Методологические і методичні проблеми оцінки нафтового забруднення у природних водах

Тип работы:
Реферат
Предмет:
Экология


Узнать стоимость

Детальная информация о работе

Выдержка из работы

Методологические і методичні проблеми оцінки нафтового забруднення у природних водах

Бикбулатов Э.С., Єршов Ю.В., Бикбулатова О. М., Степанова И. Э.

Применительно до певних природних водам розглянуті проблеми кількісного ухвали і поділу на антропогенну і нормальну складові вуглеводнів (СП). Констатується, що надійним індикатором відсутності нафтового забруднення є близькість величин відносини загальної кількості вуглеводнів до змісту органічного речовини на фоновому і досліджуваному ділянках водойми. Запропонована раніше однією з авторів формула, яка спирається цей результат, дозволяє уникнути невиправдано завищених оцінок ступеня забруднення водойм нафтопродуктами, т.к. встановлює точну міру природною та антропогенної компонентів. Показано, що сезонні зміни у життєдіяльності гідробіонтів на фоновому ділянці накладають суттєвий відбиток оцінку частки СП антропогенного генези у загальному їхньому змісті і тим самим оцінку ступеня забруднення водойм. Використання битумоидов як один із цього заходи нафтового забруднення замість валового органічного речовини може спричинить помилковим результатам.

В негативному процесі забруднення довкілля у часто ключову роль грають продукти добування і переробки нафти й газу, зокрема сира нафту, моторне паливо, мастила тощо. Усі вони представляють надзвичайно складну суміш речовин, які включають у собі, крім основних в кількісному плані різного молекулярного ваги (від найпростіших пентана, гексана до важких фракцій — бітумів, смол, асфальтенов) та будівлі (алифатические, нафтеновые, ароматні) вуглеводнів (СП), також органічні сполуки, містять азот, кисень, сірку і ще елементи. Широке розмаїтість сполук, які у довкілля, в поєднанні з непостійністю складу (різні родовища нафти містять відповідні компоненти у різних співвідношеннях; особливо це ж стосується гетероциклических сполук, ароматичних і нафтеновых СП) створює великі труднощі при виділенні і наступному аналізі нафтопродуктів (НП). Проблема аналізу ускладнюється і тих, що НП у природних об'єктах перебувають у різних агрегатних станах — як плівок лежить на поверхні води, істинного розчину, самостійних рідких i твердих зважених частинок, і навіть сорбированных і окклюдированных на частинках грунтів та донних отложений.

В той час через неполярной природи, а вони часто й щодо меншою щільності, виділення НП з природних середовищ технічно нескладне особливих зусиль. В усіх випадках є підстави відділені від водної чи твердої фази з допомогою неполярных органічних розчинників. Як экстрагентов використовувалися метиленхлорид, хлороформ, чотирихлористий вуглець, трихлортрифторэтан, гексан, бензол, пентан, петролейный ефір, суміші метанол-бензол та інших. [10, 12, 17, 22]. Це призводить як до деякою умовності терміна «зміст нафтопродуктів «і обмежує поняття «нафтопродукти «неполярными і малополярными сполуками [17], до различающимся кількісним результатам. У практиці досліджень НП найбільшого поширення отримали ССЦ і гексан [7, 10, 12,19, 20].

