используют КПДК ? коэффициент концентрации по ПДК и коэффициент концентрации, который используется для экологической оценки качества почв.

КПДК ? коэффициент концентрации по ПДК - это отношение содержания i-го элемента в водном объекте Сi к величине его ПДКi:

Ю.Е. Сает и др. для оценки загрязнения поверхностных вод используют показатель Кс.

Кс - коэффициент концентрации - отношение содержания элемента в исследуемом объекте Ci к его фоновому содержанию в соответствующем компоненте окружающей среды Сфi:

Коэффициент концентрации показывает интенсивность накопления элемента в воде по отношению к природному фону.

В работе обобщены критерии загрязнения поверхностных вод КПДК и Кс по уровням загрязнения.

В Таблицах 5.4 - 5.5 представлены критерии загрязнения поверхностных вод КПДК и Кс, связанные с уровнями загрязнения и экологической обстановкой территории.

Таблица 5.4 Критерии оценки загрязнения поверхностных вод питьевого назначения

Экологическая обстановка	Уровень загрязнения природных сред	Уровень загрязнения	Токсичные элементы
			Кс	КПДК
				Класс опасности
				1, 2	3	3, 4
Относительно удовлетворительная	Допустимый	Минимальный	< 4	< 1	< 1	< 1
Напряженная	Умеренно опасный	Низкий (слабый)	4-8	1-1,5	1-2,5	1-5
Критическая	Опасный	Средний	8-16	1,5-2	2,5-5	5-10
Чрезвычайная	Высоко опасный	Высокий (сильный)	16-32	2-3	5-10	10-15
Экологического бедствия	Чрезвычайно опасный	Очень высокий (очень сильный)	> 32	> 3	>10	> 15

Другой известной комплексной оценкой, используемой преимущественно в системе Гидрометеослужбы, является индекс загрязнения воды (ИЗВ). Как правило, рассчитывается по шести-семи гидрохимическим показателям:



ИЗВ = ? (С1-6/ ПДК1-6)/6,

где: Сi /ПДКi- относительная (нормированная) среднегодовая концентрация i-го вещества;

6 - строго лимитируемое количество показателей - концентрация растворенного кислорода, водородный показатель pH и БПК5, а так же загрязнители, имеющие наибольшие относительные среднегодовые концентрации.

В Таблице 5.6 представлены классы воды в зависимости от индекса загрязнения воды.

Таблица 5.5 Критерии оценки загрязнения поверхностных вод хозяйственно-бытового назначения

Экологическая обстановка	Уровень загрязнения природных сред	Уровень Загрязнения	Токсичные элементы
			Кс	КПДК
				Класс опасности
				1, 2	3, 4
Относительно удовлетворительная	Допустимый	Минимальный	< 4	< 1	< 1
Напряженная	Умеренно опасный	Низкий (слабый)	4-8	1-2.5	1-25
Критическая	Опасный	Средний	8-16	2.5-5	25-50
Чрезвычайная	Высоко опасный	Высокий (сильный)	16-32	5-10	50-100
Экологического бедствия	Чрезвычайно опасный	Очень высокий (очень сильный)	> 32	> 10	> 100

Таблица 5.6 Зависимость классов воды от индекса загрязнения воды

Класс качества воды	Текстовое описание класса	Величина ИЗВ качества воды
I	Очень чистая	ИЗВ ? 0,3
II	Чистая	0,3 < ИЗВ < 1
III	Умеренно загрязненная	1 < ИЗВ < 2,5
IV	Загрязненная	2,5 < ИЗВ < 4
V	Грязная	4 < ИЗВ < 6
VI	Очень грязная	6 < ИЗВ < 10
VII	Чрезвычайно грязная	10< ИЗВ



5.2 Оценка загрязненности почв

В результате техногенной нагрузки в почву непосредственно или опосредованно попадает огромное количество загрязняющих веществ, что существенно меняет ее химический состав.

Чаще всего нормирование почв преследует три цели: агрономическую, санитарно-гигиеническую и почвенно-экологическую.

Гигиенисты предлагают оценивать ПДК, исходя из 4 показателей вредности:

· транслокационного;

· миграционного водного;

· миграционного воздушного;

· общесанитарного.

Обычно экологической мерой оценки состояния почв служат ПДК нормируемых компонентов, определяемые в зависимости от типа почв, Таблица 5.7.

Дополнительно к ПДК для оценки состояния почв используется 6 лимитирующих показателей вредности по шести показателям:

· органолептический;

· общесанитарный;

· транслокационный или фитоаккумуляционный;

· миграционно-водный;

· миграционно-воздушный;

· токсикологический.

Таблица 5.7. Предельно допустимые концентрации, (ПДК) химических веществ в почве и критерии замены для почвогрунтов

Тяжелые металлы	Стандарты загрязняющих тяжелых металлов, мг/кг
	ФРГ	Нидерланды	Финляндия	РФ	Москва
As	25-140	29-50	50-100	2-10	> 15,2
Pb	200-2000	85-600	200-750	32-130	> 192
Cd	10-60	0,8-20	10-20	0,5-2.0	> 3,4
Cr	200-1000	100-800	200-300
Ni	70-900	35-500	100-150	20-80	> 110
Hg	10-80	0,3-10	2-5	2,1	> 3,7
Zn		140-3000	250-400	55-220	> 290
Cu		36-500	150-200	33-132	> 163
Co		20-300	100-250

Оценка степени опасности загрязнения почвы химическими веществами проводится по каждому веществу с учетом следующих общих закономерностей.

1. Принимается, что опасность загрязнения тем выше, чем больше фактическое содержание компонентов загрязнения почвы превышает ПДК, что может быть выражено коэффициентом К0 ? коэффициент опасности:

2. Опасность тем выше, чем выше класс опасности контролируемого вещества, его растворимость в воде и подвижность в почве, а также, чем больше мощность загрязненного слоя:

3. Опасность тем больше, чем меньше буферная способность почвы, которая зависит от механического состава, содержания органических веществ, кислотности почвы.

Чем ниже содержание гуминового вещества, рН почвы и легче механический состав, тем опаснее ее загрязнение химическими веществами.

При загрязнении почвы одним веществом неорганической природы оценка степени загрязнения проводится в соответствии с Таблицей 5.8 с учетом класса опасности компонента загрязнения, его ПДК и максимального значения допустимого уровня содержания элемента (Кmax) по одному из четырех показателей вредности.

