Мохоподібні (Bryobionta) як тест-об’єкти бріогеохімічної індикації атмосферних випадань важких металів та радіонуклідів у навколишньому середовищі Європи. Аналітичний огляд

Размещено на http://www.allbest.ru/

Размещено на http://www.allbest.ru/

Державна установа «Інститут геохімії навколишнього середовища Національної академії наук України»

Мохоподібні (Bryobionta) як тест-об'єкти бріогеохімічної індикації атмосферних випадань важких металів та радіонуклідів у навколишньому середовищі Європи. Аналітичний огляд

Орлов О.О.

старший наук. співробітник, к. б. н., с. н. с.

Анотація

мохоподібний бріогеохімічний індикація радіонуклід

В огляді представлено аналіз публікацій, присвячених проблемам використання мохоподібних для бріогеохімічної індикації атмосферних випадань важких металів та радіонуклідів. Коротко розглянуто таксономічну структуру Мохоподібних (Bryobionta), наведено три відділи - Anthocerotophyta, Marchantiophyta та Bryophyta. Зроблено висновок, що найбільш придатними видами мохів для біомоніторингу важких металів є представники відділу мохів (Bryophyta), такі, як Hylocomium splendens, Pleurozium schreberi, Hypnum cupressiforme, Scleropodium purum. Наголошено на 25-річному успішному застосуванню мохів у бріогеохімічній індикації атмосферних випадань важких металів у навколишньому середовищі у Європі, показано існування спеціальної системи моніторингу на їх основі у 28 країнах континенту. Для найважливіших видів мохів, які використовуються як тест-об'єкти біомоніторингу, показано значну широту їх географічного поширення, розподіл за субстратами зростання (епігейні, епіфітні та епілітні). Проаналізовано головні біологічні особливості мохів, які дозволяють їх використовувати для цілей біомоніторингу важких металів та радіонуклідів, зокрема, відсутність у мохів коріння, саме тому основну частину поживних речовин (та полютантів) вони отримують напряму з аеральних випадань сухих (пил) та мокрих (дощ, сніг); висока катіоннообмінна здатність їх клітинних оболонок. Коротко наведено найбільш важливі анатомічні та морфологічні характеристики трьох груп мохів (ендогідритні, ектогідритні, міксогідритні), зроблено висновок про кращу придатність ектогідритних видів для бріогеохімічної індикації полю- тантів. Продемонстровано результати численних біомоніторингових досліджень, проведених із використанням широко поширених у Європі видів мохів у природних та антропогенних біогеоценозах. Коротко наведено критерії до мохів як тест-об'єктів бріогеохімічної індикації. Узагальнено фізіологічні пристосування мохів до стресу, зумовленого надходженням до їхньої фітомаси значних концентрацій важких металів. Наведено вимоги до відбору зразків мохового покриву для цілей бріогеохімічної індикації полютантів. Запропоновано перспективні види мохів у якості тест-об'єктів забруднення навколишнього середовища важкими металами та радіонуклідами для різних природних зон України: зони Полісся - Hylocomium splendens та Pleurozium schreberi, зони Лісостепу - Hypnum cupressiforme, зони Степу - Tortula muralis Hedw. та Bryum argenteum.

Ключові слова: забруднення, біомоніторинг, бріогеохімічна індикація, мохи, тест-об'єкти, важкі метали, радіонукліди.

Bryophyta as test-objects of bryogeochemical indication of atmospheric fallouts of heavy metals and radionuclides in the environment of Europe. Analytical review

O. Orlov, PhD. State Institution «The Institute of Environmental Geochemistry of National Academy of Sciences of Ukraine»