Неспецифичность практично всіх экстрагентов стосовно НП веде до того що, що у видобуту фазу додатково потрапляють продукти природного генези, по своїй — природі не які стосуються переліченим вище класам сполук, такі як низькомолекулярні складові фульвокислот, органо-мінеральні компоненти, хлорофиллы і багато інших речовин невизначеного складу і структури. Тож у більшості розроблених методів передбачається відділення заважаючих елементів від основного змісту проби. І на цій стадії аналізу зазвичай використовують методи колоночной хроматографії, а ролі наповнювачів колонок — ионообменные смоли, силикагель і глинозем різного рівня активності. [12, 17, 22]. На скляній колонці діаметром 1 см і 10 див з окисом алюмінію затримуються рослинні і домашні тварини жири, олії, смоли, бітуми, віск, важкі вуглеводні, деякі миючі речовини тощо. Цього кількості окису алюмінію достатньо поглинання понад сто мг полярних сполук. Мінеральні оливи й інші неполярные і слабополярные речовини проходять через колонку і можна визначити однією з відомих способів [17]. На кінцевої стадії аналізу застосовують, вагові, спектрофотометрические (в ультрафіолетової і інфрачервоної областях спектра), люмінесцентні, хроматографічні (тонкослойная, газова, рідинна) і массспектрометрические методи. [12, 14, 15, 17, 20−22]. Ваговій метод, який вимагає будь-яких стандартних розчинів, пропонується ролі арбітражного [17], а й через низькою його чутливості необхідно піддавати обробці дуже серйозні обсяги природних вод. Низка чутливість і методів детектування СП, використовують спектрофотометрію в УФ-области. Хроматографічні методи дозволяють оцінювати загальний вміст СП уздовж обмеженого числу окремих компонентів виходячи з заздалегідь встановлених відповідних співвідношень в чистих НП. Проте внаслідок досить широкого варіацій цих взаємин у залежність від особливостей формування нафтових родовищ, вони є придатними попри всі випадки життя. Найбільш обгрунтованим представляється метод інфрачервоної спектроскопії, який базується на виборчому поглинанні ИК-излучения метальными і метиленовыми радикалами, якими представлені основні групи вуглеводнів нафти (парафінові і нафтеновые). Для виміру дуже малих кількостей СП в морських водах варіант цього розробили шведськими дослідниками [19]. Він йшов серйозну багаторічну апробацію у багатьох лабораторіях світу і у відомі посібники з аналізу вод [12, 20]. Модифікація цього, розроблена і давно застосована лабораторії гідрохімії Інституту біології внутрішніх вод РАН [7,16] виглядає так. У відібрані проби вносили по 25 мл четыреххлористого вуглецю. Зразки переносили до великих ділильні воронки і розворушували вручну чи автоматичної мешалке протягом 20 хвилин. Після відстоювання протягом -15 хв фази поділялися і екстракт зливали в мірний склянку. Операцію повторювали і екстракти об'єднували. У процесі екстракції, особливо забруднених вод, часто утворюється пенообразная маса, яка серйозно заважає подальшим операціям. У разі тотальність використаного розчинника разом із піною (після відокремлення основної маси води) заморожували не в холодильнику, та був відтавали. Багаторазове (часто досить один раз) повторення процедури заморожування — відтаювання призводить до повного руйнації піни і розшарування проби на дві фази [16]. У ділильних лійках малий об'єм відокремлювали водну фазу від экстрагента. Об'єднані (з однієї проби води) екстракти пропускали через колонку з окисом алюмінію активності 1 по Брокману, поміщали в кварцову кювету довжиною 5 см і записували спектри поглинання в інтервалі довжин хвиль 2800−3100 див «1 на інфрачервоному спектрофотометре UR-20. Отриману криву экстинкции інтегрували планиметром і з заздалегідь побудованому каліброваному графіку знаходили загальний вміст СП в пробі. На початковому етапі знають досліджень для побудови калибровочного графіка використовували природні вуглеводні, виділені спеціально із великої обсягу природних вод, соляровое олію і рекомендовані [12, 19] штучні суміші СП відомого складу (37. 5% изооктана, 37. 5% цетана і 25% бензолу). Досвід показав, що у всіх три випадки виходять близькі результати (відмінності не перевищують 10%). Тому, залежно від технічних можливостей, можна використовувати кожній із перелічених способів побудови калибровочного графика.

Практическая цінність цього було продемонстровано при дослідженнях екологічної ситуації у Шекснинском плесі Рыбинского водосховища, котра склалася після аварії на про очисні споруди р. Череповця. Було показано, що що сталася катастрофа не вплинула рівень валового змісту СП верхневолжских водоймищ, оскільки середнє зміст (120 мкг/л) не перевищувало аналогічних даних до аварії [8] і зміни повинні прагнути бути обумовлені іншими чинниками. У верхневолжских водоймищах виявлено ділянки з підвищеним змістом СП, які, як було зазначено показане з застосуванням додаткових прийомів, відчувають антропогенний углеводородный прес від точкових джерел [2], а присутність значних кількостей СП в донних відкладеннях впливає морфологію [4], видовий склад парламенту й кількість бентосных організмів [9].

