1. На главную
  2. Электронные версии
  3. Океанология
  4. T. 60, № 1, 2020

Океанология, 2020, T. 60, № 1, стр. 49-56

Пространственная оценка загрязнения залива Петра Великого (Японское море) металлами с помощью бурой водоросли Sargassum miyabei

Е. Н. Чернова 1, 2, *, С. И. Коженкова 1, **

1 Тихоокеанский институт географии ДВО РАН
Владивосток, Россия

2 Дальневосточный федеральный университет
Владивосток, Россия

* E-mail: elena@tigdvo.ru
** E-mail: svetlana@tigdvo.ru

Поступила в редакцию 02.08.2017
После доработки 11.11.2019
Принята к публикации 16.12.2019

Полный текст (PDF)

Аннотация

По данным о содержании тяжелых металлов Fe, Mn, Cu, Zn, Pb, Cd и Ni в бурых водорослях Sargassum miyabei, отобранных с разной периодичностью на 49 станциях в зал. Петра Великого и в б. Киевка Японского моря, рассчитаны геохимические коэффициенты, характеризующие состояние среды обитания водорослей – коэффициент геохимической аномальности химического состава водорослей (КГА) и суммарный нормализованный коэффициент опасности загрязнения водорослей металлами (КМе). Установлено, что КMe > 1 наблюдается при КГА > 2. Составлена карта-схема степени загрязнения металлами водорослей залива Петра Великого. Установлено, что 22% изученных станций имеют повышенные пороговые уровни металлов в водорослях, и данные районы нуждаются в контроле за их экологическим состоянием и применении мер по снижению воздействия на окружающую среду.

Ключевые слова: тяжелые металлы, биомониторинг, нормирование качества среды, бурые водоросли, Sargassum miyabei, Японское море

Проблема загрязнения морской среды тяжелыми металлами по-прежнему остается актуальной и наиболее остро стоит в прибрежной зоне морей и океанов. Очевидно, что основным направлением в решении данной проблемы является уменьшение поступления поллютантов от основных источников загрязнения и достижение положительного баланса между ассимиляционной емкостью прибрежной экосистемы и интенсивностью поступления загрязняющих веществ [4].

Основой для конкретных решений по вопросам управления качеством прибрежных биогеосистем являются данные экологического мониторинга – многоцелевой информационной системы наблюдений, анализа, диагноза и прогноза состояния природной среды [23]. Для правильной оценки загрязнения металлами прибрежных акваторий необходим анализ состояния различных компонентов экосистемы – как абиотических (воды и донных отложений), так и биотических [1, 12, 21, 27, 34].

Одним из наиболее часто используемых методов определения степени загрязнения морских прибрежных вод тяжелыми металлами является анализ содержания элементов в талломах бурых водорослей-макрофитов, относящихся к группе аккумулирующих биоиндикаторов относительных уровней загрязнения. Их способность накапливать значительные количества элементов, отражая концентрацию металлов в среде, с высокой степенью интегрирования, легкость сбора и относительная простота химического анализа, большие размеры и обширные ареалы – все это способствует широкому применению представителей отдела Ochrophyta для наблюдения за качеством морской среды.

Первые сведения об использовании бурых водорослей в целях мониторинга появились в начале 1970-х гг. в работах европейских ученых [26, 30]. Со временем подобные исследования стали выполнять в различных регионах мира [2, 3, 24, 33, 36].

Изучение содержания тяжелых металлов в массовых видах бурых водорослей северо-западной части Японского моря, омывающем побережье Приморского края, началось в 1976 г. [12, 14]. Основными объектами исследования стали Costaria costata, Fucus evanescens, Saccharina japonica (синоним Laminaria japonica), Scytosyphon lomentaria, Silvetia babingtonii (синоним Pelvetia wrightii), Stephanocystis crassipes (синоним Cystoseira crassipes). Были выявлены видовые и возрастные особенности микроэлементного состава растений в импактных и фоновых условиях, сделаны оценки изменения загрязнения среды металлами за 20 и 30 лет на севере и на юге Приморского края [7, 12, 15, 22, 35].

