| ||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||
|
Краткая характеристика пунктов отбора проб мхов в 1991 г. и 2011 г. | |||||||||||
№ пункта отбора проб | Название пункта отбора проб | Географические координаты | Расстояние от комбината, км | ||||||||
с. ш. | в.д. | ||||||||||
3 б | Курт-варенч | 67° 37' 40'' | 32° 44' 00'' | 34.0 | |||||||
8 | Бывшая Чунозерская усадьба | 67° 38' 10'' | 32° 36' 20'' | 34.4 | |||||||
9 | Ручей Ель-явр-уай | 67° 39' 00'' | 32° 40' 00'' | 32.2 | |||||||
5 | Мыс Кус-нярк (северный берег Чунозера) | 67° 38' 35 | 32° 31' 30'' | 34.9 | |||||||
2 | Мыс Вуйтем-нярк (южный берег Чунозера) | 67° 38' 00'' | 32° 31' 00'' | 36.0 | |||||||
7 | Волок Чунозеро-Охтозеро | 67° 34' 45'' | 32° 23' 30'' | 43.7 | |||||||
22 | Кордон Нявка | 67° 41' 20'' | 32° 03' 30'' | 43.1 | |||||||
23 | Кордон Мавра | 67° 42' 30'' | 31° 53' 00'' | 47.9 | |||||||
16 | Изба на ручье Н. Сылп-уай | 67° 51' 00'' | 32° 15' 00'' | 27.1 | |||||||
4 | Сторожевая изба Беличья | 67° 46' 00'' | 32° 11' 30'' | 33.4 | |||||||
37 | СЗ оконечность Чунозера | 67° 42' 00'' | 32° 18'° 00'' | 34.8 | |||||||
25 | Река Вите, левый берег близ Сейд озера | 67° 49' 45'' | 32° 40' 30'' | 13.7 | |||||||
10 | 1213 км шоссе Санкт-Петербург–Мурманск | 67° 34' 30'' | 32° 35' 00'' | 41.2 | |||||||
11 | 1205 км шоссе Санкт-Петербург–Мурманск | 67° 33' 30'' | 32° 27' 00'' | 44.8 | |||||||
12 | 1198 км шоссе Санкт-Петербург–Мурманск | 67° 31' 00'' | 32° 21' 00'' | 50.8 | |||||||
19 | Поворот от шоссе Санкт-Петербург–Мурманск к Апатитам, 10-й км | 67° 37' 00'' | 32° 59' 00'' | 35.2 | |||||||
20 | Поворот от шоссе Санкт-Петербург–Мурманск к Апатитам, 20-й км | 67° 34' 40'' | 32° 13' 00'' | 41.9 |
Статистическую обработку результатов проводили с помощью пакета Statistica 10.0 с использованием корреляционного анализа. Для оценки значимости различий применяли непараметрические критерии Вилкоксона и Манна-Уитни.
РЕЗУЛЬТАТЫ И ИХ ОБСУЖДЕНИЕ
Прежде всего необходимо отметить, что в разных пунктах отбора проб мхов Pleurozium schreberi и Hylocomium splendens уровень накопления ими тяжелых металлов сопоставим для обоих видов как в 1991 г., так и в 2011 г. (табл. 2). Согласно непараметрическому критерию Вилкоксона, межвидовые различия в содержании тяжелых металлов в исследуемых мхах отсутствуют как в 1991 г., так и в 2011 г. (z = 0.384–0.768,
p = 0.44–0.70). Следовательно, эти виды мхов в равной степени можно использовать для мониторинга загрязнения окружающей среды тяжелыми металлами. Отсутствие видовой специфики изучаемых видов отмечали и другие исследователи [5, 7, 9, 30, 31]. При анализе микроэлементного состава растений Кольского полуострова М.Л. Раменская [30] обнаружила, что в Мончегорском районе наблюдается в среднем 14-кратное превышение содержания никеля и меди в обоих видах мхов по сравнению с их фоновым уровнем.