Имеется безліч оглядів різної повноти, що стосуються як загальних, і приватних питань нафтового забруднення, із яких укласти, що вуглеводні є вивченими органічними сполуками в наземних і водяних екосистемах [22]. Однією з малодосліджених сторін завдання коректною оцінки нафтового забруднення природного довкілля досі залишається необхідність суворого розмежування антропогенної і природною складових СП. Давно і добре документалізовано, що помітні кількості СП можуть вступати у об'єкти суші та гідросфери внаслідок життєдіяльності їх корінних мешканців (тварин, риб, фито- і зоопланктонных організмів, бактерій, грибів). Причому основну роль накопиченні стійких до биохимическому окислювання СП в водотоках і водоймах грають первинні продуценти (фитопланктон) і бактерії. У поверхневих водах кількості СП природного походження можуть досягати 1.5 мг/л [13] й суттєво перекривати гранично припустимі концентрації (ГДК). Низькі значення ГДК, рівні 0.3 мг/л для водойм загального користування і 0. 05мг/л для водойм рибогосподарського призначення [11, 12] і відсутність помітних розбіжностей у груповому складі - й структурі надають особливої гостроти проблемі розмежування антропогенної і природною составляющих.

Обширные дослідження співробітників Гідрохімічного інституту (р. Новочеркасск) [13], проведені люмінесцентним, СФ- і ІК- спектрофотометрическими, вагарням методами з допомогою колоночной, тонкослойной та газовій хроматографії, показали, що у основу ідентифікації природничих і нафтових СП можна покласти такі критерии:

1. Різниця в співвідношеннях між вуглеводневими і полярними компонентами;

2. Різниця в груповому складі, тобто. у співвідношенні між алифатическими і ароматичними углеводородами;

3. Особливості компонентного складу ароматичних і алифатических СН.

Однако самими авторами вищенаведеного дослідження відзначають, що він зірвалася знайти різких відмінностей у груповому складі природничих і нафтових СП. Для них характерними виявилися розбіжності у компонентном хімічний склад ароматичної і алифатической фракцій.

Газохроматографический аналіз нафтових алифатических СП показав, що їх складі переважають з'єднання з змістом вуглецю від Сі до З^, причому максимальні концентрації припадали на Сі - Cio o Основну частку СП, виділених з незагрязненных вод і донних відкладень (природна компонента), становили з'єднання з числом атомів вуглецю від 19 до 30. Причому області висококиплячих компонентів переважали СП з непарною числом вуглецевих компонентів, особливо GI? і ?29 o З проведених досліджень зроблено висновок у тому, що «як критеріїв, якими можна будувати висновки про природі присутніх компонентів, варто використовувати сукупність відмінностей у оптичних властивості вуглеводнів разом із результатами тонкослойной і особливо газової хроматографії «[13].

Исследования у районі р. Токіо (сильно забруднені води) і чистих прудовых вод з островів Огасавара із застосуванням газової хроматографії разом із массспектрометрией та низку інших методів сприяли висновку, що важливими індикаторами вуглеводневої забруднення є ряд відносин [21]:

1. Змісту вуглецю в вуглеводнях до кількості загального вуглецю в пробах воды;

2. Змісту вуглецю в вуглеводнях до кількості вуглецю у фракції, узятої з водних зразків шляхом екстракції этилацетатом;

3. Кількості складної суміші вуглеводнів, не разделяющихся на хроматограммах, до змісту нормальних алканов (Cis — Сзз);

4. Щодо складну комбінацію відносин змісту нормальних алканов з парними і непарними атомами углерода.