Помимо вышеуказанных видов бурых водорослей внимание исследователей привлекали и саргассумы – Sargassum miyabei и S. pallidum, в обилии растущие на твердых грунтах вдоль южного побережья Приморского края и в южных морях. Представители рода Sargassum, вслед за работами Христофоровой [14], также стали использоваться в качестве индикаторов загрязнения среды тяжелыми металлами в заливе Петра Великого Японского моря, в водах Вьетнама [5, 13, 17, 19, 28], а также в Гонконге, Восточно-Китайском и Средиземном морях [25, 31, 32], на побережье Бразилии [29] и др.

Накопление большого количества данных о содержании металлов разными видами водорослей-биоиндикаторов, позволяет более корректно рассчитать их геохимический фон и пороговые концентрации, чтобы использовать в мониторинге тяжелых металлов в водной среде и проводить временную и пространственную оценку загрязнения.

Целью работы является пространственная оценка загрязнения металлами прибрежной акватории зал. Петра Великого Японского моря с помощью микроэлементного состава бурой водоросли Sargassum miyabei.

МАТЕРИАЛ И МЕТОДИКА

Образцы водорослей отбирали в июле–августе 1995, 1998, 2000–2004, 2008 гг. с разной периодичностью на 49 станциях в заливах Посьета, Амурском, Уссурийском, Стрелок, Восток, Находка, и на акватории Дальневосточного морского заповедника (ДВМЗ), филиала Национального научного центра морской биологии (ННЦМБ) в зал. Петра Великого и б. Киевка к северу от залива в сторону открытого западного побережья Японского моря (рис. 1).

Рис. 1.

Места отбора проб в зал. Петра Великого. ДВМЗ (1 – м. Островок Фальшивый, 2 – о. Фуругельма, 7 – б. Средняя); зал. Посьета (3 – б. Рейд Паллады, м. Мраморный, 4 – б. Экспедиции, м. Назимова, 5 – б. Экспедиции, м. Шелеха, 6 – б. Троица, м. Андреева); Амурский залив (8 – о. Антипенко, 9 – зал. Славянка, п-ов Брюса, 10 – п-ов Янковского, 11 – б. Перевозная, 12 – м. Песчаный, 13 – ж/д ст. Санаторная, 14 – м. Тупой, 15 – о. Скребцова, 16 – ж/д ст. Чайка, 17 – б. Пионерская, 18 – м. Чумака, 19 – предустье Первой речки, 20 – м. Токаревского, 21 – пролив Старка, 22-24 – о. Попова: 22 – б. Алексеева, 23 – б. Западная, 24 – м. Ликандера, 25 – о. Рейнеке); Уссурийский залив (26 – б. Горностай, к S от свалки ТБО, 27 – в 4 км к S от свалки ТБО, 28 – б. Подъяпольского); зал. Стрелок (29 – б. Абрек, 30 – о. Путятина); зал. Восток (31 – м. Пещурова, 32 – б. Гайдамак, 33 – б. Средняя, 34 – м. Пашинникова, 35 – биостанция “Восток”, 36 – б. Тихая заводь, 37 – эстуарий р. Волчанка, 38 – б. Литовка, N, 39 – м. Елизарова, 40 – мыс в районе оз. Лебединого); зал. Находка (41 – б. Мусатова, 42 – м. Астафьева, 43 – м. Красный, 44 – б. Врангеля, N, 45 – б. Врангеля, S, 46 – м. Петровского, 47 – б. Козьмина, N); б. Киевка (48 – о. Второй, 49 – б. Чухуненко). * S – юг, N – север.