Согласно данным М.Л. Раменской [30], региональные фоновые концентрации никеля и меди в исследуемых видах мхов в среднем составляли 4–5 мг/кг сухого вещества; по нашим данным, в разных фоновых районах Кольского полуострова
в зеленых частях Pleurozium schreberi среднее содержание никеля варьировало в пределах 7.5–8.5 мг/кг, а меди – 4.6–9.9 мг/кг. На территории Лапландского заповедника в 1991 г. среднее содержание никеля превышало фоновое более чем в 12 раз, а меди – в 23 раза.
Концентрации металлов в пробах мхов, отобранных в одних и тех же пунктах в 1991 г. и 2011 г., мг/кг сух. в-ва. *н.д. – нет данных. | |||||||||
№ пункта отбора проб | Расстояние от комбината, км | Ni | Сu | ||||||
Pleurozium schreberi | Hylocomium splendens | Pleurozium schreberi | Hylocomium splendens | ||||||
1991 г. | 2011 г. | 1991 г. | 2011 г. | 1991 г. | 2011 г. | 1991 г. | 2011 г. | ||
36 | 34.0 | 139 | 31 | н.д.* | н.д. | 258 | 29 | н.д. | н.д. |
8 | 34.4 | 143 | 54 | 161 | 60 | 285 | 41 | 350 | 42 |
9 | 32.2 | 155 | 68 | 170 | 82 | 271 | 44 | 202 | 45 |
5 | 34.9 | 53 | 62 | н.д. | н.д. | 111 | 47 | н.д. | н.д. |
2 | 36.0 | 112 | 48 | н.д. | н.д. | 112 | 32 | н.д. | н.д. |
7 | 43.7 | 94 | 36 | 61 | 14 | 209 | 25 | 174 | 13 |
22 | 43.1 | 42 | 7 | 33 | 5 | 76 | 7 | 92 | 9 |
23 | 47.9 | 21 | 5 | 23 | 6 | 39 | 7 | 46 | 8 |
16 | 27.1 | 38 | 5 | 33 | 4 | 43 | 4 | 37 | 6 |
4 | 33.4 | 23 | 7 | 20 | 5 | 36 | 10 | 29 | 10 |
37 | 34.8 | 73 | 34 | 61 | 24 | 43 | 22 | 54 | 20 |
25 | 13.7 | 244 | 42 | 252 | 44 | 608 | 33 | 598 | 42 |
10 | 41.2 | 60 | 57 | н.д. | н.д. | 136 | 42 | н.д. | н.д. |
11 | 44.8 | 99 | 31 | 66 | 24 | 113 | 25 | 101 | 21 |
12 | 50.8 | 121 | 36 | 143 | 43 | 160 | 25 | 115 | 30 |
19 | 35.2 | 131 | 50 | 121 | 41 | 230 | 38 | 252 | 36 |
20 | 41.9 | 133 | 34 | 140 | 37 | 154 | 35 | 101 | 36 |
В 2011 г., согласно непараметрическому критерию Вилкоксона, оно значимо снизилось в обоих исследуемых видах мхов (z = 3.18–3.62, p = 0.0003–0.0015) и отмечалось лишь 4-кратное превышение фоновых концентраций каждого из тяжелых металлов. Таким образом, можно констатировать, что именно резкое сокращение объемов атмосферных выбросов комбинатом «Североникель» (рис. 2) привело к значительному уменьшению концентрации тяжелых металлов в обоих видах мхов, так как пункты отбора проб были одними и теми же в оба срока наблюдений. Аналогичные закономерности в динамическом тренде уровня накопления тяжелых металлов ассимиляционными органами высших растений отмечались нами ранее [2, 20, 22], а также другими исследователями [25, 26].
Проведенные исследования показали неоднозначную картину изменения уровня накопления тяжелых металлов Pleurozium schreberi и Hylocomium splendensв ответ на снижение токсической нагрузки. Объем атмосферных выбросов никеля в 1990–2001 гг. был значимо больше, чем для меди ( z= 2.83, p = 0.005), а в 2002–2013 гг. объемы выбросов этих металлов значимо не различались ( z= –1.27, p = 0.204) (см. рис. 2). Содержание никеля и меди в обоих исследуемых видах мхов значимо не различались как в первый (1991 г.), так и во второй (2011 г.) срок наблюдения. Следовательно, соотношение концентраций никеля и меди во мхах не всегда напрямую связано с соотношением объемов атмосферных выбросов тяжелых металлов источником загрязнения, а может быть обусловлено какими-то внутренними свойствами самих мхов.