Оба наведених вище підходу до оцінювання забруднення природних вод вуглеводнями з антропогенних джерел дають цінну інформацію, який вказує на можливі шляхи подолання проблеми. Але ці рекомендації скоріш носять якісний чи полуколичественный характер, оскільки встановлюють точних процедур для відповідних оцінок, особливо у останньому розрахунковому етапі. Уникнути невизначеності дозволяє підхід, запропонований однією з авторів цієї роботи [7]. На явно незагрязненном ділянці водойми визначається загальний вміст вуглеводнів СП і валове зміст органічного речовини ОВ*ОН (оцінюється по органическому вуглецю Сорг, або за іншому показнику, наприклад, бихроматной окисляемости -ГПК), затверджені за фонові. Їх ставлення такому ділянці, як відомо, є гарним природним маркером відсутності нафтового забруднення води у цьому водоймі [21]. Множення отриманої величини відносини СП / ОВ*ОН загальну концентрацію органічних речовин (ВВ) за іншими, відмінних фонової, зонах (за умови ВВ> > СНобщ), призводить до величині природною (СНест) складової цих ділянках, а різницю між загальним кількістю вуглеводнів (СНобщ) і СНест дає оцінку антропогенної складової (СНнеф), які можна висловити загальної формулою. У наведених вище позначеннях ці викладки приймають вид:

СНнеф = СНобщ — (ОВХ x СНфон) / ОВфон, де ОВХ — зміст органічних речовин, у будь-якій точці поза фонової зони.

При такого роду оцінках, очевидно, велика роль відводиться вибору фонового ділянки, про яку явно можна було сказати, що саме не містяться СП, пов’язані з продуктами нафтопереробки. Далі можна використовувати середні величини по фоновому ділянці, що загалом разі надійніше, чи обмежитися даними на єдиній точці, що цілком достатньо дуже більших коштів та невідь що різняться за влучним висловом водних мас водоемов.

Ценность викладеного вище підходи до поділу антропогенної і природною складових СП була нами продемонстровано на 2-х водоймах, відчувають постійне антропогенний тиск [1]. Частина матеріалів викладається нижче. Однією з таких водойм, у яких велике історичне, культурне і народногосподарське значення є перлина середньої смуги Росії - оз. Неро Ярославській області, на західному березі якого стоїть найдавніших російський місто — Ростов Великий. Неро — найбільше озеро не більше Волжского Поволжя. За середнього показника багаторічному рівні 93. 75 м (БС) довжина його 13.2 км, максимальна ширина — 8.3 км, площа дзеркала 57.8 км2, обсяг — 90×106 м3. До нього впадає близько 20 приток, найбільший у тому числі р. Сара має довжину 93 км. У цю річку скидаються комунальні і промислові стоки селища Петровський й знову сіла Поречье-Рыбное, де розташований консервний завод. Випливає з озера р. Векса Ростовська, яка через 5 км зливається з р. Устя, створюючи порівняно багатоводну р. Ко-торосль. Остання занурюється у р. Волгу не більше р. Ярославля [18]. Неро — мілководний водойму з середньої глибиною 1,6 м. Близько 80% акваторії займають ділянки з глибинами, близькими до 1 м, і лише у середині є улоговина з максимальної глибиною 4 м. Дно озера покрито товстим шаром сапропелю, потужність якого на окремі ділянки сягає 20 м, загалом становлячи майже п’ять м. Великі простору (більш 20% акваторії [6]) зайняті вищої водної рослинністю. Найбільші масиви заростей зосереджено південно-східної частини, та й багатьох інших затоки південного берега всуціль вкриті і пронизані рослинами. Плямистість рослинного покриву і менше ценотичне розмаїтість притаманні північній частині. Смуги рослинності на західному й східному берегах істотно вже, а межах міста практично відсутні [5]. Взимку, через створюваних анаеробних умов, часті заморы.