С каждой станции на глубине 0.5–1.5 м было взято по 3–5 экземпляров S. miyabei. Растения промывали водой с места сбора, высушивали при температуре 85°С. В лаборатории водоросли объединяли в одну пробу, измельчали и минерализовали азотной кислотой в трех повторностях по общепринятой методике [12]. Содержание металлов Fe, Mn, Cu, Zn, Pb, Cd и Ni в тканях макрофитов определяли методом атомно-абсорбционной спектрофотометрии на приборе Shimadzu 6800 в ЦКП “Центр ландшафтной экодиагностики и ГИС-технологий” ФГБУН Тихоокеанский институт географии ДВО РАН. Контроль правильности подготовки проб к анализу и точности определения содержания микроэлементов вели с использованием холостых проб и международных стандартных образцов (NIST 2976; NIES 9, CRMs, Япония (Sargasso); NBS 1566a). Ряд результатов по Cd, Pb, Ni сборов 1995–2002 гг. оказался завышенным, из-за низких концентраций, близких к пределу обнаружения, и эти анализы были выполнены повторно в 2004 г. Результаты представлены в мкг/г сух. массы.

Для определения коэффициента геохимической аномальности содержания металлов в морских водорослях рассчитывали коэффициент концентрации металла в водорослях:

${{K}_{C}} = \frac{{{{C}_{i}}}}{{{{C}_{{\text{Ф}}}}_{i}}},$
где Ci – фактическая, а Сфi – фоновая концентрация i-го металла, в качестве которой использовали медиану концентрации металла в выборке S. miyabei из западной части Японского моря [18].

Для определения коэффициента опасности загрязнения металлами водорослей рассчитывали степень превышения концентрации металла в водоросли (Сi) над пороговыми значениями этого элемента в данном виде (СПОРОГ) для региона:

${{К}_{О}} = \frac{{{{C}_{i}}}}{{{{С}_{{{\text{ПОРОГ}}}}}}}.$
В качестве СПОРОГ использовали пороговые концентрации металла для данного вида водорослей, рассчитанные ранее [18] как медиана плюс двойная медиана абсолютных отклонений от медианы (Ме + 2МАD).

Коэффициент геохимической аномальности химического состава водорослей КГА рассчитан по формуле:

${{K}_{{{\text{ГА}}}}} = \frac{1}{N}\sum\limits_{i = N}^N {{{K}_{С}}} ,$
где N – число элементов, используемых для расчета индекса. Как правило, пяти элементов, концентрации которых превышают геохимический фон в наибольшей степени, достаточно, чтобы обеспечить унифицированность и достоверность оценки [20].

Суммарный нормализованный коэффициент опасности загрязнения водорослей металлами (КМе) рассчитан аналогично:

${{К}_{{{\text{Мe}}}}} = \frac{1}{N}\sum\limits_{i = N}^N {{{К}_{О}}} .$

Для расчета коэффициентов КГА и КМе использовали пять элементов – Fe, Mn, Cu, Zn, Pb, для которых значения КС и КО были наибольшими. В случае, когда содержание свинца корректно не удалось определить, пятым элементом был Cd.

РЕЗУЛЬТАТЫ И ОБСУЖДЕНИЕ

Одна из важнейших задач геохимических исследований окружающей среды – установление пространственной структуры ее загрязнения, дифференцирующей территорию по степени экологической опасности [11].

Основными путями поступления металлов в морскую среду являются речной сток и такие антропогенные источники, как сточные воды промышленных предприятий и жилых массивов, поверхностный сток с урбанизированных территорий и полигонов твердых бытовых отходов, коррозия объектов портовой инфраструктуры и днищ судов, затонувшие плавсредства, выпадения из атмосферы.

Районы залива Петра Великого по степени антропогенной нагрузки и объему поступающих загрязняющих веществ можно расположить в следующей последовательности: Амурский залив > > Уссурийский залив > зал. Находка > зал. Стрелок > зал. Восток, зал. Посьета > ДВМЗ, б. Киевка [6, 10, 21].