Таблица 5.8 Категории загрязнения почвы неорганическими веществами

Содержание в почве, мг/ кг	Класс опасности вещества
	1	2	3
	Очень сильная	Сильная
> Кmax	Очень	Сильная	Средняя
От ПДК до Кmax	Сильная
От двух фоновых значений до ПДК	Слабая

При полиэлементном загрязнении оценка степени опасности загрязнения почвы допускается по наиболее токсичному элементу с максимальным содержанием в почве.

Специфической особенность ПДК (ОДК) для почв, является установление нормативов в трех формах концентраций элементов: в валовых формах, в подвижных формах и в водорастворимых формах, 5.9.

Валовые формы показывают суммарную концентрацию элемента в почве, их правомерно сравнивать с кларками почв.

Подвижные формы элементов характеризуют концентрации элементов, растворяющихся в специальном буферном растворе.

Таблица 5.9 Предельно допустимые концентрации химических элементов в почве, мг/кг

Показатель	ПДК	Класс опасности	Лимитирующий показатель вредности
Валовые формы
V+Mn	100+1000	3	Обшесанитарный
As	2	1	Транслокационный
Hg	2,1	1	Транслокашюнный
Pb	32	1	Обшесанитарный
Sb	4,5	2	Миграционно-воздушный
Подвижные формы
Co	5	2	Обшесанитарный
Сu	3	2	Общесанитарный
Ni	4	2	Общесанитарный
Pb	6	2	Общесанитарный
Zn	23	1	Транслокационный
Cr	6	6	Обшесанитарный

Водорастворимые формы показывают концентрации элементов, растворяющихся в воде.

ПДК подвижных и водорастворимых форм элементов нельзя сравнивать с кларками валовых форм, так как концентрации подвижных форм, как правило, значительно ниже валовых кларков.

Это связано с тем, что в почвах элемент присутствует как в подвижных соединениях, допускающих его водную миграцию, так и в минералах, устойчивых к растворяющему действию воды и почвенных растворов.

Многие авторы отмечают, что современное положение с нормированием тяжелых металлов в почвах нельзя назвать удовлетворительным из-за недостаточной разработанности их принципов и, как следствие этого, слабой обоснованности рекомендованных нормативов.

Очевидно поэтому ПДК тяжелых металлов для почв, разработанные в разных странах, значительно отличаются друг от друга.

При этом нормативы для подвижных форм тяжелых металлов разработаны менее всего.

Важнейшим моментом в охране окружающей среды и одной из экологических характеристик тяжелых металлов является знание их нормального (фонового) содержания в почвах и параметры его возможного техногенного изменения, что позволяет осуществлять контроль за состоянием почвенного покрова, определять темпы и степень загрязнения его тяжелых металлов.

В настоящее время нет единого взгляда на определение фонового содержания тяжелых металлов в почве.

Чаще всего под фоновыми подразумеваются уровни содержания тяжелых металлов в почвах на значительном удалении от их техногенных источников.

Существует также мнение, что за настоящий "чистый" (естественный) фон следует принимать те концентрации тяжелых металлов, которыми характеризовались почвы до начала научно-технической революции.

В распоряжении экологов и геохимиков таких данных очень немного, поэтому за фоновое содержание тяжелых металлов в почве принимают средние статистические данные о содержании тех или иных элементов в различных типах почв и почвенных регионах, исключая данные по техногенно загрязненным почвам.

С ними обычно сравнивают средние, локальные или индивидуальные концентрации соответствующих элементов в целях обнаружения нормального, повышенного или аномально повышенного токсического количества (геохимические аномалии).

Наметилось два основных подхода к определению фоновых уровней загрязняющих веществ в ландшафтах.

Первый (метод кларков) - заключается в подсчете средних содержаний химических элементов в отдельных компонентах природной среды, Таблица 5.10.

Таблица 5.10 Фоновые концентрации химических элементов в почве, мг/кг

Элемент	Класс опасности	Фоновые содержания элементов в дерново-подзолистых почвах	Среднее содержание в почве/литосфере
		Для средней полосы России	Московский регион	Санкт- Петербург
Zn	1	28-45	50	43-73	50-85
As	1	1,5-2,2	6,6	2,62	5-1,7
Cd	1	0,05-0,12	0,3	0,17	0,5-0,13
Pb	1	6-15	26	17-21	10-16
Hg	1	0,05-0,1	0,15	0,03	0,01-0,083
Cu	2	8-15	27	18-23	20-47
Co	2	3-10	7.2	4.6-5.3	10-18
Ni	2	6-20	20	19-24	40-58
Cr	2		46	13-34	200-83
Mn	3		600-1260	119-471	850-1000



Другой подход состоит в исследовании конкретного распределения химических элементов в почвах и других элементах ландшафта. При этом выявляются не столько уровни содержания, сколько типы распределения элементов в зависимости от условий миграции и аккумуляции их в ландшафтах, а для оценки фонового распределения элементов предложено понятие "фоновая геохимическая структура", которая характеризуется рядом геохимических коэффициентов: коэффициенты радиальной и латеральной дифференциации, биологического поглощения.

Вопрос о том, какие данные привлекать для получения средних значений содержания элементов в почве, достаточно сложен и не всегда однозначно понимается разными исследователями. Именно поэтому многочисленные данные разных исследователей являются несравнимыми в силу различий в подходах к определению сред них фоновых значений

Чаще всего, говоря о фоновых или нормальных значениях содержания тяжелых металлов, подразумевают их содержание в верхнем корнеобитаемом слое почвы (0-10, 0-20 см).

Многими исследователями установлено, что тяжелые металлы преимущественно аккумулируются именно в нем, и коррелируют с содержанием органических веществ, взаимодействуя с ним. В процессе почвообразования происходит постепенное освобождение тяжелыъ металлов в профиле почвы из почвообразующих пород, постоянно идут процессы их водной миграции. Кроме того на поверхность почвы выпадают компоненты атмосферного загрязнения в связи с ближним и дальним переносом загрязняющих веществ. Последнее обстоятельство невозможно исключить в эпоху техногенеза, так как тяжелые металлы с компонентами дальнего переноса поллютантов также участвуют в формировании их фонового содержания.

