Размещено на http://www.allbest.ru/

Размещено на http://www.allbest.ru/

Определение экологических рисков сброса загрязненных сточных вод города Херсон в р. Днепр по гидробиологическим показателям

С.А. Афанасьев, А.И. Цыбульский,

Г.А. Карпова, Ю.Б. Набиванец

Институт гидробиологии НАН Украины, Киев

Досліджено вплив скидання забруднених стічних вод міста Херсон у р. Дніпро. Підприємства міста роблять скидання в міські очисні споруди, де їхні стоки об'єднуються з комунально-побутовими, тому методику розрахунку екологічних ризиків можна було застосувати тільки для сумарного скидання ПУВКГ м. Херсон. Скидання здійснюється за досить складною схемою через систему ставків-відстійників та каналів. Результати аналізу загальної мінералізації і вмісту мінеральних форм азоту та фосфору дають підстави зробити висновок про надходження забруднених стічних вод міста Херсон у р. Дніпро. Визначено екологічні ризики забруднення ріки, що навіть у точці контролю складають 99%. Це показник свідчить про загальне несприятливе положення ріки та її «ризикованого» стану. Зроблено висновок про високий самоочисний потенціал цієї ділянки ріки, обумовлений, насамперед, великим масивом очеретяних плавнів, у якому досить швидко й ефективно відбувається самоочищення забруднених вод.

Исследовано влияние сброса загрязненных сточных вод города Херсон в р. Днепр. Предприятия города производят сброс в городские очистные сооружения, где их стоки суммируются с коммунально-бытовыми, поэтому методику расчета экологических рисков можно было применить только для суммарного сброса ПУВКХ г. Херсон. Сброс производится через систему прудов-отстойников и каналов по достаточно сложной схеме. Результаты анализа общей минерализации и содержания минеральных форм азота и фосфора дают основание сделать вывод о поступлении загрязненных сточных вод города Херсон в р. Днепр. Определены экологические риски загрязнения реки, которые даже в точке контроля составляют 99%. Это показатель общего неблагоприятного положении реки и ее «рискованного» состояния. Сделан вывод о высоком самоочистительном потенциале этого участка реки, обусловленном, прежде всего, крупным массивом тростниковых плавней, в котором достаточно быстро и эффективно происходит самоочищение загрязненных вод.

Influence of Kherson city waste waters discharge to the Dnieper river has been investigated. Industrial enterpises discharge waste waters to the municipal waste water treating plant, where they summarize with municipal waste waters, so we used methodology of ecological risks calculation for overall discharge of Kherson city. Discharge is made through the complicated system of ponds and channels.

Analysis of general mineralization and content of mineral forms of nitrogen and phosphorus lead to the conclusion about coming of polluted waste waters of Kherson city to the Dnieper river. Ecological risks of river pollution have been estimated, even in the control point they come to 99%. This is the index of general unfavourable and “risky” status of river.

Conclusion was made about high self-purification ability of this course of river, which is stipulated first of all by the big massive of Phragmites plantation, which serves as effect agent of self-purification of waste waters.

Введение

Актуальность работы. Система экологических норм должна охватывать всю совокупность факторов экологического риска, которая связана с размещением, проектированием, строительством, реконструкцией, эксплуатацией хозяйственных объектов и комплексов [1]. Экологические нормативы устанавливают на основе экспертного анализа результатов обработки материалов предварительных гидрологических, гидрохимических, гидробиологических, эколого-токсикологических и радиоэкологических исследований и наблюдений, проведенных в натурных условиях, непосредственно на водных объектах [2]. Благодаря этому учитываются местные и региональные особенности формирования качества воды; суммарная антропогенная нагрузка на водный объект, а не только по отдельным загрязняющим вещества. В этом состоит принципиальное различие экологических нормативов качества поверхностных вод от нормативов экологической безопасности водопользования, например, ПДК. Анализ и оценка экологических рисков особо эффективны, в частности, в тех случаях, когда имеются значительные неопределенности в исходных данных об антропогенных нагрузках на экосистемы и состоянии самих экосистем; реакции экосистем на эти нагрузки также неопределенны и имеют вероятностный характер; сценарий возможного будущего использования экосистем допускает несколько альтернативных вариантов.