Abstract

The review presents the analysis of publications dedicated to problems of using of Bryobionta representatives for bryogeochemical indication and biomonitoring of heavy metals and radionuclides in the environment. Taxonomic structure of Bryobionta is briefly observed, three divisions of Bryobionta are elucidated -- Anthocerotophyta, Marchantiophyta and Bryophyta. It is concluded that the most suitable moss species for biomonitoring of heavy metals and radionuclides are representatives from division Bryophyta, such as Hylocomium splendens, Pleurozium schreberi, Hypnum cupressiforme, Scleropodium purum. The mosses have been successfully used in biomonitoring of atmospheric fallout of heavy metals in the environment in Europe for 25 years. A special system of monitoring on their basis is applied in 28 countries of the continent. For the most important moss species used as test-objects of biomonitoring, significant width of their geographic distribution is shown as well as distribution on different substrates of growth (epigeious, epiphytic, epilytic). The main biological peculiarities of mosses which allow to use them for purposes of biomonitoring of heavy metals and radionuclides have been analyzed, i.e. absence of roots, that permits them to derive the main part of nutrients (and pollutants) directly from aerial fallouts -- dry (dust) and wet (rain, snow), and high cation exchange capacity of their cell membranes. The most important anatomical and morphological features of three moss groups (endohydritic, ectohydritic, mixohydritic) are briefly reported, and a conclusion about the best suitability of ectohydritic moss species for bryogeochemical indication and biomonitoring ofpollutants is made. Results of numerous biomonitoring studies conducted with using of widely distributed moss species in Europe in nature and anthropogenic biogeocenoses are demonstrated. Criteria to mosses as test-objects of bryogeochemical indication and biomonitoring are briefly reported. Physiological adaptations of mosses to stress emerging due to intake of significant concentrations of heavy metals to their phytomass are generalized. Requirements to sampling of moss cover for purposes of bryogeochemical indication and biomonitoring ofpollutants are reported. Perspective moss species as test-objects of environmental pollution by heavy metals and radionuclides are proposed for different natural zones of Ukraine: for Polissya zone -- Hylocomium splendens and Pleurozium schreberi, for Forest-Steppe zone -- Hypnum cupressiforme, for Steppe zone -- Tortula muralis and Bryum argenteum.

Keywords: pollution, biomonitoring, bryogeochemical indication, mosses, test-objects, heavy metals, radionuclides.

Вступ

Однією з ключових проблем екологічної геохімії на сучасному етапі є вибір біогеохімічного індикатора забруднення навколишнього природного середовища. Найбільш придатними для екологічних цілей є мохоподібні - широко розповсюджені представники біогеоценозу в планетарному масштабі.

Надвідділ Мохоподібні (Bryobionta) - численна група вищих, безсудинних, криптогамних рослин, яка налічує близько 25 тис. видів і складається з трьох відділів: Антоцеротів (Anthocerotophyta), Печіночників (Marchantiophyta) та Листостеблових або Cправжніх мохів (Bryophyta) (далі по тексту - мохи) [94]. Для цілей біомоніторингу та бріогеохімічної індикації різноманітних забруднень з надвідділу Мохоподібних найбільш придатними визнано мохи [19, 113, 115], які, як правило, характеризуються значними лінійними розмірами - 1-20(50) см, часто формують щільні килимки або подушки у різних типах біогеоценозів. Також важливим є те, що ряд їх видів має широке поширення, а географічний ареал охоплює кілька континентів. Наприклад, Pleurozium schreberi (Willd. ex Brid.) Mitt., Hylocomium splendens (Hedw.) Schimp. та Dicranum polysetum Sw. ex anon. зазвичай зустрічаються у Північній півкулі Землі - у Євразії та Північній Америці, Dicranum scoparium Hedw. - у Євразії, Північній Америці та Африці, Sphagnum palustre L. - у Євразії, Північній Америці та Австралії.

Загалом мохи поширені у більшості природних зон Земної кулі - від тундри до екваторіальних лісів, відіграючи у ряді їх біотопів важливу ценозоутворюючу роль, наприклад, у бореальних лісах та на болотах північних та помірних широт.

За субстратом зростання мохи поділяються на три головні групи: епігейні - зростають на ґрунті; епіфітні - переважно на корі та гілках дерев, епілітні - на кам'янистих субстратах і є піонерами їх заростання. Крім того, мохи зустрічаються не лише у природних екосистемах, але також опанували й антропогенні - урбоекосистеми та агроекосистеми, що значно розширює можливості їхнього використання для цілей біомоніторингу та бріогеохімічної індикації забруднення природних середовищ різноманітними забруднювачами.

Аналітичний огляд

Мохи (таксономію наведено за N.G. Hodgetts et al. [55]) характеризуються рядом важливих рис для використання для бріогеохімічної індикації в якості тест-об'єктів. Перш за все, до таких належить відсутність у них коріння, саме тому основну частину поживних речовин та забруднювачів вони отримують напряму з сухих аеральних випадань (пил) та мокрих (дощ, сніг та ін.) [18, 104], досить добре відбиваючи при цьому вміст речовин-забруднювачів, у т.ч. важких металів, в атмосфері. Однак частина видів мохів, наприклад Polytrichum commune Hedw., P. formosum Hedw., P. piliferum Hedw. мають добре розвинені ризоїди, які досить ефективно поглинають водні розчини також з ґрунту.