При оценке среды с действующими источниками загрязнения используют: коэффициент концентрации химического вещества Кс и суммарный показатель загрязнения Zс.

Коэффициент концентрации Ксi представляет отношение фактического содержания определяемого i -го вещества в почве Сi к кларку почв, либо к региональному фону этого элемента Сфi :

Коэффициент концентрации Zс показывает интенсивность накопления элемента в воде по отношению к природному фону.

Суммарный показатель загрязнения (Zс) является комплексной оценкой загрязнения.

Численно он равен сумме коэффициентов концентраций N химических элементов загрязнителей:

Ориентировочная оценочная шкала опасности загрязнения почв по суммарному показателю загрязнения (Zc) представлена в Таблице 5.11.

Таблица 5.11 Ориентировочная оценочная шкала опасности загрязнения почв по суммарному показателю загрязнения (Zc)

Категории загрязнения почв	Величина Zc	Изменения показателей здоровья населения в очагах загрязнения
Допустимая	Менее 16	Наиболее низкий уровень заболеваемости детей и минимальная частота встречаемости функциональных отклонений
Умеренно опасная	16 - 32	Увеличение общей заболеваемости
Опасная	32 - 128	Увеличение общей заболеваемости, числа часто болеющих детей, детей с хроническими заболеваниями, нарушениями функционального сердечно-сосудистой системы
Чрезвычайно опасная	Более 128	Увеличение заболеваемости детского населения, нарушение репродуктивной функции женщин (увеличение токсикозов беременности, числа преждевременных родов, мертворождаемости, гипотрофии новорожденных)

5.3 Оценка загрязненности ДОННЫХ ОТЛОЖЕНИЙ

Для ДО, которые являются своеобразной депонирующей средой, характерна способность накапливать вместе с химическими элементами информацию об экологическом состоянии всей водосборной площади, отражая ее состоянием и виды производств на ее территории.

Темпы и объемы формирования донных отложений, а также уровень загрязненности их слоев различны на всем протяжении существования водного объекта, что позволяет, как проследить воздействие изменяющейся техногенной нагрузки на речные экосистемы во времени, так и изменение тех естественных процессов, которые протекают в ней.

Поэтому, в ряде стран донные отложения используют как основной индикатор экологического состояния водного объекта, отображающий уровень техногенного воздействия на речные экосистемы.

К наиболее опасным загрязняющим веществам относятся соединения тяжелых металлов и различные соединения углеводородов.

Необходимость нормирования содержания загрязняющих веществ в донных отложениях обусловлено тем, что сильно загрязненные донные отложения оказывают серьезное отрицательное влияние на состояние воды водоемов и водотоков.

Загрязнения, поступающие в водные объекты, являются источниками «первичного загрязнения», которые накапливаясь в больших концентрациях в сильно загрязненных донных отложений, могут, в свою очередь, послужить источником «вторичного» загрязнения водных объектов, вызывая тем самым ухудшение качества воды.

Это является важным обстоятельством, обусловливающим необходимость включение донных отложений в состав основных объектов экологических и эколого-геохимических исследований и использование их для оценки экологического состояния водных систем.

В настоящее время оценка экологического состояние водных объектов определяется, как правило, исходя из совокупности различных показателей воды (а именно ее пригодностью для конкретных видов водопользования), без учета состояния донных отложений и возможности вторичного загрязнения воды. Проведение исследований донных отложений является обязательным лишь при эпизодическом геолого-экологическом картографировании территорий.

При этом, в Водном кодексе Российской Федерации дно водоемов считается одной из составных частей поверхностных водных объектов. Несмотря на то, что контроль состава донных отложений водных систем является обязательным (в рамках Единой Государственной системы мониторинга за состоянием окружающей среды), в государственные, региональные и объектные программы экологического мониторинга речных систем и промышленных объектов этот вид исследований, как правило, не включается.

Следует отметить, что мониторинг донных отложений вряд ли может быть эффективным при отсутствии нормативов содержания загрязняющих веществ в составе донных отложений, как среды депонирования загрязняющих веществ, представляющей существенную угрозу для водной экосистемы.

Оценка степени воздействия донных отложений на экологическое состояние водных объектов представляет определенные методологические трудности.

Это связано с тем, что с одной стороны ПДК для донных отложений отсутствуют, а с другой стороны, донные отложения, хотя близки по вещественному составу к почвам, но они не являются почвой как объектом землепользования.

Согласно Водному кодексу Российской Федерации поверхностные водные объекты состоят из поверхностных вод и покрытых ими земель в пределах береговой линии.

Таким образом, донные отложения являются неотъемлемой частью водных объектов, имея отличное от воды фазовое состояние и иные механизмы воздействия на водные экосистем.

Существующие в литературе подходы к экологическому нормированию содержания загрязняющих веществ в донных отложениях, как правило, руководствуются целью, на которую они ориентированы: охрана здоровья человека, сохранение дикой природы, восстановление и оздоровление загрязненных участков, а также масштабом воздействия (национальные, региональные нормативы или локальные, привязанные к одному конкретному месту, например, выпуску очистных сооружений).

Разработаны некоторые региональные нормативы содержания ряда токсикантов в донных отложениях различных пресноводных водоемов мира с применением разных критериев: фоновые концентрации; интервалы (либо предельные уровни) соответствующего негативного воздействия на гидробионтов ; равновесное распределение загрязняющего вещества.

В России подобные работы находятся в начальной стадии, можно отметить лишь единичные попытки разработки экологических нормативов содержания индивидуальных соединений в донных отложениях с использованием геохимического и токсикологического подходов.

В целом следует признать отсутствие единых подходов, позволяющих устанавливать нормативы качества донных отложений, которые могли бы войти в единую систему нормативов для включения их в стратегию охраны водных и биологических ресурсов в региональном масштабе.

В связи с этим одной из чрезвычайно актуальных задач в области экологического нормирования является поиск подходов к установлению стандартов качества донных отложений как важного фактора риска для водной экосистемы и включению их в стратегию управления качеством природных вод.

Наиболее распространенный подход заключается в сравнении полученных массовых концентраций тяжелых металлов со значением величин кларка, фоновыми концентрациями, официально установленными допустимыми уровнями или с другими ранее полученными натурными данными.

Мерой уровня загрязненности в этом методе служит коэффициент обогащения (К0), показывающий во сколько раз содержание тяжелых металлов в донных отложениях (или взвешенных веществах) превышает их кларковые или фоновые значения.