За два срока наблюдений минимальные концентрации обоих металлов были обнаружены в исследуемых видах мхов в пунктах отбора проб 4 и 16, удаленных от комбината на 27–33 км, и пункте 23, расположенном в 48 км от комбината (см. табл. 2), максимальные значения отмечались в пунктах 5, 9 и 25, удаленных от комбината на 35, 32 и 14 км соответственно. При этом не всегда максимальные концентрации обоих металлов были обнаружены в одних и тех же пунктах отбора проб: так, в 1991 г. максимум содержания никеля в Hylocomium splendens был отмечен в пункте 9, а меди – в пункте 25; в 2011 г. максимум уровня накопления никеля в Pleurozium schreberi наблюдался в пункте 9, а меди – в пункте 5 (см. табл. 2).
Корреляционный анализ данных выявил значимую связь только между содержанием меди в исследуемых видах мхов и расстоянием от источника загрязнения как в 1991 г., так и в 2011 г. (r = –0.64…–0.60, p<0.05), для концентраций никеля корреляция между этими параметрами отсутствовала. Например, в пункте 12, наиболее удаленном от комбината, наблюдались отнюдь не минимальные концентрации тяжелых металлов за два срока наблюдений, в то время как наименьшие величины содержания никеля в обоих видах были обнаружены в пункте 16, а меди – в пункте 4, удаленных на 27–33 км от комбината (см. табл. 2). Из этого следует, что, по-видимому, на уровень накопления тяжелых металлов мхами влияет не только удаленность от источника загрязнения, но также роза ветров и орография местности, так как пункты отбора проб 4, 16, 22, 23 и 37 расположены в западном направлении от комбината и экранированы Чуна-тундрой от ветрового потока загрязняющих веществ (см. рис. 1).
Для проверки высказанной гипотезы мы сравнили две подвыборки с использованием непараметрического критерия Манна-Уитни. Пункты отбора проб мхов были сгруппированы в 2 группы: 1-я включала пункты 4, 16, 22, 23, 36; 2-я – соответственно пункты 8–12 и 37, расположенные в южном направлении от комбината вдоль шоссе Санкт-Петербург–Мурманск. Согласно непараметрическому критерию Манна-Уитни, различия между этими подвыборками значимы в оба срока наблюдений (1991 г. и 2011 г.): для Pleurozium schreberi – z = 2.74…2.65, p = 0.0062…0.0081; для Hylocomium splendens – z = 2.45…2.46, p = 0.0143…0.0139. Таким образом, гипотеза о влиянии розы ветров и орографии местности на содержание тяжелых металлов в исследуемых видах мхов подтвердилась. К сожалению, на имеющемся материале разделить воздействие этих двух факторов на уровень накопления тяжелых металлов мхами не представляется возможным.
В 2011 г. объемы атмосферных выбросов никеля сократились в 7.7 раза, а меди в 3.6 раза по отношению к 1991 г. Сравнение кратности уменьшения концентраций тяжелых металлов в исследуемых видах мхов, отобранных в одних и тех же пунктах в 1991 г. и 2011 г., выявило неодинаковое снижение как отдельных металлов, так и различия в разных пунктах отбора проб (рис. 3). В 2011 г. содержание никеля у Pleurozium schreberi снизилось в среднем в 3.4 раза, а меди – в 6.6 раза по отношению к 1991 г., при этом размах варьирования составил от 0.9 до 7.6 раза для никеля и 2.4–18.4 раза для меди. У Hylocomium splendens концентрация никеля в 2011 г. уменьшилась в среднем в 4.1 раза, а меди в 6.7 раза по отношению к 1991 г., при этом кратность снижения концентраций варьировала для никеля в пределах 2.1–8.3 раза, а для меди – 2.7–14.2 раза. Следует подчеркнуть, что минимальные и максимальные величины кратности снижения никеля и меди наблюдались в разных пунктах отбора проб. Например, для обоих видов мхов максимум снижения концентрации никеля отмечен в пункте 16, удаленном от комбината на 27 км, а меди – в пункте 25, удаленном от комбината на 14 км (см. рис. 3). Для Pleurozium schreberi минимум уменьшения содержания и никеля, и меди наблюдался в пункте 5, удаленном от источника загрязнения на 35 км, а для Hylocomium splendens минимальная величина сокращения концентрации никеля была отмечена в пункте 9, расположенном на расстоянии 32 км от комбината, а меди – в пункте 37, удаленном на 35 км от источника загрязнения. Таким образом, уменьшение концентраций никеля и меди в обоих исследуемых видах мхов непропорционально степени сокращения объемов атмосферных выбросов тяжелых металлов комбинатом «Североникель». Ранее мы отмечали несинхронность изменения содержания тяжелых металлов в ассимиляционных органах высших растений на фоне разного режима аэротехногенной нагрузки [2, 23].