За характером анатомічної будови системи ризоїдів, листків та наявністю/відсутністю водопровідної системи стебла мохи поділяються на три групи:

Ендогідритні види - характеризуються наявністю розгалужених ризоїдів у ґрунті, їх листя вкрите епідермісом і кутикулою (регулюють транспірацію), наявна добре розвинена водопровідна система, подібна до такої у квіткових рослин. Приклади: Polytrichum commune, P. formosum, P. piliferum.

Ектогідритні види - як правило, не мають ризоїдів, кутикули на листі та водопровідної системи. Саме ці мохи всією поверхнею ефективно абсорбують воду та інші атмосферні випадання [70] і є головними тест-об'єктами бріогеохімічної індикації та біомоніторингу, наприклад, Pleurozium schreberi, Dicranum polysetum, Bryum argenteum Hedw., Sphagnum palustre та ін.

Міксогідритні - характеризуються мішаними рисами попередніх двох груп [90] і, як правило, менш ефективною роботою гірше розвиненої водопровідної системи.

Суттєвою особливістю мохів є значне відношення листової поверхні до маси листя, а також проекції листової поверхні до площі килимків/подушок, яку вони займають, що багатократно перевищує відповідний показник у квіткових рослин [3, 4, 102]. Зокрема, за даними В.А. Собченка [3], загальна площа листової поверхні однієї особини Pleurozium schreberi складає 3534 мм2 на одну особину. При цьому площа верхньої (зеленої) частини особин склала 1353 мм2, а нижньої - 2134 мм2. Цим дослідником було зроблено важливий висновок, що максимальний внесок у загальну поверхню згаданого виду моху вносить сумарна поверхня гілкового листя: 43,44 % - у нижній і 24,72 % - у верхній частині моху.

В.А. Собченком [3] також наведено сумарну площу поверхні мохового покриву (з урахуванням його щільності), у Pleurozium schreberi - 32,88 м2 на 1 м2 ґрунту при середній кількості особин 9394 шт./м2.

Подібні дослідження сорбційної здатності різних видів мохів у залежності від їхньої листової поверхні також було проведено у Латвії [24]. Їхні результати продемонстрували тісну кореляцію між згаданими двома показниками.

Дослідниками виявлено, що в абсорбції важких металів мохами значну роль відіграє відсутність покривних тканин на листі мохів, що зумовлює легкість надходження цих полютантів до організму мохів [29, 62]. Клітинні оболонки листя мохів демонструють виражені іонообмінні властивості [66]. Значну іонообмінну здатність клітинних оболонок мохів до важких металів одні дослідники пов'язують із полігалактуро- новою кислотою та спорідненими сполуками [105], інші - з карбоксильними та фосфорильними групами, які утворюють хелатні комплекси з важкими металами на поверхні клітин мохів [46].

Слід однак зазначити, що мохи можуть втрачати значну частку накопичених важких металів за рахунок вилуговування дощовими водами [28]. На прикладі двох видів мохів, Hylocomium splendens (Hedw.) Schimp.) та Pleurozium schreberi, було продемонстровано [26] закономірність - чим сильніший дощ, тим меншою є акумуляція важких металів у фітомасі досліджуваних видів. До того ж при сильних дощах інтенсивність акумуляції Pb та Ni у фітомасі мохів залишається майже постійною, таких металів, як Cd, Cu та Zn - зменшується, а для Mn та Cr - сильно зменшується, для останніх вилуговування є чи не домінуючим фактором концентрації у фітомасі мохів [26]. Протилежної думки дотримуються інші дослідники [32, 68], за даними котрих, накопичені важкі метали у внутрішньоклітинному середовищі або міжклітинному середовищі мохів не можуть легко вилуговуватися у природних умовах.

Серед значної кількості мохів у якості тест- об'єктів бріогеохімічної індикації і біомоніторингу речовин-забруднювачів у навколишньому природному середовищі може використовуватися лише їх незначна частка, а види мохів мають відповідати певним критеріям. Згадані критерії є загальними для всіх об'єктів біомоніторингу, з усіх груп рослинного світу [49, 50], а саме:

Види - тест-об'єкти мають бути звичайними, широко поширеними у регіоні досліджень.

Бажано, щоб зразки тест-об'єктів для аналізу у достатній кількості можливо було б відбирати у будь-який сезон року.

Тест-об'єкти повинні мати значні лінійні розміри та фітомасу, достатню для репрезентативного багатократного відбору протягом багатьох років поспіль на стаціонарних ділянках біомоніторингу.

Тест-об'єкти повинні добре відділятися від субстрату зростання.

Тест-об'єкти повинні формувати більш-менш щільні дернинки, килимки/подушки, площу яких легко виміряти та оцінити щільність випадань речовин- забруднювачів на одиницю площі.