Здесь следует отметить, что по коэффициенту обогащения оценить уровень загрязненности донных отложений можно чисто условно, так как не существует нормативно определенных значений К0, а приводимые в литературе значения величин фоновых концентраций различными авторами рассчитываются и трактуются по-разному.

В качестве ориентировочных значений можно пользоваться, например, фоновыми содержаниями тяжелых металлов в донных отложениях и объектах осадочного генезиса, не подверженных антропогенному загрязнению, Таблица 5.12.

Наиболее часто используемым на практике методом оценки качества донных отложений является метод последовательного химического экстрагирования.

Таблица 5.12 Фоновые содержания тяжелых металлов (мкг/г) в донных отложениях и объектах осадочного генезиса, не подверженных антропогенному загрязнению

Исследуемые объекты	Тяжелые металлы
	Cd	Cu	Cr	Fe*	Mn*	Ni	Pb	Zn
Кларки литосферы	0,13	47	83	46,5	1,10	58	16	83
Пресноводные ДО	0,35	43	96	43,5	0,75	55	28	110
ДО	0,10	53	24	-	-	23	10	79
Сланцы	0,35	45	90	45,0	0,85	68	20	95
* - Данные приведены в мг/г



Впервые этот метод был предложен для анализа морских донных отложениях.

В его основу положена способность различных реагентов извлекать из пробы донных отложений либо определенные формы металлов, либо металлы, связанные с конкретными фазами донных отложений.

Например, известно, что уксусная кислота способна извлекать из пробы донных отложений только карбонаты металлов, тогда как ацетат аммония с pH 7 только их адсорбированные формы.

После проведения серии последовательных экстракций, полученные экстракты анализируют раздельно и по преобладанию тех или иных форм тяжелых металлов в пробе делают выводы об их подвижности и потенциальной опасности для экосистемы в целом.

К настоящему времени предложено несколько методик последовательного химического экстрагирования, включающих от двух до девяти последовательных ступеней экстракции. Среди них наиболее распространенной является методика, основанная на количественном определении пяти форм нахождения металла:

· легкообменной;

· карбонатной;

· оксидной, входящей в состав гидрооксидов Fe и Mn;

· органической;

· остаточной, входящей в кристаллическую алюмосиликатную решетку.

В США для некоторых тяжелых металлов утверждена сравнительная шкала критерия оценки загрязненности донных отложений: незагрязненные, умеренно загрязненные и сильно загрязненные, Таблица 5.13.

Агентство по охране окружающей среды США (EPA) в начале 90-х гг. разработало и предложило для оценки качества природных донных отложений критерий качества донных отложений (SQC - Sediment Quality Criteria). Введение SQC преследовало две цели: во-первых, иметь возможность оценивать безопасность донных отложений и, во-вторых, прогнозировать потенциальные нагрузки на них без наступления неблагоприятных последствий для всей экосистемы в целом.

Таблица 5.13 Классификация донных отложений природных вод, мкг/г

Донные отложения	Cd	Cr	Cu	Pb	Hg
Незагрязненные	-	<25	<25	<40	<1
Умеренно загрязненные	-	25-70	40-60	-
Сильно загрязненные	>6	>75	>50	>60	>1

Теория критериев качества донных отложений базируется на расчете четырех основных параметров:

1. Расчет количества легкоподвижные сульфиды (или просто сульфидный параметр);

2. Определение содержания тяжелых металлов в поровой воде донных отложений;

3. Расчет количества легкоподвижные сульфиды и органического вещества, а так же количеств тяжелых металлов, находящихся в виде сульфидов и сорбированных на органические вещества донных отложений;

4. Минимальное разделение.

Смысл 1-го (сульфидного) критерия заключается в том, что донные отложения классифицируются как нетоксичные лишь в том случае, если содержащиеся в них тяжелые вещества присутствуют в сульфидной форме. Для расчета данного критерия сравнивают сумму молярных концентраций тяжелые вещества (УMe), имеющих значение произведения растворимости (ПР) меньше, чем у Fe и Mn, с молярной концентрацией легкоподвижных сульфидов (УS2-). Выполнение условия: У S2- > УMe - указывает на то, что все металлы связаны в донных отложениях в виде прочных комплексов MeS.

Если наблюдается противоположное неравенство: УS2- < УМе, то это указывает на то, что часть металлов в донных отложениях находится либо в ионной форме, либо они связаны в комплексы с другими лигандами, например, с органическими веществами. В этом случае прогноз токсичности донных отложений проверяется расчетом 2, 3 и 4-го критериев.

Суть 2-го критерия заключается в том, что донные отложения считаются нетоксичными, если концентрации тяжелых металлов в поровой воде не превышают допустимых значений для воды (т. е. ПДК). Для этого сравнивают суммы концентраций тяжелых в поровых водах с суммой ПДК для всех металлов. В случае их превышения донных отложений классифицируются как токсичные.

Объединенный, 3-й критерий, легкоподвижных сульфидов и органических веществ основывается на том, что дополнительной связующей фазой для тяжелых металлов в донных отложений, чаще всего, выступает органичеческое вещество.

Суть этого критерия сводится к следующему: донные отложения считаются нетоксичными, если сумма металлов в поровой воде за вычетом суммы металлов, связанных орагникой донных отложений, меньше, чем сумма ПДК в воде всех присутствующих металлов. Расчет критерия проводится по аналогии с критерием поровой воды. Разница заключается в учете доли тяжелых металлов, связанных с органически веществом. Этот критерий используют в случае нарушения предыдущего критерия.

Критерий минимального разделения применим только для донных отложений, не содержащих сульфиды, и, по сути, аналогичен вышеприведенному критерию.

На основе этих критериев можно рассчитывать формы нахождения металлов, прогнозировать их поступление в поровой воде и, что наиболее важно, прогнозировать биодоступность тяжелых металлов для водной флоры и фауны.

Агентством по охране окружающей среды США (EPA) предложен, кроме того, следующий подход оценки качества донных отложений.