Пробы води видно з наведеної схемою станцій (Малюнок) відбирали з поверхового горизонту (0,5 м) металевим батометром і поміщали в склянки з притертими пробками обсягом 1 л. Для консервації туди відразу вносили 25 мл четыреххлористого вуглецю. Після повернення берегову лабораторію (через 2−4 години) зразки переносили до великих ділильні воронки. Подальшу обробку спроб і виміру проводили відповідно до викладеної вище методикою з ИК-спектрофотометрическим закінченням. Зміст органічного вуглецю в окремої пробі визначали персульфатным методом [3]. За міру битумоидов приймали всю сукупність органічних речовин, витягнутих із 1 л води хлороформом [15], які зважували після видалення растворителя.

Основываясь на сукупності гідрохімічних і гидробиологических даних для оз. Неро в ролі явно незабрудненого був обраний ділянку у районі заказника — водне простір, розташоване далеко від міста і усть рік і зі усіх сторін оточене густими заростями тростини (ст. 12), вважаючи, що й при сильному вітровому хвилюванні туди що неспроможні проникати води, забруднені нафтопродуктами. Тільки за характеристиці зимової ситуації, за відсутності необхідних даних із цієї дільниці, використані матеріали з приводу станції № 15, куди, цілком імовірно, в підлідний період теж можуть потрапляти забруднені воды.

В відповідність до отриманими результатами в підлідний період 1990 р. в оз. Неро максимальні концентрації СП зосереджено північно-західній (ст. 5) і центральної (ст. 4д, дно) частинах озера, звідки вони відразу потрапляють у Вексу (ст. 6), яка, протікаючи у відкритій місцевості до з. Белогостицы (місце відбору проб), ще більше збагачується вуглеводнями (табл. 1). Утримання їх, загалом невисока, може становити близько 3% від суми органічних веществ.

Расчеты з наведеної вище формули показують, що у станціях №№ 5,6,4д змісту вуглеводнів антропогенного походження в багато разів перевищують природне тло (табл. 1). Це дає підстави вважати, що у північно-західній околиці оз. Неро (ст. 5) є, чи, по крайнього заходу, існував в 1990 р. помітний точковий джерело нафтового забруднення, вплив якого поширювалося до центральною зоною. Забруднена нафтопродуктами і р. Ишня (ст. 16). На всіх зазначених станціях зміст вуглеводнів в багато разів перевищувало санітарних норм — до 15 разів замірялися вбити р. Вексе (останній стовпець табл. 1). Тут доцільне вкотре підкреслити, що з оцінці рівня перевищення ГДК має значення джерело їх походження; як природні, і штучні СП внаслідок ідентичності їх складу та будівлі впливають на біоту однаковим чином. У придонної воді, як взимку, і влітку вуглеводнів більше, ніж поверхні (ст. 4п і 4д); вище тут і концентрація органічних речовин, але нерівність співвідношень СНобщ/OB у точках свідчить про серйозних перетвореннях складу ВВ під час просування придонних вод до. Наскільки і як пов’язані з метанообразованием з вуглеводневої сировини й коїться з іншими процесами трансформації ВВ в анаеробних умовах — доведеться з’ясувати. Несподіваний зворотний характер носить вертикальне розподіл битумоидов — в поверхневою пробі їх майже 3 рази більше, ніж у дна.

Весной, ближче під кінець повені, характер просторового розподілу вуглеводнів значно змінюється: максимальні концентрації починають зустрічатися в притоках (ст. 1 і 16) й прилеглих до них ділянках (ст. 2 і 9-те), соціальній та районах південних плес, де перевищення ГДК сягає 7 і більше разів (табл. 2). САМІ Як і взимку щодо високі величини притаманні північному ділянці (ст. 3 і аналогічних сім). На тих самих ділянках, крім р. Ишни і ст. 12, обраної як фонової, є у помітних кількостях і СП, що входять до склад нафтопродуктів. Майже повсюдне перевищення санітарним нормам по вуглеводням дозволяє вважати оз. Неро у період слабко забрудненим водоймою. У той самий час його ділянки, такі як північно-східний і гирло р. Сари піддаються сильнішого загрязнению.

Летом оз. Неро звільняється з більшу частину вуглеводнів. Утримання їх під час багатого «цвітіння «водоростей і відомства паралельно розвинених деструкционных процесів, за рідкісним винятком, ні з червні, ні з серпні вбирається у припустимі норми (табл. 3).