Тест-об'єкти повинні накопичувати досліджувані речовини-забруднювачі у значній кількості, одночасно маючи до них високу резистентність. Такими об'єктами фітобіоти є мохи, які здатні зростати в умовах сильного забруднення важкими металами без видимих порушень росту та розвитку [87, 113].

Критерії, обов'язкові для моніторингу в цілому, що повинні виконуватися одночасно, є такими [1, 2]:

репрезентативність точок спостережень і кількості вимірювань/пробовідборів;

послідовність, певна періодичність і безперервність спостережень;

єдина методична основа відбору проб тест- об'єктів та вимірювання речовин-забруднювачів, забезпечення високоточними приладами для проведення досліджень;

стабільність у дослідженні запроектованих параметрів (їх можна доповнювати, корегувати, але не змінювати докорінно);

уніфікація базових програм накопичення і обробки отриманих даних;

можливість використання ГІС на кожній стадії проведення спостережень та аналізу даних.

У численних дослідженнях було доведено високу ефективність використання мохів як тест-об'єктів для бріогеохімічної індикації концентрації важких металів у навколишньому середовищі, переважно в атмосферному повітрі [31, 51, 84, 95, 100, 112]. Використання мохів для бріогеохімічної індикації і біомоніторингу широкого спектру речовин-забруднювачів у Європі узагальнено H.G. Zechmeister et al. [114]. Зокрема, продемонстровано високу ефективність використання мохів для бріогеохімічної індикації і біомоніторингу забруднення навколишнього середовища не лише важкими металами та радіонуклідами, але й оксидом азоту та складними органічними газоподібними сполуками. Для цього, як правило, використовують поширені види ектогідритних мохів, такі, як Pleurozium schreberi [48], Hypnum cupressiforme [30], Pseudoscleropodium purum (Hedw.) M.Fleisch. [32], Sphagnum palustre [12]. Дослідники [12, 30] дійшли важливого практичного висновку: концентрація важких металів у фітомасі згаданих вище видів мохів добре корелює з концентрацією важких металів в атмосферних випаданнях.

Крім того, дослідниками було наголошено на тому, що за відсутності коріння на абсорбцію важких металів ектогідритними видами мохів грунтові параметри не впливають суттєво [41, 45], визначаючи при цьому лише можливість зростання даних видів мохів на даних видах грунтів.

Механізмам абсорбції важких металів мохами присвячені спеціальні дослідження. Зокрема, було зроблено висновок, що головним механізмом транспорту води та важких металів в організмі звичайних ектогідритних мохів є капілярні сили [36, 82]. Вченими [14, 57] також наголошено на важливості врахування акумуляції фітомасою ектогідритних мохів пилу, який локально підіймається з поверхні грунту вітровими потоками. Крім того, дослідниками [57] показано, що у зволоженій фітомасі Pleurozium schreberi все ж відбувається дифузія катіонів важких металів, зокрема, Cu та Cd, з грунту до фітомаси, що слід враховувати, інтерпретуючи результати для бріогеохімі- чної індикації і біомоніторингу важких металів за допомогою мохів. Саме тому одним із найважливіших питань біомоніторингу є визначення походження і джерел полютантів, накопичених у фітомасі тест-об'єктів з числа мохів [58, 59]. Як правило, атмосферні аерозолі збагачені полютантами з віддалених джерел, однак можуть також бути збагаченими за рахунок підйому пилу з поверхні грунту на локальному рівні [14]. Саме тому для коректної інтерпретації цих двох головних джерел дослідниками запропоновано використовувати спеціальний показник - фактор збагачення [58]. Якщо його значення перевищує 1,0 - можливо стверджувати про віддалену природу походження забруднювача і його надходження до тест-об'єктів з атмосферним переносом. Крім того, важливим є порівняння концентрацій важких металів у фітомасі мохів у процесі бріогеохімічної індикації і біомонітори- нгу, виміряних різними методами [44].

Накопичення значної кількості важких металів у фітомасі мохів може призвести у них до пошкодження клітинних структур та негативних змін у фізіологічних процесах [17]; до того ж дослідники відмічають, що фітотоксичний ефект важких металів на мохи зумовлений, головним чином, їхньою внутрішньоклітинною фракцією, в той час, як позаклітинна фракція важких металів не має швидкого впливу на клітинний метаболізм мохів [40, 93]. Тому життєва стратегія мохів по відношенню до стресу, зумовленого важкими металами, полягає як в уникненні, так і у толерантності до нього [20]. Уникнення стресу відбувається шляхом запобігання потрапляння іонів важких металів у середину клітин - до їх протопласту [63]. Клітинні оболонки при цьому відіграють вирішальну роль [16, 110]. Зокрема, показано, що рівень толерантності мохів до Cd у ряді видів мохів визначається зв'язуванням клітинними оболонками інших, нетоксичних, катіонів, зазвичай поширених у навколишньому середовищі, що створює несприятливі умови для зв'язування токсичних катіонів Cd, що, в свою чергу, запобігає їх проникненню до живого протопласту клітин мохів [97, 110].