На основе статистической обработки данных о влиянии донных отложений различной степени загрязненности на экологическое состояние водных объектов предложены два предельных значения концентраций тяжелых металлов в донных отложениях: пороговое, минимально допустимое содержание - (TEC) и максимально допустимое содержание - (PEC). В таблицах 5.14-5.15 представлены рекомендованные в работе значения ТЕС и РЕС, так называемые, согласованные значения. Так же в представленных таблицах указаны значения следующих параметров:

· TEL - возможный уровень воздействия, представляет собой концентрацию загрязняющего вещества, ниже которой отрицательное влияние наблюдается достаточно редко;

· LEL - минимальный уровень влияния, согласно этому критерию отложения рассматриваются как чистые или минимально загрязненные, не ожидается влияния на донные организмы ниже этого уровня;

· МЕТ - порог минимального влияния, согласно этому критерию отложения рассматриваются как чистые или минимально загрязненные, не ожидается влияния на донные организмы ниже этого уровня;

· ERL - уровень низкого влияния, представляет собой концентрацию загрязняющего вещества, ниже которой отрицательное влияние наблюдается только достаточно редко;

· TEL-HA28 - пороговый уровень влияния для амфиподы Hyalella Azteka, представляет собой концентрацию загрязняющего вещества, ниже которой отрицательное влияние на амфиподы Hyalella Azteka во время 28 суточного теста наблюдается достаточно редко;

· PEL - пороговый уровень влияния, представляет собой концентрацию загрязняющего вещества, выше которой отрицательное влияние наблюдается часто;

· SEL - уровень серьезного влияния, при этой концентрации загрязняющего вещества донных отложений рассматриваются как сильно загрязненные, ожидается неблагоприятное влияние на большинство донных организмов при достижении этой концентрации;

· TЕТ - предел токсического влияния, при этой концентрации загрязняющего вещества донных отложений рассматриваются как сильно загрязненные, ожидается неблагоприятное влияние на большинство донных организмов при достижении этой концентрации;

· ERМ - средняя медиана влияния, представляет собой концентрацию загрязняющего вещества, выше которой отрицательное влияние наблюдается часто;

· РEL-HA28 - максимально допустимый уровень влияния для амфиподы Hyalella Azteka, представляет собой концентрацию загрязняющего вещества, выше которой отрицательное влияние на амфиподы Hyalella Azteka во время 28 суточного теста наблюдается часто.

Таблица 5.14 Нормативы качества донных отложений для тяжелых металлов в пресноводных системах на основе ТЕС

Тяжелый металл	Минимально допустимое содержание (ТЕС)
	TEL	LEL	MET	ERL	TEL-HA28	Согласованное TEC
As	5,9	6	7	33	11	9,79
Cd	0,596	0,6	0,9	5	0,58	0,99
Cr	37,3	26	55	80	36	43,4
Cu	35,7	16	28	70	28	31,6
Pb	35	31	42	35	37	35,8
Hg	0,174	0,2	0,2	0,15	-	0,18
Ni	18	16	35	30	20	22,7
Zn	123	120	150	120	98	121

Таблица 5.15 Нормативы качества донных отложений для тяжлых металлов в пресноводных системах на основе РЕС

Тяжелый металл	Максимально допустимое содержание (РЕL)
	PEL	SEL	TET	ERM	PEL-HA28	Согласованное PEL
As	17	33	17	85	48	33
Cd	3,53	10	3	9	3,2	4,98
Cr	90	110	100	145	120	111
Cu	197	110	86	390	100	149
Pb	91,3	250	170	110	82	128
Hg	0,486	2	1	1,3	-	1,06
Ni	36	75	61	50	33	48,6
Zn	315	820	540	270	540	459

Для оценки поликомпонентного загрязнения было предложено использовать суммарное значение превышения норматива РЕС. Для этого суммируют все математически значимые величины частного от деления на РЕС и делят на количество использованных в расчете веществ.

При оценке токсикологической опасности донных отложений руководствуются тем, что в интервале < 0,1-0,5 пробы не будут токсичны и при значениях, превышающих 0,5, 1,0 и 1,5, ожидать токсичность можно с большой долей вероятности.

В Таблице 5.16 представлены нормативы загрязнения донных отложений ряда стран, полученные с учетом взаимосвязи между токсичностью донных отложений и концентрациями в них тяжелых отложений.

При этом для 20 веществ из 28 была отмечена прямая зависимость между концентрацией и токсичностью на бентосных организмах.

В Европе широко применяется метод оценки степени загрязнения донных отложений тяжелыми металлами на основе расчета геоаккумуляции. Для оценки уровня загрязненности донных отложений вычисляются индексы геоаккумуляции:

,)

где:

С - измеренная (валовая) концентрация элемента в донных отложениях (наиболее часто используют фракции менее 0,02 мм, как обладающие наибольшей сорбционной емкостью);

Cф - геохимическая фоновая концентрация элемента с учетом региональных особенностей рассеивания элемента;

1.5 - коэффициент учета вариаций природных концентраций элемента.

Оценка уровня загрязнения донных отложений тяжелыми металлами по Мюллеру образуют простую систему классов геоаккумуляции, которая позволяет математическим путем определить классификационные показатели оценки экологического состояния донных отложений и «локализовать» места формирования донных отложений с максимальными концентрациями загрязняющих веществ, Таблица 5.17.

Таблица 5.16 Нормативы содержания тяжелыми металлами в донных отложений пресноводных систем

Тяжелые металлы	Используемые в США нормативы	Принятые в Голландии нормативы	Принятые в Бельгии нормативы	Предлагаемые Даувальтером (РФ) нормативы (на основе изучения ДО озер северной Фенноскандии)
	ТЕС (США)	РЕС (США)	Фоновые концентрации (США)
Содержание тяжелых металлов (мг/кг сухого вещества)
As	9,79	33	2,2-21	29	11
Cd	0,99	4,98	0,1-0,5	0,8	0,38	1,5
Cr	43,4	111	20-100	100	17
Cu	31,6	149	10-53	36	8	30
Hg	35,8	128	9-35	85	14	500
Pb	0,18	1,06	0,01-008	0,3	0,05
Ni	22,7	48,6	12-51	35	11	200
Zn	121	459	33-140	140	67	200

Еще одной методикой, основанной на фоновых концентрациях, является принятый в Санкт-Петербурге «Региональный норматив и критерии загрязненности донных отложений, извлекаемых из водных объектов при проведении дноуглубительных работ для решения вопросов их дальнейшего использования (намыв территорий, сброс в водные объекты, складирование в специально оборудованные отвалы с выполнением комплекса защитных мероприятий)».