Для объяснения столь неоднозначной картины накопления тяжелых металлов мхами и снижения их концентраций при сокращении объемов пылевых атмосферных выбросов комбинатом «Североникель» можно высказать несколько предположений. Во-первых, пылевые ингредиенты атмосферных выбросов комбината различаются как по размеру частиц, так и по химическому составу. Мелкодисперсная полиметаллическая пыль, выбрасываемая в атмосферу на разных этапах технологического цикла, содержит в основном сульфиды и оксиды металлов, а также металлические никель и медь [32]. Эти соединения имеют различную растворимость в воде и подкисленных атмосферных осадках и тем более в почвенном растворе с рН 4.0–4.5. Ранее было показано, что в органогенном горизонте подзолов буферной и импактной зон встречаются поступившие из загрязненного воздуха шарообразные частицы размером до 5 мкм, форма, морфология поверхности и химический состав которых характерны для частиц пыли газоотхода печей плавки штейнов или рудных плавок [24]. Такие пылевые частицы, поступающие из воздуха, осаждаются на поверхность мха и могут проникать внутрь тканей. При использованной методике проведения химических анализов разделить поверхностное отложение пылевых частиц от внутритканевого содержания металлов не представлялось возможным. Во-вторых, невозможно было одновременно отобрать все пробы мхов на столь обширной территории, поэтому, вероятно, часть проб была отобрана в сухой период, а часть после дождей, которые могли частично смыть с поверхности мха пылевые отложения. В-третьих, хорошо известно и как было показано нами, орография местности и роза ветров также играют важную роль в распределении воздушных потоков загрязняющих веществ. В-четвертых, скорость снижения концентраций никеля и меди в исследуемых видах мхов, по-видимому, обусловлена химической природой металлов и их физиологической ролью в качестве необходимых для жизнедеятельности микроэлементов.
ЗАКЛЮЧЕНИЕ
Проведенные исследования уровня накопления тяжелых металлов двумя доминантными видами мохового покрова – Pleurozium schreberi и Hylocomium splendens – на фоне высокой (1991 г.) и низкой (2011 г.) аэротехногенной нагрузки показали, что содержание никеля и меди в живых частях исследуемых видов мхов адекватно отражает интенсивность аэротехногенного загрязнения территории Лапландского государственного биосферного заповедника атмосферными выбросами тяжелых металлов комбинатом «Североникель» (г. Мончегорск). Поэтому оба вида мхов в равной мере могут быть использованы для мониторинга аэротехногенного загрязнения окружающей среды тяжелыми металлами из-за отсутствия значимых различий в их содержании в живых частях Pleurozium schreberi и Hylocomium splendens в одних и тех же пунктах отбора проб.
Отсутствие прямой корреляции уровня накопления тяжелых металлов исследуемыми видами мхов с расстоянием до комбината «Североникель» и неоднозначная картина изменения содержания никеля и меди во мхах за два срока наблюдений подтверждают влияние и других факторов (роза ветров, орография местности) на процессы поступления тяжелых металлов из загрязненного воздуха в мохообразные и их аккумуляции в растительных тканях. В связи с этим при закладке сети мониторинговых площадок необходимо учитывать не только непосредственное расстояние до источника аэротехногенного загрязнения, но и обязательно розу ветров, преобладающих на данной территории, и орографию местности.