Целью работы - оценка экологических рисков, которые возникают при воздействии крупных точечных источников загрязнения, локализованных в окрестностях города Херсона, на экосистемы Нижнего Днепра.

Определение основных понятий.

Экологический риск - возможность возникновения изменений экосистемы, приводящих к ее деградации, исчезновению либо переходу в состояние, угрожающее здоровью населения, и (или) утрате ее хозяйственного значения.

Оценка экологического риска - научно обоснованное суждение относительно возможности и размеров неблагоприятных изменений экосистемы или ее компонентов при определенных антропогенных нагрузках на нее.

Вероятность экологического риска - вероятность осуществления события, которое классифицируется как нежелательное для экосистемы и принесет ей ущерб. Значение вероятности оценивается для определенного временного интервала или нескольких интервалов (например, 1 год, 3 года, 10 лет).

Индикаторы риска - характеристики экосистемы и ее составляющих, по значениям которых выносятся суждения о наступлении и размерах риска.

Материал и методика

Натурное обследование, отбор проб и биологическая оценка влияния точечного источника загрязнения г. Херсона на гидроэкосистемы Нижнего Днепра проводили на различном расстоянии от него: непосредственно ниже сброса загрязненных вод (десятки метров в случае реально точечного сброса); в пределах зоны 1 км, в пределах зоны 3 км (и т.д. с учетом мощности сброса и разбавляющей способности реки) до зоны, где структура биотических сообществ не имела видимых отклонений от фоновой. Визуально, а также приборами изучали распространение мутьевого (температурного, рН, О₂) следа в реке. При выборе места отбора проб обязательным условием являлось их ландшафтно-биотопическое сходство. В качестве контроля в идентичных биотопах, расположенных выше точечного источника загрязнения, отбирали пробы и описывали сообщества. Кроме того, проводили обследование непосредственно в экологически чувствительных и экологически ценных зонах, на акваториях, имеющих статус охраняемых и расположенных в пределах 15 - километровой зоны от точечного источника загрязнения.

Общую физиономию биотических сообществ описывали на основании развития и распределения макроформ (высшие водные растения, нитчатые водоросли, макробеспозвоночные). Отбирали пробы зообентоса и зооперифитона, по возможности фито- и зоопланктона. По опросам местного населения и на основе анализа уловов рыболовов-любителей оценивали видовой состав ихтиофауны. Определяли следующие фоновые абиотические характеристики: растворенный кислород, рН, температуру воды (портативным полевым кислородомером Oxi315i/SET), электропроводность, минерализацию (портативным полевым прибором DurOx 325), прозрачность (диском Секки), цветность (по шкале цветности ШЦВ-000Т0), скорость течения (оценочно). Одновременно отбирали пробы для лабораторного определения форм минерального азота и фосфор, БПК₅ и других гидрохимических показателей.

Пробы планктона отбирали с поверхности воды: фитопланктон непосредственно в тару объемом 0,5 л, зоопланктон - концентрируя 100 л воды через планктонную сеть с мельничным газом № 73 (прокраска зоопланктона с целью определения процента погибших особей проводилась «суданской розой»). Пробы зообентоса и зооперифитона отбирали с учетом визуально выделенных однородностей, при необходимости используя легководолазное снаряжение. В биотопах с рыхлыми донными отложениями использовали коробчатый пробоотборник с площадью захвата 100 см² или дночерпатель Петерсена с площадью захвата 0,25 м². Обрастания с твердых субстратов отбирали скребком с шириной лезвия 5 см, с отдельных камней, поднятых на поверхность, делали смывы. Учет макроформ проводили рамкой 0,5х0,5 м. Все пробы фиксировали формалином. Камеральную обработку проб проводили по общепринятым методикам. Обсчет и статистическая обработка материала проводилась с использованием прикладного программного пакета WACO, разработанного в Институте гидробиологии НАН Украины.

Методологии оценки экологического риска имеют трехуровневую структуру: 1 - проверочная оценка (screening assessment), 2 - предварительная количественная оценка риска, 3 - детальная количественная оценка риска 3. Аналогичная структура принята в настоящем исследовании.