Механізми, які забезпечують високу толерантність мохів до катіонів важких металів, подвійні. З одного боку, це нейтралізація токсичного стресу, зумовленого ними, в т.ч. зміною хімічного складу клітинних мембран, а з іншого - транслокація катіонів важких металів із цитоплазми клітин до їх органел, де ці катіони стають неактивними, наприклад, до вакуоль та клітинних оболонок [63].

З 1990 року більшість європейських країн один раз на 5 років проводить масштабні дослідження рівнів вмісту важких металів у мохах. Згадані дослідження проводяться у рамках Cooperative Programme on Effects of Air Pollution on Natural Vegetation and Crops [52, 53], яка координується з Великобританії. Так, у 2005 році ці дослідження охопили 28 країн Європи, в т.ч. Угорщину, Чехію, Словаччину, Польщу [100, 101], Латвію [24], Естонію [65], Румунію [34], Болгарію та європейську частину Туреччини [31], Грецію [112] та ін.

Слід особливо підкреслити, що мохи як тест-об'єкти для бріогеохімічної індикації і біомоніторингу важких металів у навколишньому середовищі використовують як у природних, так і антропогенних біогеоценозах, у суходільних та водних біотопах [114].

У Словінському національному природному парку (Польща) методами атомно-адсорбційної спектрометрії та нейтронної активації було визначено вміст важких металів у моху Pleurozium schreberi [23]. Отримані результати продемонстрували виразний тренд зниження вмісту важких металів - Fe, Zn, Ni, Cd, Cr - у фітомасі згаданого виду протягом останніх 27 років, що дослідники пояснили значним зменшенням (на 38%) викидів пилу промисловістю Польщі протягом 1978-2002 рр. Виявлено, що середні концентрації згаданих металів у фітомасі Pleurozium schreberi у національному природному парку у 2005 році дорівнювали, мкг/г: Fe - 233,9; Zn - 38,0; Ni - 0,90; Cd - 0,24; Cr - 0,78, а його територію визнано однією з найчистіших у Польщі, яка може використовуватися як референтний район для порівняння забруднення важкими металами. Подібні дослідження за допомогою Pleurozium schreberi як тест-об'єкта були проведені раніше в інших 12 національних природних парках Польщі [47].

В антропогенних екосистемах мохи як тест-об'єкти забруднення навколишнього природного середовища важкими металами були використані для критичних біотопів узбіч шосе [83], міського середовища різних частин урбоекосистем [10, 11, 81] та ін.

Продемонстровано, що концентрація важких металів у фітомасі Pleurozium schreberi на узбіччі шосе залежала від відстані до нього [83]. Зокрема, виявлено, що максимальна концентрація Zn у цьому моху спостерігалася на відстані 6 м від шосе, Ni - на відстані 2 м, а Pb - залишалася майже незмінною у смузі завширшки 14 м.

Дуже важливим є те, що завдяки значним лінійним розмірам мохів, існує можливість визначати концентрації важких металів не лише у всій їхній фітомасі, але й у однорічному прирості [25, 27, 38, 78, 79, 109], що віддзеркалює поточний рівень атмосферних випадань важких металів. Відносна стабільність метал-органічних хелатних комплексів разом зі значною катіонообмінною ємністю клітинних оболонок мохів створюють передумови для значної сорбції ними важких металів [26]. За рівнем акумуляції та утримання мохами важкі метали можна розмістити у такому ряду: Cu > Pb > Ni > Co > Cd > Zn > Mn [85].

Дослідниками узагальнено головні вимоги до відбору фітомаси мохів для бріогеохімічної індикації і біомоніторингу забруднення навколишнього середовища важкими металами, які наведено у спеціальній методиці, офіційно прийнятій у Європі - «Recommendations of mosses sampling for European Manual Survey, 2010» [52, 53, 72]. До таких вимог належать наступні:

Кожна точка пробовідбору мохів повинна бути розташована не ближче 3 м від проекції крон дерев; у лісах і у молодих лісових культурах точки слід розміщати у «вікнах» під деревним пологом, на галявинах тощо.