Почти на акваторії природна складова переважає над антропогенної. Тільки Сара і що прилягає до її гирлу невеличкий район відчувають помітний антропогенний прес. За цим показником літо, мабуть, найбільш період в «життя «водоема.

Осенью ситуація змінюється у гірший бік. Осінні паводочные води вносять до озера додаткові кількості вуглеводнів різного походження, які у умовах зниженою фотосинтетичної активності водоростей та зниження інтенсивності деструкционных процесів не встигають трансформуватися на інші форми і нагромаджуються в водоймі. Через війну концентрація СП починає перевищувати ГДК на всієї акваторії (табл. 4). Санітарне стан оз. Неро у період вважатимуться ні благополучным.

Таким чином, сезонні зміни у життєдіяльності гідробіонтів накладають суттєвий відбиток на аналізовані співвідношення будь-якою ділянці, у цьому однині і обраному як. Такий результат було отримано і за проведенні систематичних спостережень на ставку Кадамовском (Ростовська область) із застосуванням іншого підходи до поділу природною та антропогенної складових СП. «Встановлено, що концентрації природних СП піддаються істотним коливань і зумовлені значною мірою сукупністю що відбуваються у ньому біологічних процесів «[13].

Отсутствие необхідних даних із загальному змісту органічних речовин при обробці експериментальних матеріалів по оз. Плещеево [7] і Рыбинскому водоймищу [8] змусило використовувати (як оцінки природною складової) ставлення вуглеводнів до битумоидам СН/БТ. Застосування цього критерію до зимовим даним по оз. Неро призводить до якісно согласующимся результатам, отриманим з допомогою основного показника СН/ОВ. Істотна неузгодженість результатів застосування двох індикаторів нафтового забруднення (СН/ОВ і СН/БТ) до природним водам як кількісно, і у якісному відносинах, наочно проявляється при обробці матеріалів весняної і більше пізніх зйомок по оз. Неро. (табл. 5). Спричинено це очевидні: сам високий вміст гидрофобных компонентів у природних водах, що становить звичайно більш 10−20% від суми органічних речовин, сильно варіює у просторі і времени.

В висновок зауважимо, що аналогічні чи близькі підходи застосовувалися і за дослідженнях іншого важливого компонента водних екосистем — донних відкладень [7−9]. Але потрібно пам’ятати, що вони ще пройшли широку апробацію. Зокрема, поділ на антропогенну і нормальну складові СП часто проводилося з допомогою змісту битумоидов, вади якого було зазначено выше.

Суммируя все сказане можна зрозуміти, що стосовно гидроэкосистемам, надійним індикатором відсутності нафтового забруднення є близькість величин відносини загальної кількості вуглеводнів до змісту органічного речовини на фоновому і досліджуваному ділянках водойми. Запропонована раніше однією з авторів формула, яка спирається цей результат, дозволяє уникнути невиправдано завищених оцінок ступеня забруднення водойм нафтопродуктами, т.к. встановлює точну міру природною та антропогенної компонент. Сезонні зміни у життєдіяльності гідробіонтів на фоновому ділянці накладають суттєвий відбиток оцінку частки СП антропогенного генези у загальному їхньому змісті і тим самим оцінку ступеня забруднення водойм. Використання битумоидов як один із цього заходи техногенного навантаження водойм нафтопродуктами замість валового органічного речовини може спричинить помилковим результатам і невиправданим затратам під час проведення конкретних заходів щодо поліпшення якості їх вод.

Список литературы

1. Бикбулатов Э. С., Бикбулатова Є., Єршов Ю.В., Степанова Н. Е. Проблеми оцінки нафтового забруднення в озерах Неро і Плещееве Ярославській обл. Водні ресурси. 2002. (в печати).

2. Бикбулатов Э. С., Лебедєв Ю.М., Литвинов О. С., Бикбулатова О. М., Рощупко В. Ф., Єршов Ю.В., Цельмович О. Л. Гидрохимическая характеристика верхневолжских водоймищ в меженний період 1997 р. Водні ресурси, 2001, т. 28, № 5, з. 606−614.