Таблица 5.17. Оценка уровня загрязнения донных отложений тяжелыми металлами (по Мюллеру)

Значение индекса геоаккумуляции,	Классы геоаккумуляции (игео-классы)	Уровень загрязненности донных отложений (ДО) тяжелыми металлами
>0	0	Практически незагрязненные ДО
> 0-1	1	Незагрязненные до умеренно загрязненного ДО
> 1-2	2	Умеренно загрязненные ДО
> 2-3	3	Средне загрязненные ДО
> 3-4	4	Сильно загрязненные ДО
> 4-5	5	Сильно загрязненные до чрезмерной загрязненности ДО
> 5	6	Чрезмерно загрязненные ДО

Критерии для тяжелых металлов (к которым в данной методике отнесен и As) в стандартных донных отложениях приведены таблице 5.18.

Таблица 5.18 Критерии загрязнения стандартных донных отложений по концентрациям загрязняющих веществ в мг/кг сухого веса

Тяжелые металлы	Целевой уровень	Предельный уровень	Проверочный уровень	Требующий вмешательства уровень
As	29	55	55	55
Cd	0,8	2	7,5	12
Cr	100	380	380	380
Cu	35	35	90	190
Hg	0,3	0,5	1,6	10
Pb	85	530	530	530
Ni	35	35	45	210
Zn	140	480	720	720

Степень опасности концентраций загрязняющих веществ зависит от типа донных отложений.

Стандартные отложения имеют следующий состав: 10% содержания органическое вещество и 25% содержания глинистой фракции (частицы диаметром < 2 мкм). Оценка загрязненности донных отложений, отличающихся от стандартных (с содержанием глинистой фракции более 25% и содержанием органических веществ до 30%) предложено производить по критериям, приведенным в Таблице 5.19.

Для пересчета концентраций загрязняющих веществ в нестандартных донных отложений на концентрации их в стандартных донных отложений авторы методики используется следующее выражение:

Здесь:

- исправленная концентрация;

- измеренная концентрация;

- поправочный коэффициент для приведения концентрации a, b и c - константы, зависящие от металлов, Таблица 5.20.

Таблица 5.19 Критерии загрязнения нестандартных донных отложений

Тяжелые металлы	Целевой уровень (не загрязненный), мг/кг сухого веса	Уровень вмешательства (опасно загрязненные отложения), мг/кг сухого веса
As	37	70,2
Cd	1,2	18,4
Cr	100	380
Cu	46,6	253
Hg	0,3	11,1
Pb	105	655
Ni	35	210
Zn	170	874

Таблица 5.20 Поправочные коэффициенты пересчета содержания тяжелых металлов и мышьяка.

Тяжелые металлы	а	b	c
As	15	0,4	0,4
Cd	0,4	0,07	0,021
Cr	50	2	0
Cu	15	0,6	0,6
Hg	0,2	0,0034	0,0017
Pb	50	1	1
Zn	50	3	1,5

В целом следует признать отсутствие широко применяемых подходов, позволяющих устанавливать нормативы качества донных отложений, которые могли бы войти в единую систему нормативов для включения их в стратегию охраны водных и биологических ресурсов в региональном масштабе.

В связи с этим одной из чрезвычайно актуальных задач в области экологического нормирования является поиск подходов к установлению стандартов качества донных отложений как важного фактора риска для водной экосистемы и включению их в стратегию управления качеством природных вод.

Таким образом, глобальным недостатком Российского водного законодательства является то, что основные базовые стратегии сохранения и улучшения качества природных водоемов содержат лишь стандарты качества водной среды и не включают единых стандартов качества донных отложений. Вместе с тем необходимо отметить, что именно донные отложения, благодаря их способности аккумулировать многие органические и неорганические соединения, могут быть фактором риска для всей водной экосистемы. Возможно вторичное загрязнение водной среды в результате процессов, приводящих к перераспределению содержащихся в донных отложениях загрязняющих веществ и нарушению баланса, сложившегося в системе «вода - донные отложения», а также неблагоприятное воздействие на плотность и разнообразие бентосного сообщества, определяющего эффективность процессов самоочищения.

В связи с этим, одной из чрезвычайно актуальных задач в области экологического нормирования является поиск подходов к установлению стандартов качества донных отложений как важного фактора риска для водной экосистемы и включению их в стратегию управления качеством природных вод.

В основу методологии экспериментального и натурного изучения процессов аккумуляции и выноса тяжелых металлов в донных отложениях водохранилищ и озер для определении стандартов качества донных отложений может быть положен следующий принцип: концентрации тяжелых металлов в донных отложениях не должны превышать значений, представляющих угрозу для поверхностных и подземных вод с учетом категории их использования или быть причиной острых или хронических эффектов для биотической компоненты экосистемы водоемов.

Для оценки степени опасности тяжелых металлов с точки зрения безопасности поверхностных вод наиболее перспективным является оценка максимальной миграционной емкости тяжелых металлов отложений.

Максимальная миграционная емкость может быть охарактеризована суммарным количеством тяжелых металлов, способным к выносу из донных отложений в подвижных формах при наиболее неблагоприятных возможных условиях.

Порядок оценки максимальной миграционной емкости может быть представлен в следующем виде.

- Выполняется анализ основных форм тяжелых металлов в донных отложениях.

- Выполняется оценка основных параметров донных отложений, определяющих емкость их катионного обмена - содержание органического вещества, глинистых веществ, оксидов железа и марганца.

- Определяется общее содержание трудно растворимых солей тяжелых металлов.

- На основании мониторинга качества воды в водоеме определяются граничные значения показателей, определяющих миграционную активность донных отложений - содержание растворенного кислорода, рН, содержание азота и фосфора, серы и др.

- На основании гидрогеохимических расчетов определяется количество тяжелых металлов в адсобированной фазе и в поровом растворе в наиболее неблагопрятных условиях.

- Исходя из модели смешивания рассчитываются концентрации тяжелых металлов в воде водоема при наиболее неблагоприятных возможных условиях и сравниваются с ПДК, установленном для водоема с учетом его водохозяйственных характеристик.

- На основании гидравлических расчетов оценивается способность миграции адсорбированных на взвешенных частицах отложений в результате ветрового или волнового их взмучивания.

В том случае, если определенные таким образом концентрации тяжелых металлов не превышают допустимых значений ПДК, состояние донных отложений может считаться безопасным.