Степень экологической опасности территории, акватории определяют, используя разные виды суммарных (интегральных) показателей загрязнения, в основе которых лежат данные по химическому анализу воды, донных отложений, почв, воздуха, приведенные (отнесенные) к известным величинам фоновых и предельно допустимых концентраций веществ и элементов в этих средах [8, 20]. В качестве фоновых используют средние арифметические, средние геометрические, медианные значения, в зависимости от типа распределения данных. В качестве предельно допустимых концентраций используют существующие нормативы ПДК, которые, к сожалению, не разработаны для многих компонентов среды, в частности, для биоиндикаторных организмов.

В настоящее время большой объем накопившейся информации позволил рассчитать статистические характеристики по бионакоплению тяжелых металлов индикаторными организмами и выделить фоновые и пороговые уровни содержания элементов [9, 16, 18], на основании которых можно определить степень загрязнения прибрежных участков морских акваторий. Однако подходящую для этого шкалу загрязнения необходимо еще разработать.

Для интегральной оценки загрязнения металлами водорослей авторы статьи использовали коэффициент геохимической аномальности водорослей (КГА) – аналог суммарного нормализованного коэффициента концентрации для донных осадков [21], и суммарный нормализованный коэффициент опасности загрязнения водорослей металлами (КMe) – рассчитываемый аналогично, но вместо фоновых (Ме) используются пороговые концентрации элементов (Ме + 2МАD).

Анализ данных с использованием КГА макрофитов показывает превышение средних фоновых уровней накопления тяжелых металлов макроводорослями в различных районах зал. Петра Великого. Так, КГА повышен в заливе Посьета (бухты Экспедиции и Троицы), в Амурском заливе (бухты Перевозная, Славянка, Пионерская, у станции Санаторная, в районе м. Токаревского), повсеместно вокруг о. Попова, с западной стороны Уссурийского залива (в районе свалки ТБО), в заливе Стрелок (б. Абрек), в зал. Восток (бухты Тихая заводь, Средняя, Гайдамак), в зал. Находка (б. Врангеля). КГА в саргассумах со станций из б. Киевка и ДВМЗ не были повышены, что подтверждает их фоновый статус (табл. 1). КГА варьировал между величинами 0.3–6.7, 50% значений (0.25–0.75 процентиль) находилось в пределах 0.8–1.6. Саргассумы с 44% станций залива Петра Великого имели КГА меньше 1, на 22% станций величина коэффициента геохимической аномальности превысила 2. Это станции в Амурском заливе: б. Пионерская (3.3) – за счет высокого вклада Mn и Cu (в порядке убывания КC, здесь и далее), Санаторная (2.6) за счет вклада Mn и Fe, м. Токаревского (4.0) – Mn, Pb, Fe и б. Западная о. Попова (2.6) за счет вклада Fe, Cu и Cd. В Уссурийском заливе: в б. Горностай (в 3 км южнее свалки), и в 4 км севернее свалки (2.6 и 3.4) за счет вклада Cu и Pb; в заливе Стрелок: б. Абрек (6.7) за счет вклада Mn, Fe и Pb; в заливе Восток: б. Тихая заводь (5.2) за счет вклада Pb, Fe и Cu и б. Гайдамак (2.3–2.6) – Cu, Pb, в зал. Находка: б. Врангеля (2.4) за счет вклада Fe и Pb (таблица). Таким образом, уровень повышенных концентраций элементов в талломах макрофитов определяют Fe (7 станций), Pb (6), Cu (5), Mn (4), Cd (1). Все эти станции расположены вдоль берегов с высоким уровнем антропогенного пресса.

Таблица 1.  