Исходными данными для проверочного уровня оценки являлись литературные, фондовые источники, результаты опроса местных специалистов. Особое значение имели данные формы “ПОЛЕВОЙ ПРОТОКОЛ” [4], заполняемого для каждой точки. Исходя из специфики экспресс-методов сбора полевой информации о состоянии и нагрузках на гидроэкосистемы, которые применялись в настоящей работе, большинство стандартных математико-статистических методов оценки вероятности (например, по частоте события) непригодны. В данном случае возможны два метода ориентировочной оценки вероятности риска: метод оценки по вариации значений индикатора риска и метод экспертной оценки. Выбор того или другого (либо применение обоих) зависело от имеющихся предположений о степени вариации значений индикатора риска. Из имеющихся методов экспертной оценки значения вероятности события наиболее подходящим для целей данного исследования является оценка значения вероятности каждым экспертом с последующим вычислением средней арифметической оценки. Экспертная оценка вероятности (от 0 до 1) давалась для каждого типа экологического риска на каждой обследованной станции. Эту работу выполняли после заполнения всех полевых протоколов, сбора информации в местных организациях и анализа собранных данных по всем станциям.

На уровне предварительной количественной оценки ориентировочные оценки вероятности риска для различных временных интервалов получали, используя метод граничного оценивания вероятности отказа, предложенный в работе [5] и модифицированный применительно к оцениванию устойчивости экосистем М.Д.Гродзинским [6].

Результаты исследований

Участок Нижнего Днепра находится в Цюрупинском и Голопристанском районах Херсонской области. Согласно геоботаническому районированию Украины (Геоботанічне районування Української РСР, 1975) территория относится к Нижнеднепровскому плавневому геоботаническому району. В его ландшафте преобладают высокотравные тростниковые болота и пойменные луга. Ниже г. Херсон русло Днепра делится на множество рукавов, образуя дельту с многочисленными пойменными островами и водоемами различного размера и конфигурации. Район отличается хорошо сохраненными массивами лесной, болотной и водной растительности, богатой по видовому составу, среди которой много редких, реликтовых и эндемичных видов. Дельта Днепра является местом обитания многочисленных видов водной и околоводной фауны, используется перелетными птицами во время сезонных миграций. Территория относится к Рамсарским водно-болотным угодьям (3UA009), включает русловые участки, протоки и ерики, мелководные пойменные водоемы, тростниковые плавни, островные массивы, Днепровский лиман.

На большей части территории ведется интенсивная хозяйственная деятельность: в пойме Днепра проводится выпас скота, сенокошение, рыбная ловля, охота, имеются крупные дачные массивы, размещены дома отдыха и пансионаты, есть прудовые хозяйства и др.

На участке от Херсона до верховьев лимана находятся объекты полной и частичной охраны - Бакайский государственный и Днепровский рыбный заказники, Краснюковское, Прорежанское и Лиманское охотничьи хозяйства. В авандельте Днепра сосредоточены основные места нерестилищ, зимовки и нагула ценных промысловых видов рыб (лещ, судак, рыбец, тарань, сазан). Этот участок дельты и прилегающая часть Днепровского лимана являются самыми ценными угодьями для охраны ихтиофауны и возобновления рыбных запасов.

Средние величины общей минерализации воды Днепра выше и ниже Херсона за период 1995-2000 гг. не превышали 0,40 г/л. Анализ величин рН и содержание растворенного кислорода за тот же период позволил установить, что их значения изменялись незначительно. Содержание биогенных элементов в воде приведено в таблице 1 [7].

В таблице 2 представлен список основных водопользователей-загрязнителей водных объектов в районе г. Херсон [7]. При обследовании региона выяснилось, что централизованного открытого сброса с очистных сооружений городов Цюрупинск и Голая Пристань в р. Днепр не существует. Все стоки этих населенных пунктов поступают на поля фильтрации, а затем путем дренажа - в реку. В связи с этим они не рассматривались нами в качестве точечных источников загрязнения.

Сброс сточных вод г. Херсон производится через систему прудов-отстойников и каналов в р. Веревчиха, затем в р. Кошевая, впадающей в Днепр. Схема сброса достаточно сложная. После каскада прудов, расположенных в пойме р. Веревчиха, через канал вода по системе рукавов проходит через массив тростниковых плавней, занимающих значительную площадь. Ниже слияния всех рукавов, приблизительно в 3 км от выхода воды из системы прудов, р. Веревчиха протекает вдоль дачной застройки, где ее воды используются для полива огородов, рекреации и рыбной ловли.