Определение влияния тяжелых металлов донных отложений на биотические компоненты экосистемы водоемов наиболее корректно выполнять с использованием методов биотестирования и биоиндикации.

Биоиндикация -- качественная оценка параметров среды обитания и ее отдельных характеристик по состоянию биоты в природных условиях (Биоиндикация и биомониторинг..., 1991). Понятие биоиндикация, включающее условия сравнения результатов, применяется исключительно для зависящей от времени оценки антропогенных или испытывающих антропогенное влияние факторов среды на основе изменения количественных характеристик биологических объектов и систем.

Организмы или сообщества организмов, жизненные функции которых так тесно кореллируют с определенными факторами среды, что могут применяться для их оценки, и называются биоиндикаторами.

Биоиндикация в узком смысле занимается изучением влияния антропогенных или антропогенно модифицированных факторов среды. При этом речь идет преимущественно не об оценке присутствия концентрации или интенсивности какого-либо параметра-среды, а о реакции биологических систем, т.е. рассматривается биологическое воздействие факторов среды. Если физические и химические методы дают количественные и качественные характеристики фактора, но позволяют лишь косвенно судить о его биологическом действии, то с помощью биоиндикации можно получить информацию о биологических последствиях и сделать лишь косвенные выводы об особенностях самого фактора.

Опасность антропогенных факторов состоит, прежде всего, в том, что биологические системы различного уровня (организмы, популяции, биоценозы) недостаточно адаптированы к ним. Антропогенные факторы столь разнообразны и создаются с такой скоростью, что биологические системы часто не успевают активизировать соответствующие адаптационные процессы. Многие антропогенные факторы среды потому и становятся опасными для биоты, что они радикально отличаются по величине, интенсивности, продолжительности и моменту воздействия от той обычно существующей в природе норме, к которой адаптированы биологические системы. В результате они часто влияют на диапазон толерантности, что нередко приводит к превышению допустимой нагрузки на организмы и распаду биологических систем.

Гидробиологические методы позволяют получить данные, характеризующие отклик водных биоценозов на антропогенное воздействие, который формируется за достаточно длительный промежуток времени. Сложилось устойчивое мнение, что индикация состояния экосистемы в каждый конкретный момент времени не дает возможности судить об отклике на антропогенное воздействие вследствие известной "консервативности" гидробиологических показателей, формирования адаптации» к загрязнению, естественных колебаний и цикличности процессов развития водных организмов и популяций. Однако биота на своем уровне несет в себе всю информацию о водном объекте и только отсутствие соответствующих методов и квалификации исследователей препятствует ее получению.

Центральным методом биоиндикационных исследований является сапробиологический анализ. Метод получил широкое распространение во всем мире, рекомендован комиссией СЭВ в качестве стандартных методов оценки состояния водных объектов, подверженных антропогенному влиянию. Уже известно множество вариантов этого метода (Унифицированные методы..., 1966; Макрушин, 1974, 1978; Кутикова, 1970, 1976, 1984), он разрабатывается широко в настоящее время (Методы биоиндикации ..., 1987, 1989 и др.). В то же время он подвергается и критике (Методы биоиндикации..., 1989; Кренева, 1993). Главный минус сапробиологического метода в том, что он учитывает загрязнение только органическим веществом, которое подвергается бактериальной деструкции и включается в круговорот веществ данного водного объекта. Другие отрицательные моменты изложены А.В. Абакумовым в работе (Руководство..., 1983). Тем не менее, значение этого метода трудно переоценить. В действительности система олиго-, мезо-, полисапробных водоемов вскрывает соотношение в них трофического потенциала, как ведущего фактора среды, по присутствию разно резистентных к нему показательных организмов (соответственно олиго-, мезо- и полисапробов).

Подчеркивая всю важность биоиндикационных методов исследования, следует подчеркнуть, что такой подход требует объективного разделения и точного описания двух одновременно действующих процессов, вызывающих отклонение индикационного признака от нормы. Во-первых, результат действия антропогенных факторов, во-вторых, следствие случайного отклонения от нормы в результате действия принципиально неформализируемых факторов (Алексеев, 1997, цит.по Гелашвили и др. 1999). Кроме того, такой важный показатель любого биоценоза, как видовой состав, не дает ее оценки на момент исследования, поскольку является итоговой характеристикой всей суммы воздействия на сообщество за некоторый промежуток времени.

Биотестирование токсичности донных отложений проводится с целью интегральной оценки их токсического загрязнения, обусловленного присутствием совокупности токсичных химических (загрязняющих) веществ.

Биотестирование токсичности донных отложений используют для решения следующих задач (Р 52.24.635-2002):

- оценки токсичности (выявления, наличия и степени-токсичности) пробы донных отложений;

- оценки уровня токсического загрязнения донных отложений водного объекта, выделения участков накопления токсичных загрязняющих веществ в донных отложениях и оценки влияния источников загрязнения на основе донных отложений;

- оценки уровня токсического загрязнения экосистемы водного объекта по результатам биотестирования донных отложений и воды.

Биотестирование (биологическое тестирование) - это совокупность приемов получения информации об их токсичности, используемых в водной токсикологии. Биотестирование дает характеристику интегральной токсичности проб природной воды и донных отложений конкретного водного объекта. С помощью биотестирования оценивают интегральную токсичность комплекса веществ, присутствующих в водной среде и проявляющих или не проявляющих свои эффекты в зависимости от формы их нахождения, соотношений, взаимовлияний и ряда условий среды.

Биотестирование является основным методом при разработке нормативов ПДК химических веществ (биотестирование токсичности индивидуальных химических веществ) и, в конечном итоге, при оценке их опасности для окружающей среды и здоровья населения. Таким образом, оценка уровня загрязнения по результатам химического анализа, т.е. интерпретация результатов с точки зрения опасности для окружающей среды, также в значительной степени опирается на данные биотестирования.

Метод биотестирования, будучи биологическим, по сути, близок, по смыслу получаемых данных к методам химического анализа вод: как химические методы, они отражают характеристику воздействия на водные биоценозы (Бакаева, Хоружая и др., 2006).