Непропорциональность и несинхронность снижения содержания тяжелых металлов исследуемыми видами мхов в ответ на резкое сокращение объемов атмосферных выбросов комбинатом цветной металлургии обусловлены многочисленными причинами, далеко не все из которых известны к настоящему времени и требуют дальнейших исследований.
СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ
1.Salemaa M., Derome J., Helmisaari H.-S. et al. Element accumulation in boreal bryophytes, lichens and vascular plants to heavy metal and sulhur decomposition in Finland // Sci. Total Environ. 2004. V. 324. P. 141–160.
2.Лянгузова И.В. Толерантность компонентов лесных экосистем севера России к аэротехногенному загрязнению: Автореф. дис. … докт. биол. наук. СПб., 2010. 39 с.
3.Taylor F.G., Witherspoon J.P. Retention of simulated fallout particles by lichens and mosses // Health physics. 1972. V. 23. P. 867–869.
4.Ruhling A., Tyler G. Regional difference in the deposition of heavy metals over Scandinavia // J. Appl. Ecol. 1971. V. 8. P. 497–507.
5.Ruhling A., Tyler G. Heavy metal deposition in Scandinavia // Water, Air and Soil Pollution. 1973. V. 2. P. 445–455.
6.Steinnes E. Atmospheric deposition of trace elements in Norway studied by means of moss analysis // Kjeller Report, KR 154, Institutt for atomenergi, Kjeller, Norway, 1977.
7.Steinnes E. Use of mosses in heavy metal deposition studies // EMEP/CCC – Report 1985. V. 3/85. P. 161–170.
8.Pakarinen P., Tolonen K. Regional survey of heavy metals in peat mosses (Sphagnum) // Ambio. 1976. V. 5. P. 38–40.
9.Makinen A. Heavy metals and arsenic concentrations of a woodland moss Hylocomium splendens (Hedw.) Br. et Sch. growing around a coal-fired power plant in coastal southern Finland // Projekt Kol-halsa-miljo. Teknisk rapport 85. 1983.
10.Grodzinska K. Mosses as bioindicators of heavy metal pollution in Polish national parks // Water. Air and Soil Pollution. 1978. V. 9. P. 83–97.
11.Onianwa P.C. Monitoring atmospheric metal pollution: a review of the use of mosses as indicators // Environmental Monitoring and Assessment.2001. V. 71. P. 13–50.
12.Nikodemus O., Brumelis G., Tabors G. et al. Monitoring of air pollution in Latvia between 1990 and 2000 using moss // J. of Atmosph. Chemistry. 2004. V.49. № 1–3. P. 521–531.
13.Ermakova E.V., Frontasyeva M.V., Steinnes E. Air pollution studies in Central Russia (Tula region) using the moss biomonitoring technique, NAA and AAS // J. Radioanalytical and Nuclear Chemistry. 2004. V. 259. P. 51–58.
14.Королева Ю.В. Биоиндикация атмосферных выпадений тяжелых металлов в Калининградской области (по мхам): Автореф. … дис. канд. биол. наук. Калининград, 2004. 24 с.
15.Zhang Y.X., Cao T., Atsuo I. et al. Study of moss as air pollution monitor by SRXRF technique // Chinese Science Bulletin. 2009. V. 54. № 1. P. 1–4.
16.Blagnyte R., Paliulis D. Research into heavy metals pollution of Atmosphere Applying Moss as Bioindicator: a Literature Review // Environmental Research, Engineering and Management. 2010. V. 66. P. 26 – 33.
17.Королева Ю.В., Пухлова И.А. Новые данные о биоконцентрировании тяжелых металлов на территории Балтийского региона // Вестник Балтийского федерального ун-та. 2012. С. 99–106.
18.Руководство по проведению комплексного мониторинга влияния загрязнения воздуха на экосистемы. 7.4. Дополнительная подпрограмма МС: Тяжелые металлы во мхах. 2013.