экологических загрязненный сточный гидробиологический

Таблица 1. Среднее содержание минеральных форм азота и фосфора в воде р. Днепр (1995-2000 гг.)

Таблица 2. Список основных водопользователей-загрязнителей водных объектов в Низовьях Днепра

В месте выхода сбросной воды из системы отстойников гидроэкологическая ситуация выглядела следующим образом. Сбросной канал имеет ширину 1,5-2,0 м; глубину - 0,5-0,7 м; течение - 1,2 м/с. Температура + 24,2^оС; рН - 8,0; содержание растворенного кислорода - 8,4 мг/л; минерализация - 1,4 г/л. Высшая водная растительность в канале отсутствует из-за неподходящего субстрата, бетонные стенки интенсивно обрастают зелеными нитчатыми водорослями. На выходе воды из канала ширина рукава - 2,5-3 м, глубина - 1-1,5м, течение - быстрое. На поверхности воды отмечается пена и пятна нефтепродуктов. Температура + 22,7 ^оС; вода мутная, прозрачность по диску Секки - 0,3 м; рН - 8,7; содержание растворенного кислорода - 8,8 мг/л; минерализация - 1,4 г/л. Это единственные в нашем исследовании точки, где отсутствуют макробеспозвоночные.

В системе рукавов наблюдается постепенное восстановление биотических сообществ. После их слияния, через 3 км ниже сброса, р. Веревчиха имеет ширину 1,5-2,5 м; глубину - 0,5-1,5 м; скорость течения - 0,6-0,8 м/с. Затем русло заметно расширяется и, пройдя через плавневый массив, превращается в очень вытянутый залив (ширина водного объекта - 10 м; глубина - 3-4 м, течение слабое, не исключен подпор днепровской воды при соответствующих ветрах или попусках Каховской ГЭС).

Таблица 3. Значения биотических показателей состояния водных объектов

Примечание: Знак “-“ означает отсутствие данной группировки гидробионтов в точке

Уже в 0,5 км от слияния рукавов прозрачность воды по диску Секки увеличивается до 1 м, содержание кислорода повышается до 11,5 мг/л, а минерализация снижается до контрольных значений 0,4 г/л. В русловой части прибрежные мелководья нарушены, т.к. здесь располагаются дачные участки. Trent Biotic Index (TBI) [3] равен 6, а по показателям трофности река относится к полигипертрофным водоемам. Через 6 км ниже сброса, при впадении р. Кошевая в Днепр все изученные параметры приближаются к контролю и влияние сброса сточных вод г. Херсона не обнаруживается, в частности здесь отмечаются самые высокие в устьевой области Днепр индексы сапробности по фитопланктону - 1,55-2,94 (до -мезосапробной зоны).

Качество воды в р. Веревчиха, оцененное по донным видам беспозвоночных, соответствует -мезосапробной зоне (2,83), а в русле Днепра - олигосапробной (1,50). Особенно неблагоприятные условия для развития макрозообентоса наблюдались в 1975 г., когда донная фауна практически отсутствовала или была минимальной. Введение в строй очистных сооружений и прекращение сброса неочищенных стоков в р. Кошевую способствовало оздоровлению экологической ситуации в этих водотоках.

По данным, представленным в таблице 3, видно, что индексы сапробности и биотический индекс TBI показывают заметное улучшение качества воды и состояния водных объектов от места сброса сточных вод до поступления их в Днепр.

В ходе натурных исследований был также проведен гидрохимический анализ воды в выбранных точках, а также р. Днепр в районе Херсонской гидробиологической станции НАН Украины (в качестве контроля). Было установлено (таблица 4), что значения рН в воде всех исследованных водных объектов были сопоставимы с таковыми за период 1995-2000 гг.

Повышение значений рН в устье Веревчихи и контроле (точки 6, 8) связано с интенсивным развитием сине-зеленых водорослей. Сравнительно высокие концентрации кислорода в точке сброса связаны с высокой турбулентностью потока и аэрацией водных масс. При прохождении через плавневый тростниковый массив (точки 4, 5) концентрация кислорода закономерно снижается, а при поступлении в устье р. Веревчиха («цветение» водорослей) - увеличивается. Общая минерализация воды исследованных объектов довольно высока (особенно в точках 1 и 3) по сравнению с днепровской. Это указывает на имеющее место солевое загрязнение сточных вод. Необходимо отметить высокое содержание аммонийной и нитритной форм азота в точке сброса. В воде всех исследованных водных объектов высоким было и содержание фосфатов. По мере удаления от точки сброса концентрации форм минерального азота и фосфора обычно уменьшались.