На луках та болотах точки не слід розміщати у проекції крон кущів або широколистих трав - для запобігання впливу вилуговування з них важких металів до фітомаси мохів. Також слід уникати розміщення точок пробовідбору на схилах та ділянках з ерозійними водними потоками.

Точки пробовідбору мохів повинні розміщуватися у неурбанізованих районах, репрезентативних для певного регіону. Вони повинні знаходитися не ближче 300 м від базових шосе, а також сіл та промислових підприємств та 100 м - від малих доріг та окремих житлових будинків.

Для забезпечення порівнюваності результатів багаторічного моніторингу бажано пробовідбір проводити на тій самій стаціонарній точці. За відсутності можливості цього, точку пробовідбору слід перенести не далі 2 км від попередньої, у такий самий біотоп.

Бажано точки пробовідбору зразків мохів розміщувати поблизу наявних метеорологічних станцій, де проводиться моніторинг концентрацій важких металів в атмосферному повітрі.

Рекомендується з кожної точки пробовідбору мохів з площі 50 м х 50 м відбирати один збірний зразок певного виду моху, який складається з 10 окремих зразків.

Відібрані зразки фітомаси мохів слід пакувати у герметичні пластикові пакети, перевозити у холодильнику.

Пробовідбір слід проводити у вегетаційний період - з квітня по жовтень, у безвітряну погоду.

Кожна точка пробовідбору повинна мати географічні координати, придатні для ГІС-обробки даних.

Дослідниками також детально наведено вимоги до підготовки зразків мохів для аналізу [51, 53] та методи аналізів концентрацій важких металів у зразках [8, 52, 106]. Головними методами аналізу концентрації важких металів у фітомасі мохів є: ІСР-MS - масспектрометрії з індуктивно зв'язаною плазмою; ІСР- AES - атомно-емісійної спектроскопії з індуктивно зв'язаною плазмою; AAS - атомно-абсорбційної спектрофотометрії; NAA - нейтронно-активаційного аналізу, а для гамма-випромінюючих радіонуклідів (137Cs, 40K, 210Po, 210Pb та ін.) - гамма-спектрометричний.

В останні 15 років опубліковано результати досліджень кореляції концентрацій важких металів у мохах та щільності атмосферних випадань цих металів, отримані методами бріогеохімічної індикації і біомо- ніторингу забруднення навколишнього середовища важкими металами. Зокрема, у країнах Європи для Cd та Hg було продемонстровано тісну кореляцію між згаданими параметрами [91]. Подібний висновок також було зроблено для Mn [21] та Pb [74]. Крім того, за результатами масових аналізів (десятків тисяч) вмісту Cd, Hg та Pb у мохах, повітрі, грунті та інших компонентах біогеоценозів у Європі було визначено фактори, які суттєво впливають на концентрацію згаданих важких металів у мохах, у т.ч. регіональні [56]. Зокрема, з метою корекції результатів біомоніторингу забруднення ґрунтів важкими металами за допомогою мохів було запропоновано процедуру, яка полягає в урахуванні регіонального геохімічного фону відповідних металів у ґрунтах [14].

В Україні також продемонстровано доцільність застосування мохів для бріогеохімічної індикації і біо-моніторингу забруднень у різних регіонах країни. Цей напрямок пов'язаний у нашій державі переважно з дослідженнями О.Б. Блюма, який приймав участь у європейських програмах бріомоніторингу, що знайшло відображення у численних публікаціях [56, 75, 91, 92 та ін.]. Слід однак зазначити суттєву фрагментарність вивченості території України засобами бріогео-хімічної індикації та, на відміну від більшості країн Європи, відсутність регулярної сітки стаціонарних пунктів для таких спостережень, як і регулярних спостережень у часі у масштабах всієї країни.