Основой биотестирования является выбор чувствительных тест-организмов, удобных для лабораторного культивирования, достаточно репрезентативных, отражающих некоторые специфические особенности не только данного вида, но и большой группы гидробионтов, входящих в тот или иной биоценоз. Для биотестирования используют лабораторные культуры гидробионтов и выделенные из природных водных объектов. Использование последних дает возможность прогноза влияния токсического загрязнения на гидробионтов конкретного водного объекта. Тест-показатель подбирают с учетом их биологической значимости.

Существует два подхода к набору тест-организмов (Никаноров и др., 2000):

1) система биотестирования должна содержать широкий набор организмов, представляющих все трофические уровни водной экосистемы;

2) набор методик должен быть минимальным, тест-организмы должны быть простыми, удобными в работе и достаточно чувствительны к контролируемым загрязняющим веществам.

Для токсикологической оценки загрязнения пресноводных экосистем на основе биотестирования водной среды в рамках системы мониторинга ПВС Росгидромета рекомендовано использовать шесть видов тест-объектов: дафний, цериодафний, водорослей, простейших, коловраток, рыб (Р 52.24.566-94; Р52.24.662-2004; Р 52.24.690-2006).

Для оценки уровня токсического загрязнения донных отложений целесообразно использовать биотесты на представителях донных биоценозов -- зообентосе. Бентосные организмы, как группа, являются наилучшими индикаторами токсичности донных отложений из-за их прямого контакта с твердыми частицами осадка и из-за высокой чувствительности жизненных циклов многих видов (Chironomus, Tubifex, Hyalella, Gammarus, Hexagenid) к токсичности осадка. Их близкий контакт с донными отложениями, промежуточными и поверхностными слоями воды за длительные периоды жизненного цикла данных видов увеличивает вероятность проявления неблагоприятных эффектов в присутствии загрязнённых осадков.

Лучше всего использовать природные популяции данного водоема: личинок водных насекомых (комаров, стрекоз, жуков, эфемерид), а так же ручейников, бентических ракообразных (водного ослика, бокоплавов, гаммарусов), отловленных на незагрязненных участках водного объекта. Наиболее массовыми видами зообентоса в большинстве озер, прудов, равнинных рек являются личинки водных насекомых -- комаров (хирономиды). Личинки хирономид включены в перечень тест-объектов, рекомендуемых для разработки нормативов ПДК.

О наличии токсичности судят по проявлениям негативных эффектов, которые считаются показателями токсичности. Среди показателей токсичности выделяют общебиологические, биохимические, химические, биофизические и т.д. Показателем токсичности является тест-реакция, изменения которой регистрируют в ходе токсикологического эксперимента.

В результате биотестирования проб на основе регистрации показателей токсичности делают оценку токсичности по критериям, установленным для каждого биотеста. Результаты биотестирования опытной пробы с исследуемого участка сравнивают с контрольной -- заведомо нетоксичной пробой и по разнице в контроле и в опыте судят о наличии токсичности. При этом эффекты воздействия делят на острые и хронические. Их обозначают как острое и хроническое токсическое действие или как острую и хроническую токсичность (ОТД и ХТД соответственно). Эти термины и используют для выражения результатов биотестирования.

Принцип биотестирования донных отложений заключается в одновременном проведении токсикологического эксперимента на пробе с исследуемого участка водного объекта (опытной) и пробе с фонового участка (контрольной) и последующем установлении различий между результатами.

В зависимости от постановленных задач биотестирование донных отложений проводят (Р 52.24.635-2002; Р 52.24.690-2006):

- на материале пробы, не подвергавшейся какой-либо обработке (необработанной пробе) - для- анализа токсичности, обусловленной всей совокупностью присутствующих в пробе загрязняющих веществ и их метаболитов (общей токсичности);

- на водной вытяжке донных отложений - для анализа токсичности водорастворимых загрязняющих веществ.

Оценка токсичности пробы является экспертной. Ее делают, используя результаты регистрации показателей острого и хронического токсического действия (соответственно ОТД и ХТД). Оценка проводится специалистом с учетом закономерностей реагирования, особенностей жизнедеятельности использованных тест-объектов.

При использовании набора биотестов общую оценку токсичности донных отложений выводят исходя из следующего принципа: если хотя бы в одном из биотестов проба донных отложений оказывала токсическое действие, её считают токсичной (результаты различных биотестов могут не совпадать вследствие различий в чувствительности тест-объектов к токсическому воздействию).

Оценку уровня токсического загрязнения донных отложений водного объекта в целом проводят на основе результатов биотестирования проб, отобранных на разных его участках. По наличию токсичности в различных пробах донных отложений судят о расположении участков накопления токсичных загрязняющих веществ в водном объекте, зонах влияния источников загрязнения.

Для оценки уровня токсического загрязнения донных отложений водного объекта рекомендуется использовать таблицу 8, разработанную на основе данных научных исследований.

Оценку уровня токсического загрязнения экосистемы водного объекта проводят на основе результатов биотестирования проб донных отложений, проб воды из придонных слоев и проб воды водной толщи. При этом в токсикологических экспериментах используют одни и те же биотесты (РД 52.24.566-94).



Таблица 5.21. Оценка уровня токсического загрязнения донных отложений водного объекта (РД 52.24.566-94)

Тип и характер донных отложений	Участки водного объекта, где в пробах обнаружена токсичность	Уровень токсического загрязнения
Ил преимущественно мелкодетритный	На отдельных участках	Умеренно загрязненные
Ил мелко и крупнодетритный	На значительной части участков	Загрязненные
Ил всех типов, илистый песок	На всех участках	Грязные
Донные отложения всех типов, поверхность камней, гравия, гальки	То же	Очень грязные



ЗАКЛЮЧЕНИЕ

Донные отложения, образующиеся в результате отложения и седиментации взвешенного в воде неорганического и органического материала, играют значительную роль в формировании химического состава водоемов.

В зависимости от условий, сложившихся в водоеме, донные отложения могут служить либо источником поступления химических соединений из донных отложений в толщу воды, либо аккумулировать вещества в толще осадка, играя существенную роль в процессе самоочищения водного объекта.

К числу приоритетных загрязняющих веществ донных отложений относятся тяжелые металлы, отличающиеся максимальной аккумуляционной способностью и высокой токсичностью.

Разработка обоснованных критериев качества донных отложений по содержанию в них тяжелых металлов требует наличия методологии экспериментального и натурного изучения аккумуляции и выноса тяжелых металлов в донных отложениях.