Концентрации тяжелых металлов в S. miyabei (мкг/г сух. массы) и значения геохимических коэффициентов на некоторых станциях в зал. Петра Великого и б. Киевка Японского моря

Акватория Станция Год Fe Mn Cu Zn Pb/Cd Ni KГА КМе
ДВМЗ м. О-вок_Фальшивый 1998 252 9 26 14.9 –/4.06 – 1.0 0.6
ДВМЗ м. О-вок_Фальшивый 2003 178 12 2.0 14.2 3.9/3.5 2.0 1.8 0.5
О. Попова б. Алексеева 2000 951 263 5.0 15.6 –/4.2 – 1.8 1.0
О. Попова б. Западная 2001 1767 289 9.5 22.3 –/3.4 – 2.6 1.4
Амурский зал. м. Токаревского 1995 1128 1828 7.0 40.8 8.9/0.8 3.2 4.0 1.9
Амурский зал. м. Токаревского 2002 549 965 4.9 27.3 8.1/2.9 3.9 2.7 1.3
Амурский зал. о. Скребцова 1995 415 364 2.6 14.2 3.1/2.1 2.7 1.2 0.6
Амурский зал. о. Скребцова 2002 559 150 4.2 11.7 2.6/3.5 4.1 1.2 0.6
Амурский зал. о. Скребцова 2008 247 1139 2.8 13.0 –/1.4 4.2 1.5 0.7
Уссурийский зал. б. Горностай (к S от свалки) 2004 680 32 12.9 24.1 4.6/0.9 1.7 2.1 1.2
Уссурийский зал. в 4 км к N от свалки 2002 699 323 18.1 25.6 8.4/1.7 4.6 3.4 1.7
Зал. Стрелок б. Абрек 2004 1165 5863 7.0 37.6 5.7/0.9 4.4 6.7 2.9
Зал. Восток м. Пашинникова 2002 134 592 2.1 12.2 1.7/2.0 2.5 0.9 0.5
Зал. Восток б. Гайдамак 2003 669 921 3.6 21.5 6.4/0.6 2.5 2.3 1.1
Зал. Восток б. Тихая заводь 2002 2008 574 14.0 40.2 8.8/0.9 3.6 5.2 2.6
Зал. Восток эстуарий р. Волчанки 2002 835 2098 3.4 23.4 1.0/3.0 3.5 2.7 1.2
Зал. Восток б. Литовка 2002 1507 2373 3.5 19.6 2.7/2.3 3.8 3.4 1.5
Зал. Находка б. Врангеля, S 1995 1169 692 3.5 22.6 5.9/0.8 2.0 2.4 1.2
Зал. Находка б. Врангеля, S 2003 815 1040 2.8 22 1.7/0.9 2.8 1.9 0.9
Зал. Находка м. Астафьева 1995 349 522 2.9 16.9 0.8/1.1 2.1 1.1 0.6
Зал. Находка м. Астафьева 2004 250 244 3.6 22.0 1.4/1.2 2.3 1.0 0.6
Б. Киевка рифы у оз. Чухуненко 2003 175 25 1.1 9.3 –/2.1 1.6 0.6 0.3
Б. Киевка о. Второй 2004 563 451 1.5 16.7 1.7/1.8 1.7 1.2 0.6
$\frac{{{\text{Фон}}}}{{{\text{Порог}}}}$ Зал. Петра Великого*   $\frac{{353}}{{746}}$ $\frac{{266}}{{714}}$ $\frac{{2.9}}{{4.7}}$ $\frac{{16.6}}{{23.9}}$ $\frac{{{{1.7} \mathord{\left/ {\vphantom {{1.7} {1.6}}} \right. \kern-0em} {1.6}}}}{{{{3.8} \mathord{\left/ {\vphantom {{3.8} {2.9}}} \right. \kern-0em} {2.9}}}}$ $\frac{{2.3}}{{3.6}}$    

* Чернова, Коженкова, 2016; S – юг, N – север; прочерк – нет данных.

Если водоросли аккумулируют повышенные, относительно фоновых, концентрации металлов, это еще не значит, что их содержание в среде опасно для организмов. Это значит, что организмы произрастают в среде с повышенным геохимическим фоном, который имеет естественное и/или искусственное происхождение. Водоросли могут быть адаптированы к данным условиям среды. Критическими являются концентрации металлов в воде, которые приводят к аккумуляции их организмами до значений, превышающих пороговые Ме + 2МАD (используемые нами как аналог ПДК).