3. Бикбулатов Э. С., Скопинцев Б. А. Метод визначення органічного вуглецю в природних водах. Проблеми аналітичної хімії. Т.5. Методи аналізу природних і стічні води. М., Наука, 1977, з. 171−176.

4. Гапеева М. В., Гребенюк Л. П., Єршов Ю.В., Томіліна І.І. Токсикологічна і тератогенная оцінка забруднення донних відкладень нафтопродуктами і ртуттю на прикладі водоймищ Верхній і країни Середньої Волги. Біологія внутрішніх вод, 2001, № 3, з. 85−91.

5. Довбня І.В. Вища водна рослинність оз. Неро. Сучасне стан екосистеми оз. Неро, Рибінськ, 1991, з. 62−73.

6. Довбня І.В. Продукція гидрофильной рослинності озера Неро. Інф. Бюл. ИБВВ РАН. 1995. № 98, З. 13−16.

7. Єршов Ю.В. Зміст вуглеводнів у воді й грунтах оз. Плещеево. Функціонування озерних екосистем. 1983, Рибінськ, з. 27−38.

8. Єршов Ю.В. Оцінка забруднення води та грунтів Шекснинского плеса Рыбинского водосховища битумоидами і нафтопродуктами. Вплив стоків Череповецкого промвузла на екологічний стан Рыбинского водосховища. 1990, Рибінськ, з. 12−19.

9. Єршов Ю.В., Баканов А.І., Бисеров В.І., Бикбулатова О. М. Органічне речовина, биту-моиды і вуглеводні в донних відкладеннях водоймищ Волги і на макро-зообентос. Органічне речовина донних відкладень волзьких водоймищ. 1993, С-Пб., Гидрометеоиздат, з. 74−92.

10. Лейті У. Визначення органічних забруднень питних, природних і стічних вод. 1975, М., Хімія, 200с.

11. Гранично допустимі концентрації шкідливих речовин у повітрі й садити воді. 1975, Л., Хімія, 455с.

12. Семенов А. Д. (ред). Посібник із хімічним аналізом вод суші. 1977, Л., Гидрометеоиздат, 541с.

13. Семенов А. Д., Страдомская О. Г., Павленко Л. Ф. Зміст і ідентифікації природних вуглеводнів в поверхневих водах. Гидрохимические матеріали, 1977, т, 66, з. 96−103.

14. Синельников В.Є. Люмінесцентний аналіз природних і забруднених вод. Обнінськ, 1968, 90с.

15. Синельников В.Є. Люмінесцентний аналіз вод суші та моря. Обнінськ, 1971, 170с.

16. Синельников В.Є., Єршов Ю.В., Ширшова А.І. Виділення органічних речовин з піни, образующейся при екстракції 4-хлористым вуглецем. Інф. бюл. ИБВВ АН СРСР, 1973, № 19, з. 63−65.

17. Уніфіковані методи дослідження якості вод. Частина 1. Методи хімічного аналізу вод. М., 1974,783с.

18. Фортунатов М. А., Московський Б. Д. Озера Ярославській області й перспективи їх господарського використання. Ярославль, 1970, 388с.

19. Carlberg S.R., Skarstedt C.B. Determination of small amounts of non-polar hydrocarbons (оіл) in sea water. J. Cons. Int. Explor. Мег., 1972, v. 34, № 3, p. 506−515.

20. Fresenius W., Quentin K.E., Schneider W. (Eds.) Water analysis. A practical guide to physico-chemical, chemical and microbiological water examination and quality assurance. 1988, Springer-Verlag. Berlin, 804 p.

21. Matsumoto G. Comparative study on organic constituents in polluted and unpolluted inland aquatic environments — IV. Indicators of hydrocarbon pollution for waters. J. Water Res., 1982, v. 16, № 11, p. 1521−1527.

22. Wangersky P.O., Zika R.G. The analysis of organic compounds in sea water. 1978, Report № 3, National Research Council of Canada, № 16 566, 178 p.

ПоказатьСвернуть
Заполнить форму текущей работой