Таким образом, результаты анализа общей минерализации воды и содержания минеральных форм азота и фосфора в воде исследованных водных объектов Херсона дают основание сделать вывод об заметном поступлении загрязненных сточных вод в р. Веревчиху. Однако, после прохождения воды через естественное биоплато - тростниковые плавни, развивающиеся в пойме р. Веревчихи, происходит существенное ее очищение, при этом уровень загрязнения по биогенным веществам в месте впадения р. Веревчиха в протоку Днепра - р. Кошевую, аналогичен или даже ниже контрольного.

Таблица 4. Гидрохимические показатели в водных объектах Херсона

Расчет экологических рисков

Характеристика угроз. Основную угрозу биоразнообразию и здоровью человека представляют загрязняющие вещества, концентрации которых в воде и других средах превышают ПДК.

В 2001 г. из очистных сооружений Херсонского водоканализационного хозяйства было зафиксировано несколько аварийных сбросов общим объемом сточных вод 3,7 тыс. м³, с превышением норм ПДК по БПК₃ и взвешенным веществам в 10 раз, ХПК - 5, железу - 6, фосфатам - 2,5 раза. Эти сбросы были связаны с отключением электроэнергии на насосных станциях канализации. По данным областного управления Минэкологии в течение 2002 г. аварийных сбросов из очистных сооружений Херсонводоканала не было. Основная проблема - сброс загрязненных вод (канализационных стоков) из г. Берислава, где в марте 2002 г. отказали очистные сооружения. Экологическую ситуацию также ухудшало поднятие вверх по фарватеру Днепра от Днепровского лимана сероводородного клина. Тем не менее по данным Управления экологии и природных ресурсов, качество воды в Днепре на входе в Херсонскую область хуже, чем на выходе. Экологический риск для экосистемы Нижнего Днепра может быть связан с ВАТ «Херсонефтепереработка», в трех шламонакопителях которого сохраняется 9252 т нефтешлама, с канализационной сетью Херсона, 300 км из которой эксплуатируются, но находятся в аварийном состоянии. Определенный риск представляет г. Голая Пристань, где нет очистных сооружений, а стоки сбрасывают на поля фильтрации. Анализ рецепторов риска, воспринимаемых воздействий и угроз Херсона позволяет установить типы вероятных экологических рисков, а также оценить степень их реальности и размеров (таблица 5).

Исходя из этого, компонентами экосистемы, находящимися под угрозой загрязнения, следует рассматривать донную фауну и водную среду. Из чувствительных экосистем под угрозой деградации находятся сообщества донной фауны.

Сопоставление оценок реальности и размеров каждого типа экологических рисков позволяет установить те из них, для которых представляется целесообразным их предварительная количественная оценка (таблица 6).

Таблица 5. Список типов экологических рисков, оценки степени их реальности и размеров

Таблица 6. Типы экологических рисков, для которых необходима их предварительная оценка

Предварительная оценка вероятности наступления риска. Исходные количественные данные, необходимые для расчета значений вероятности рисков типов HWS, HBP, HBSF сведены в таблице 3. В качестве индикаторов риска для HWS, HBP, HBSF были приняты соответственно TBI бентоса, S высшей водной растительности, S донной фауны.

По данным, приведенным в таблице 3, определены средние арифметические и средние квадратические отклонения для каждого из индикаторов риска: для HWS, соответственно они равны 3,44 и 2,877; HBP - 1,95 и 0,116; HBSF- 2,81 и 0,794.

Для типа риска HWS следует внести поправки на вариацию значений TBI бентоса, зависящие от расстояния от точки сброса. Эти поправочные коэффициенты и откорректированные значения у для HWS приведены в таблице 7. Имеющиеся данные достаточны для расчета значений вероятностей экологических рисков по станциям Херсона.

Рассчитанные значения сведены в таблице 8.

Оценку вероятности риска загрязнения речных вод HWR можно выполнить расчетным путем, используя данные полевого определения NH₄⁺, NO₂^-, NO₃^-, PO₄^3- и растворенного кислорода (таблица 4). Для удобства расчетов эти данные представлены в таблице 9, а также определены оценки среднеквадратического отклонения у для указанных гидрохимических веществ.