Поскольку большое число исследований по биомониторингу металлов в водной среде в качестве эталона сравнения использует фоновые концентрации металлов в водорослях, подразумевая под ними среднее арифметическое, геометрическое или медиану, в зависимости от типа распределения данных, то показатель КГА имеет преемственность для экологического картографирования акваторий. Однако с точки зрения опасности загрязнения и при наличии пороговых значений концентраций металлов в биоиндикаторах, именно расчет суммарного нормализованного коэффициента опасности (КMe) загрязнения металлами водорослей наиболее полезен для экологической оценки акваторий. Между этими значениями существует сильная связь (рис. 2), реализуемая уравнением, с помощью которого можно легко пересчитать первый коэффициент из второго. В наблюдаемом диапазоне концентраций в водорослях залива Петра Великого при оценке загрязнения акваторий металлами с помощью данных коэффициентов, критической величиной коэффициента геохимической аномальности (КГА), который свидетельствует о загрязнении акватории одним или несколькими металлами (КМе > 1), следует считать 2. В выборке S. miyabei из зал. Петра Великого КМе варьировал между величинами 0.2–2.9, 50% значений (0.25–0.75 процентиль) находилось в пределах 0.5–0.9, на 78% станций КМе в водорослях был <1, на 22% – КМе > 1. Карта-схема степени загрязнения металлами водорослей залива Петра Великого с помощью коэффициента опасности представлена на рис. 3.

Рис. 2.

Зависимость между суммарным нормализованным коэффициентом опасности (КМе) загрязнения металлами (Fe, Mn, Cu, Zn, [Pb или Cd]) и коэффициентом геохимической аномалии (КГА) химического состава водорослей Sargassum miyabei из зал. Петра Великого Японского моря.

Рис. 3.

Суммарный нормализованный коэффициент опасности загрязнения металлами (Fe, Mn, Cu, Zn, Pb) Sargassum miyabei (КМе) в зал. Петра Великого: а – Амурский и Уссурийский заливы, б – заливы Стрелок, Восток и Находка. 1 – КMe ≤ 1; 2 – 1 < КMe < 2; 3 – КMe ≥ 2.

Таким образом, расчет КГА и КМе на основе данных о содержании тяжелых металлов в S. miyabei из залива Петра Великого показал, что на 22% станций превышен пороговый уровень металлов, и данные районы нуждаются в контроле за их экологическим состоянием и применении мер по снижению воздействия на окружающую среду (табл. 1, рис. 3). В 6% проб водорослей содержание металлов не превышает ни одного фонового значения (Ме), в 42% – не превышает ни одного порогового значения (Ме + 2МАD). Больше всего водоросли залива испытывают загрязнение железом и свинцом. В каждом заливе второго порядка есть местообитания с повышенными содержаниями металлов в водорослях, однако они имеют локальный характер и привязаны к крупным источникам загрязнения (например, бывший судоремонтный завод в б. Гайдамак, побережье г. Владивостока), либо к эстуариям (реки Волчанка, Литовка в зал. Восток).

Источник финансирования. Результаты исследований получены в рамках госзадания Минобрнауки РФ (№ АААА-А16-116111610032-5).

Благодарности. Авторы благодарят коллег инженеров-аналитиков Г.А. Власову, Н.Н. Богданову, А.М. Плотникову, Т.Л. Примак за участие в подготовке и анализе проб.

Список литературы

  1. Бурдин К.С. Основы биологического мониторинга. М.: Изд-во МГУ, 1985. 158 с.

  2. Бурдин К.С., Гусев М.В. и др. Изучение возможности использования макроводоросли Cystoseira crinita в качестве организма-монитора загрязнения Черного моря тяжелыми металлами // Вестн. МГУ. Сер. 16. Биология. 1980. № 3. С. 3–10.