Однак, для окремих регіонів України бріогеохімічні дані наявні. Зокрема, результати бріогеохімічної індикації атмосферних випадань важких металів наведено А.В. Шабатурою, О.Б. Блюмом, Ю.Г. Тютюнником для Житомирської та Київської областей (поліської та лісостепової частин) [7]. Для бріогеохімічної індикації забруднення атмосферного повітря були використані мохи Pleurozium schreberi та Sciuro- hypnum oedipodium (Mitt.) Ignatov & Huttunen, в яких методом плазмової емісійної спектроскопії виміряно вміст таких важких металів, як Mn, Fe, Zn, Ti, Cu, Pb, Ni, Cr, V, Co, Cd, Sb. Дослідниками наведено середній (за 25 точками) вміст згаданих елементів у досліджених видах мохів окремо. Так, у фітомасі Sciurohypnum oedipodium вміст важких металів дорівнював (мкг/г): Mn - 356, Fe - 1180, Zn - 49,1, Ti - 31,7, Cu - 12,4, Pb - 3,6, Ni - 3,6, Cr - 3,8, V - 5,0, Co - 0,76, Cd - 0,33, Sb - 0,19. У фітомасі Pleurozium schreberi середній (за 67 точками) вміст важких металів склав (мкг/г): Mn - 635, Fe - 607, Zn - 34,3, Ti - 21,0, Cu - 12,9, Pb - 4,3, Ni - 3,4, Cr - 3,1, V - 2,1, Co - 0,45, Cd - 0,32, Sb - 0,21. Показано, що більша акумулятивна здатність до важких металів властива Sciuro-hypnum oedipodium у порівнянні з Pleurozium schreberi. Так, для Fe вона більша у 2 рази, а для V - у 2,4 раза. Зроблено висновок, що вміст більшості важких металів у Pleurozium schreberi є вищим у лісостеповій частині регіону досліджень, ніж у поліській, за виключенням Mn, Zn, Pb, Cr, Sb. Для поліської частини областей наведено геохімічну асоціацію металів Ca/Mg/Fe/Na/Ti/Cr/Cu, яка, на думку авторів, є наслідком локального техногенезу та/або результатом далекого атмосферного переносу полютантів. Для лісостепової частини Житомирської та Київської областей виявлено таку геохімічну асоціаціяю металів: K/Mg/Al/Ni/Cd/Sb/Ca/Pb, пов'язану з сухими пило- аерозольними випаданнями полютантів.

Цими дослідниками шляхом аналізу геохімічних асоціацій елементів виявлено головні фактори атмо-геохімічного навантаження на навколишнє середовище регіону: 1. Місцеве (локальне і регіональне) забруднення приземного шару атмосфери крупнодисперсними аерозолями природного та техногенного походження; 2. Місцеве забруднення приземного шару атмосфери дрібнодисперсними пірогенними конденсаційними аерозолями; 3. Транскордонний перенос забруднених повітряних мас із заходу та півночі; 4. Техногенне закислення та зміна pH-Eh балансу атмосферних опадів; 5. Біологічні процеси акумуляції хімічних елементів мохами.

Ю.Г. Тютюнником, О.Б. Блюмом, А.В. Шабатурою [5] у 2005 р. досліджено забруднення Українських Карпат, Прикарпаття та Закарпаття As та важкими металами. Методами бріогеохімічної індикації (тест-об'єкт - Pleurozium schreberi) авторами виявлено підвищені рівні забруднення навколишнього середовища As на найвищих гірських рівнях, а також підтверджено транскордонний перенос повітряних мас, забруднених Аs та важкими металами з Центральної Європи на територію України.

Ю.Г. Тютюнником, О.Б. Блюмом [6] методом бріогеохімічної індикації досліджено 20-річний тренд (1995-2015 рр.) атмосферного забруднення важкими металами (Cd, Cr, Cu, Fe, Ni, Pb, V, Zn) Житомирської та Київської областей у 20-ти пунктах. Тест-об'єктом бріомоніторингу слугував Pleurozium schreberi, визначення концентрації важких металів в ньому проведено атомно-абсорбційним методом та методом плазмової емісійної спектроскопії. Пункти пробовідбору об'єднано у три групи: 1. Зона впливу потужних джерел регіонального забруднення атмосфери (Трипільська ГРЕС) та зона впливу Київського мегаполісу; 2. Зона помірного або слабкого впливу локальних джерел забруднення атмосфери - «напівфон»; 3. Зона за межами 1 та 2 - «фон».

Продемонстровано, що у зоні прямого впливу викидів Трипільської ГРЕС за 20-річний період збільшився вміст Cd, V, Zn, але зменшився для решти досліджених важких металів, що пов'язано зі складом палива (вугілля або мазут) у різний період. У зоні впливу Київського мегаполісу відбулося збільшення у моху вмісту всіх важких металів, окрім Ni (не змінився) і Pb (зменшився). Так, у фітомасі Pleurozium schreberi концентрація Cd збільшилася з 0,38 до 0,46 мкг/г АСВ; Cr - з 0,45 до 4,59 мкг/г; Cu - з 6,4 до 9,9 мкг/г; Fe - з 721 до 1043 мкг/г; V - з 5,13 до 7,23 мкг/г; Zn - з 69,2 до 81,5 мкг/г. Зроблено узагальнення, що у зонах «напівфону» та «фону» за 20 років тренди різних важких металів були різними. Найбільш чітким був тренд збільшення концентрації Cd у дослідженому моху, що автори пов'язали з підсиленням глобального техногенного навантаження на атмосферу; а також у Fe, що зумовлено загальним збільшенням автомобілізації.

