МОНЧЕГОРСК - ЭКОЛОГИЯ КРАСИВОЙ ТУНДРЫ

Содержание тяжелых металлов в доминантных видах мхов как индикатор аэротехногенной нагрузки



ЭКОЛОГИЯ, 2018, № 2, с. 119–126
Лапландский государственный биосферный заповедник
184506 Мончегорск, ул. Зеленая, 8.
Ботанический институт им. В.Л. Комарова РАН
197376 Санкт-Петербург, ул. Профессора Попова, 2

© 2018 г. В. Ш. Баркан, И. В. Лянгузова
e-mail: [email protected]
Поступила в редакцию 29.06.2016 г.

Исследовано содержание никеля и меди в двух видах мхов – Hylocomium splendens и Pleurozium schreberi, отобранных в одних и тех же пунктах в 1991 и 2011 гг. на территории Лапландского государственного биосферного заповедника, расположенного в зоне воздействия атмосферных выбросов комбината “Североникель” (г. Мончегорск, Мурманская обл.). Установлено, что оба вида мхов адекватно отражают уровень аэротехногенной нагрузки и в равной мере могут быть использованы для мониторинга загрязнения окружающей среды тяжелыми металлами. Статистически доказано, что на содержание тяжелых металлов в исследуемых видах мхов оказывают влияние не только объем атмосферных выбросов полиметаллической пыли и расстояние до источника загрязнения, но и важное значение имеют роза ветров и орография местности.

Ключевые слова: тяжелые металлы, Кольский полуостров, аэротехногенное загрязнение, биоиндикация загрязнения, снижение токсической нагрузки.

DOI: 10.7868/S0367059718020051


    Выбор мхов в качестве индикаторов аэротехногенного загрязнения окружающей среды обоснован особой стратегией их жизнедеятельности: у них отсутствуют корни, имеются лишь ризоиды, с помощью которых они закрепляются на поверхностном слое подстилки, поэтому практически отсутствует контакт живой (зеленой) части мха с загрязненной почвой. В то же время влагу, элементы минерального питания, а также загрязняющие вещества, в том числе пылевые частицы техногенных соединений металлов, мхи получают из воздуха. Отсутствие или сильное уменьшение кутикулы у этих растений обусловливает проникновение ионов через ее поверхность непосредственно к ионообменным местам на стенках клеток. Поскольку поверхность листьев содержит только один слой клеток, осуществляется очень тесный контакт с окружающей атмосферой, и именно этим путем питательные вещества и тяжелые металлы поступают внутрь тканей. При сравнении накопления тяжелых металлов различными видами растений некоторые исследователи отмечали существенно более высокую аккумуляцию тяжелых металлов лишайниками и, особенно, мохообразными в зоне воздействия предприятий цветной металлургии [1, 2]. Кроме того, тесно сидящие ветви и образование плотно сомкнутого покрова позволяют мхам эффективно фильтровать воздух, поглощая основное количество пыли из атмосферы. Так, установлено [3], что почти 100% начального поступления тяжелых металлов перехватываются мхом, причем в дальнейшем около 20% могут вымываться дождем.
    Метод индикации атмосферного загрязнения тяжелыми металлами с помощью различных видов мхов достаточно широко распространен в европейских странах с начала 1970-х годов. Исследования, выполненные в Швеции [4, 5], Норвегии [6, 7], Финляндии [8, 9] и Польше [10], показали, что два доминантных вида мхов – Hylocomium splendens и Pleurozium schreberi, могут взаимно замещать друг друга и адекватно отражают уровень загрязнения окружающей среды тяжелыми металлами. После интеркалибровки аналитических процедур между участвующими лабораториями были определены концентрации девяти элементов: меди, никеля, свинца, хрома, железа, мышьяка, кадмия, ванадия и цинка в живых частях мхов, и найдены локальные аномалии концентраций металлов во мхах в районах предприятий цветной и черной металлургии в Северной Швеции, Норвегии, Финляндии, а также на крайнем севере Норвегии и Финляндии на территориях, примыкающих к медно-никелевым комбинатам бывшего Советского Союза. Дальнейшее развитие этих проблем вплоть до настоящего времени получило в работах, как русских, так и зарубежных исследователей [11–19]. Однако практически все обследования загрязненных территорий проводились однократно, часто одновременно с анализом других компонентов наземных экосистем на содержание тяжелых металлов, и лишь в последние годы стали появляться работы, оценивающие динамический тренд содержания тяжелых металлов в отдельных видах растений на фоне существенного сокращения аэротехногенной нагрузки [2, 20–26].
    Цель настоящей работы – сравнительная оценка уровня накопления тяжелых металлов (Ni, Cu) двумя доминантными видами мохового покрова северо-таежных экосистем – Pleurozium schreberi и Hylocomium splendens – в период высокой (1991 г.) и низкой (2011 г.) аэротехногенной нагрузки.

МАТЕРИАЛЫ И МЕТОДЫ

    Лапландский государственный биосферный заповедник был основан в 1930 г. и располагается в зоне воздействия комбината «Североникель» – крупнейшего в Европе производителя металлического никеля, который начал свою деятельность в 1938 г. Негативное воздействие атмосферных выбросов комбината, в состав которых входят диоксид серы и полиметаллическая пыль, содержащая в основном соединения никеля и меди, на отдельные компоненты лесных экосистем детально изучено и описано более чем в 2000 публикаций, в частности [2, 20–29].
    Схема района обследования представлена на рис. 1, краткая характеристика пунктов отбора проб мхов в 1991 и 2011 гг. приведена в табл. 1. Пункты отбора проб Pleurozium schreberi и Hylocomium splendens представляют собой открытое пространство размером от нескольких до десятка квадратных метров в лесном сообществе, удаленном не менее чем на 300 м от дорог. В каждом пункте отбирали пробы мхов не менее чем из трех мест, расположенных по треугольнику со стороной 50–100 м, затем индивидуальные пробы объединяли в одну среднюю пробу, из которой удаляли все посторонние включения.
    Немытые пробы мхов высушивали при 40°С, общая масса сухой пробы составляла не менее 10 г. Для анализа отщипывали чистыми руками (или в резиновых перчатках) три верхних сегмента у каждого экземпляра Hylocomium splendens или зелёные части каждого экземпляра Pleurozium schreberi. Навеску воздушно-сухой подготовленной пробы мха нагревали в смеси концентрированных кислот HNO3 и HCl в соотношении 4:1. Остывшие растворы фильтровали в полиэтиленовые емкости.
    Содержание никеля и меди в растворе определяли атомно-абсорбционным методом на спектрофотометре ААS–36 в 2-кратной повторности. Относительная ошибка определения каждого металла не превышала 10–15%.



Рис. 1. Схема пунктов отбора проб мхов в 1991 г. и 2011 г. (СН – комбинат “Североникель”).




Таблица 1.
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.



Таблица 2.
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.11147н.д.н.д.
236.011248н.д.н.д.11232н.д.н.д.
743.7943661142092517413
2243.1427335767929
2347.9215236397468
1627.1385334434376
433.423720536102910
3734.87334612443225420
2513.724442252446083359842
1041.26057н.д.н.д.13642н.д.н.д.
1144.8993166241132510121
1250.812136143431602511530
1935.213150121412303825236
2041.913334140371543510136


    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).





Рис. 3. Отношение концентраций никеля и меди в пробах Pleurozium schreberi (а) и Hylocomium splendens (б),
собранных в одних и тех же пунктах в 1991 г. и 2011 г.


   

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.