  3. Золотухина Е.Ю., Родзинская Н.В. Бурая водоросль Cystoseira crinita (Desf.) Bory как монитор тяжелых металлов в прибрежных экосистемах Черного моря // Вестн. МГУ. Сер. 16. Биология. 1993. № 4. С. 52–57.

  4. Израэль Ю.А. Антропогенная экология океана / Ред. Израэль Ю.А., Цыбань А.В. // Л.: Гидрометеоиздат. 1989. 528 с.

  5. Кобзарь А.Д., Христофорова Н.К. Оценка загрязнения вод залива Петра Великого тяжелыми металлами по их содержанию в бурых водорослях-макрофитах // Современное экологическое состояние залива Петра Великого Японского моря: монография / Отв. ред. Христофорова Н.К. Владивосток: Изд. Дом Дальневост. Федеральн. Унив-та, 2012. С. 362–381.

  6. Коженкова С.И. Мониторинг состояния прибрежно-морских вод Приморья по содержанию тяжелых металлов в бурых водорослях / Автореф. дис …. канд. биол. наук. Владивосток: Изд–во ДВГУ, 2000. 24 с.

  7. Коженкова С.И., Христофорова Н.К., Чернова Е.Н. Долговременный мониторинг загрязнения морских вод северного Приморья тяжелыми металлами с помощью бурых водорослей // Экология. 2000. № 3. С. 233–237.

  8. Методические указания МУ 2.1.7.730-99 Гигиеническая оценка качества почвы населенных мест (утв. Главным государственным санитарным врачом РФ 7 февраля 1999 г.).

  9. Лукашев Д.В. Метод расчета фоновых концентраций тяжелых металлов в мягких тканях двустворчатых моллюсков для оценки загрязнения р. Днепр // Биология внутренних вод. 2007. № 4. С. 97–106.

  10. Огородникова А.А. Эколого-экономическая оценка воздействия береговых источников загрязнения на природную среду и биоресурсы залива Петра Великого. Владивосток: ТИНРО-центр, 2001. 193 с.

  11. Степанова Н.Ю. Факторы и критерии оценки экологического риска для устойчивого функционирования Куйбышевского водохранилища / Автореф. … докт. биол. наук. Ульяновск, 2008. 44 с.

  12. Христофорова Н.К. Биоиндикация и мониторинг загрязнения морских вод тяжелыми металлами. Л.: Наука, 1989. 192 с.

  13. Христофорова Н.К., Гамаюнова О.А., Афанасьев А.П. Состояние бухт Козьмина и Врангеля (залив Петра Великого, Японское море): динамика загрязнения тяжелыми металлами // Изв. ТИНРО. 2015. Т. 180. С. 179–186.

  14. Христофорова Н.К., Богданова Н.Н., Толстова Л.М. Металлы в составе тихоокеанских саргассовых водорослей в связи с проблемой мониторинга загрязнения вод //Океанология. 1983. Т. 23. Вып. 2. С. 270–275.

  15. Христофорова Н.К., Коженкова С.И. Изменение фоновых уровней тяжелых металлов в морской среде // Доклады РАН 2000. Т. 374. № 1. С. 136–138.

  16. Чернова Е.Н. Определение фоновых концентраций металлов в бурой водоросли Sargassum pallidum из северо-западной части Японского моря // Биология моря. 2012. Т. 38. № 3. С. 249–256.

  17. Чернова E.Н., Сергеева O.C. Концентрации металлов в саргассовых водорослях из прибрежных вод залива Нячанг (Южно-Китайское море) // Биология моря. 2008. Т. 34. № 1. С. 58–64.

  18. Чернова Е.Н., Коженкова С.И. Определение пороговых концентраций металлов в водорослях-индикаторах прибрежных вод северо-западной части Японского моря // Океанология. 2016. Т. 56. № 3. С. 393–402.

  19. Чернова Е.Н., Христофорова Н.К. Вышкварцев Д.И. Тяжелые металлы в морских травах и водорослях залива Посьета Японского моря // Биология моря. 2002. № 6. С. 425–430.