19.Рыжакова Н.К., Меркулов В.Г., Борисенко А.Л. и др. Биоиндикация загрязнения атмосферного воздуха химическими предприятиями // Изв. вузов. Физика. 2013. Т. 56. № 11-3. С. 254–258.
20.Динамика лесных сообществ Северо-Запада России. СПб.: Изд-во ООО «ВВМ», 2009. 276 с.
21.Зверев В.Е. Смертность и возобновление березы извилистой в зоне воздействия медно-никелевого комбината в период значительного сокращения выбросов: результаты 15-летнего мониторинга // Экология. 2009. № 4. С. 271–277.
22.Лянгузова И.В. Динамика содержания никеля и меди в растениях сосновых лесов Кольского полуострова в условиях аэротехногенного загрязнения // Растит. ресурсы. 2008. Т. 44. Вып. 4. С. 91–98.
23.Лянгузова И.В. Динамические тренды содержания тяжелых металлов в растениях и почвах при разном режиме аэротехногенной нагрузки // Экология. 2017. № 4. C. 250–260. DOI: 10.7868/S0367059717040114. [Lyanguzova I.V. Dynamic Trends of Heavy Metal Contents in Plants and Soil under Different Industrial Air Pollution Regimes // Russ. J. of Ecology. 2017. V. 48. № 4. P. 311–320. DOI: 10.1134/S1067413617040117]
24.Лянгузова И.В., Гольдвирт Д. К., Фадеева И.К. Пространственно-временная динамика загрязнения Al-Fe-гумусового подзола в зоне влияния комбината цветной металлургии // Почвоведение. 2016. № 10. С. 1261–1276. DOI: 10.7868/S0032180X16100105 [Lyanguzova I.V., Goldvirt D.K., Fadeeva I.K. Spatiotemporal Dynamics of the Pollution of Al–Fe-Humus Podzols in the Impact Zone of a Nonferrous Metallurgical Plant // Eurasian Soil Science. 2016. V. 49. № 10. Р. 1189–1203. DOI: 10.1134/S1064229316100094]
25.Сухарева Т.А. Пространственно-временная динамика микроэлементного состава хвойных деревьев и почвы в условиях промышленного загрязнения // Изв. вузов. Лесной журнал. 2013. № 6. С. 19–28.
26.Сухарева Т.А., Лукина Н.В. Минеральный состав ассимилирующих органов хвойных деревьев после снижения уровня атмосферного загрязнения на Кольском полуострове // Экология. 2014. №. 2. С. 97–104. DOI: 10.7868/S0367059714020085. [Sukhareva T.A., Lukina N.V. Mineral composition of assimilative organs of conifers after reduction of atmospheric pollution in the Kola peninsula // Rus. J. of Ecology. 2014. V. 45. № 2. P. 95–102. DOI: 10.1134/S1067413614020088.]
27.Barcan V., Kovnatsky E. Soil surface geochemical anomaly around the copper-nickel metallurgical smelter // Water, Air and Soil Pollut. 1998. V. 103. P. 197–218.
28.Kozlov M., Barcan V. Environmental contamination in the Central Part of the Kola Peninsula: History, Documents and Perception // AMBIO. 2000. V. XXIX. № 8. P. 512–517.
29.Kozlov M.V., Zvereva E.V., Zverev V.E. Impact of point polluters on terrestrial biota: Comparative analysis of 18 contaminated areas. Dordrecht: Springer, 2009. 466 p.
30.Раменская М.Л. Микроэлементы в растениях Крайнего Севера. Л.: Наука, 1974. 158 с.
31.Pilegaard K., Rasmussen L., Gydesen H. Atmospheric background deposition of heavy metals in Denmark monitored by epiphytic cryptogams // J. Appl. Ecol. 1983. V. 16. P. 843–853.
32.Баркан В.Ш. Загрязнение почвы никелем и медью от промышленного источника металлургических пылей // Экологические проблемы Северных регионов и пути их решения: Мат-лы Всеросс. науч. конф. с междун. участием. Апатиты: Изд-во КНЦ РАН, 2008. Ч. 1. С. 46–51.