Для каждого из индикаторов риска установлено его критическое значение, выход за границы которого указывает на то, что риск осуществился. В качестве критических значений принимаются значения градаций индексов качества воды и водной среды, указывающие на переход качества воды к классу (категории) IV «грязная». Исходная таблица 10 и определенные по ней критические значения для индикаторов риска имеют следующий вид.

Таблица 7. Откорректированные значения среднего квадратического отклонения у_HWs

Таблица 8. Вероятности осуществления экологических рисков

Таблица 9. Исходные данные для расчета вероятности загрязнения речных вод (риска HWR)

Рассчитанные значения вероятностей экологического риска и общая вероятность загрязнения речных вод по каждому из загрязняющих веществ приведены в таблице 11. В качестве обобщенного показателя вероятности загрязнения речных вод можно принять вероятность того, что речная вода будет загрязнена хотя бы по одному из измеренных показателей. Из таблиц 10 и 11 видно, что даже по изученным гидрохимическим показателям риск того, что река будет загрязнена хотя бы по одному из них, очень велик и даже в точке контроля составляет 86%. Это свидетельствует об общем неблагоприятном положении в реке и о том, что она находится в «рискованном» состоянии. Анализируя весь массив данных по точкам наблюдений можно констатировать, что экологическое состояние р. Веревчиха возвращается к норме (параметрам точки контроля) через 3,4 км ниже от точки сброса загрязненных вод. Это свидетельствует о высоком самоочистительном потенциале этого водотока, протекающего через крупный массив тростниковых плавней, в котором достаточно быстро и эффективно очищаются загрязненные воды.

Таблица 10. Критические значения индикаторов риска

Таблица 11. Вероятности осуществления экологических рисков по загрязняющим веществам

Выводы

В результате проведенных исследований определены экологические риски сброса загрязненных сточных вод города Херсона в р. Днепр.

Общая минерализация воды исследованных объектов довольно высока по сравнению с днепровской водой, особенно в точках сброса с очистных сооружений.

Загрязненные сточные воды поступают в р. Веревчиха, где после прохождения через естественное биоплато-тростниковые плавни, происходит существенное очищение воды, при этом уровень загрязнения по биогенным веществам аналогичен или даже ниже контрольного. Это свидетельствует о высоком самоочистительном потенциале экосистемы этой реки, в которой достаточно быстро и эффективно очищаются загрязненные воды.

Высокую степень реальности имеют следующие типы экологических рисков: риск загрязнения речных вод; риск деградации сообществ высшей водной растительности; риск деградации сообществ донной фауны.

Риск загрязнения р. Днепр хотя бы по одному из изученных химических показателей очень велик и даже в точке контроля составляет 86%. Это свидетельствует о неблагоприятном положении реки и о том, что она находится в «рискованном» состоянии.

Перечень ссылок

1. Концепція екологічного нормування.- К.: Мінекобезпека, 1997.- 22 с.

2. Методика встановлення і використання екологічних нормативів якості поверхневих вод суші та естуаріїв України: Проект / В.Д. Романенко, В.М. Жукинський, О.П. Оксіюк та ін.- К.: ЗАТ «Віпол», 2001.- 48 с.

3. Woodiwiss F.S. The biological system of stream classification used by the Trent River // Board Chem. Industr..- 1964.- 11.- P. 443-447.

4. Афанасьев С.А. Развитие европейских подходов к биологической оценке гидроэкосистем в мониторинге рек Украины.// Гидробиологический журнал. - 2001. - Т.3. - № 5.- С. 3-18.

5. Барлоу Р., Прошан Ф. Статистическая теория надежности испытания на безотказность. - М.: Наука, 1984.

6. Гродзинський М.Д. Стійкість геосистем до антропогенних навантажень. - К.: Лікей, 1995.

7. Національна доповідь про стан навколишнього природного середовища Херсонської області, 2001 р. - Херсон: Держуправління з екобезпеки в Херсонській області, 2002.

8. Гродзинский М.Д., Афанасьев С.А. Оценка экологических рисков при воздействии загрязнения на водные объекты с использованием гидробиологических данных // Гидробиологический журнал (в печати).

Размещено на Allbest.ru