  20. Шириев Р.Р. К вопросу оптимизации методики определения интегрального показателя загрязнения водных объектов // Современные наукоемкие технологии. 2005. № 6. С. 79–82.

  21. Шулькин В.М. Металлы в экосистемах морских мелководий. Владивосток: Дальнаука, 2004. 279 с.

  22. Шулькин В.М., Коженкова С.И., Чернова Е.Н., Христофорова Н.К. Металлы в различных компонентах прибрежных морских экосистем Сихотэ-Алинского биосферного района // Геоэкология. 2003. № 4. С. 318–327.

  23. Экологический мониторинг. Методы биоиндикации. В двух частях. Ч. 1. Учебное пособие / Под. ред. проф. Гелашвили Д.Б. Н.Новгород: Изд-во ННГУ, 1995. 192 с.

  24. Akcali I., Kucuksezgin F. A biomonitoring study: Heavy metals in macroalgae from eastern Aegean coastal areas // Marine Pollution Bulletin. 2011. V. 62. Iss. 3. P. 637–645.

  25. Al-Masri M.S., Mamish S., Budier Y. Radionuclides and trace metals in eastern Mediterranean Sea algae // J. of Environmental Radioactivity. 2003. V. 67. Iss. 2. P. 157–168.

  26. Bryan G.W., Hummerstone L.G. Brown seaweeds as an indicator of heavy metals in estuaries in south-west England // J. Mar. Biol. Assoc. U. K. 1973. V. 53. P. 705–720.

  27. Chakraborty S., Bhattacharya T., Singh G., Maity J.P. Benthic macroalgae as biological indicators of heavy metal pollution in the marine environments: A biomonitoring approach for pollution assessment // Ecotoxicology and Environmental Safety. 2014. V. 100. P. 61–68.

  28. Chernova E.N., Khristoforova N.K. Algae Sargassum as an Indicator of Trace Metal Pollution of South China Sea Coastal Waters // Environmental Research J. 2012. V. 6. № 4-5. P. 328–338.

  29. Filho A.G.M. Andrade L.R., Karez C.S., Farina M., Pfeiffer W.C. Brown algae species as biomonitors of Zn and Cd at Sepetiba Bay, Rio de Janeiro, Brazil // Marine Environmental Research. 1999. V. 48. Iss. 3. P. 213–224.

  30. Fuge R., James K.H. Trace metal concentration in Fucus from the Bristol Channel // Mar. Poll. Bull. 1974. V. 5. № 1. P. 9–12.

  31. Ho Y.B. Metal levels in three intertidal macroalgae in Hong Kong waters // Aquatic Botany. 1988. V. 29. Iss. 4. P. 367–372.

  32. Hou X., Yan X. Study on the concentration and seasonal variation of inorganic elements in 35 species of marine algae // Science of The Total Environment, 1998. V. 222. Iss. 3. P. 141–156.

  33. Kiyko O.A., Pogrebov V.B. Persistent organic pollutant, trace metal and radionuclide concentrations in bottom organisms of the Barents Sea and adjacent areas // Mar. Poll. Bull. 1997. V. 35. № 7–12. P. 340–344.

  34. Rainbow P.S., Phillips D.J.H. Cosmopolitan biomonitors of trace metals // Mar. Poll. Bull. 1993. V. 26. № 11. P. 593–601.

  35. Shulkin V.M., Chernova E.N., Khristoforova N.K., Kozhenkova S.I. Effect of Mining Activities on the Chemistry of Aquatic Ecosystem Components // Water Resources. 2015. V. 42. № 7. P. 843–853.

  36. Vasquez J.A., Guerra N. The use of seaweeds as bioindicators of natural and anthropogenic contaminants in nothern Chile //Hydrobiologia, 1996. V. 326/327. P. 327–333.

Дополнительные материалы отсутствуют.

Инструменты

следующая статья выпуска предыдущая статья выпуска содержание выпуска

Океанология

Архивы выпусков Информация о журнале Отправить рукопись в журнал