Міжнародною командою дослідників [54] за результатами бріогеохімічної індикації і біомоніторингу продемонстровано, що у 2010 р. для багатьох важких металів спостерігався градієнт збільшення концентрації у навколишньому середовищі Європи з північного заходу на південний схід. Концентрації таких металів, як Al, Fe, V, Cr були найнижчими у Північній Європі, а найвищими - в Україні (у Донецькій області) та локально у деяких інших країнах континенту - Румунії, Болгарії та ін.

Використання мохів як біоіндикаторів забруднення навколишнього природного середовища важкими металами та радіонуклідами більше 30 років проводиться у багатьох країнах, із використанням різних видів мохів та з різною метою. Нижче наведено результати досліджень забруднення навколишнього середовища у країнах Європи з використанням мохів як біоіндикаторів забруднення навколишнього середовища важкими металами та радіонуклідами (табл.).

Дані таблиці свідчать, що біомоніторинг забруднення навколишнього середовища важкими металами та радіонуклідами з використанням мохів як тест- об'єктів проводиться в усіх регіонах континенту: Північній Європі - Норвегії, Фінляндії, Швеції; Західній Європі - Португалії, Іспанії, Франції; Центральній Європі - Німеччині, Швейцарії, Нідерландах; Південній Європі - Італії, Албанії, Сербії, Македонії, Кроатії, Болгарії, Греції, Турції; Східній Європі - Чехії, Словакії, Польщі, Румунії, Україні, Литві, Естонії, Російській Федерації тощо. Об'єм досліджень з біо-моніторингу є найбільшим у країнах Північної та Центральної Європи, при цьому, починаючи з 1995 р., наявні багаторічні дані біомоніторингу вмісту важких металів у мохах, отримані на спеціальній мережі спостережень, яка репрезентативно покриває значні регіони континенту.

Також з таблиці випливає, що з видів мохів, які досліджуються як тест-об'єкти, найбільш використовуваними є епігейні (наземні) види, які утворюють щільні килими на ґрунті - Hylocomium splendens та Pleurozium schreberi, широко поширені у хвойних та мішаних лісах Європи. Для листяних лісів континенту як тест-об'єкти використовуються зазвичай поширені види мохів даних біогеоценозів - епіфітний вид Hypnum cupressiforme та епігейний вид Pseudoscleropodi- um purum.

Решта видів мохів використовувалася з метою бі- омоніторингу важких металів епізодично, наприклад, у лісових біогеоценозах - такі звичайні епіфітні мохи Європи, як Brachythecium salebrosum, B. rutabulum, B. glareosum, Eurhynchium angustirete, які зростають на стовбурах дерев;у скельних біогеоценозах та на відвалах шахт - епілітні види - Grimmia pulvinata, G. decipiens, G. laevigata, а також епігейні види, зокрема, Tortula muralis Hedw., Bryum argenteum, Homalothecium lutescens та ін., а на ділянках без зімкнутого рослинного покриву - Scelopodium touretii.

Проте важливим принципом при проведенні біо-моніторингу та бріогеохімічної індикації за допомогою мохів є використання видів, які не лише широко поширені, але й добре відрізняються від інших видів, оскільки їх ідентифікація у природних умовах при відборі зразків часто значно утруднена, тим часом як акумуляція важких металів та радіонуклідів різними видами мохів істотно відрізняється [13, 33].

Наведене вище дозволяє виділити для України види мохів, які можуть бути використані як тест-об'єкти біомоніторингу та бріогеохімічної індикації забруднення навколишнього середовища важкими металами та радіонуклідами.

Таблиця 1. Використання мохів як біоіндикаторів забруднення навколишнього середовища важкими металами та радіонуклідами у країнах Європи

Table 1. The use of mosses as bioindicators of pollution by heavy metals and radionuclides in European countries

Для лісових біогеоценозів хвойних і мішаних лісів зони Полісся - Hylocomium splendens та Pleurozium schreberi; для широколистяних лісів Лісостепу - Hypnum cupressiforme; для зони Степу - Tortula muralis та Bryum argenteum; для азональних скельних біогеоценозів - комплекс видів роду Grimmia Hedw.

Заключення

Багаторічні дослідження з біо-моніторингу та бріогеохімічної індикації концентрації важких металів у навколишньому середовищі за допомогою мохів як тест-об'єктів продемонстрували високу ефективність і широко застосовуються у європейських країнах протягом близько 30 років. Виявлено фізіологічні механізми високої толерантності різних видів мохів до катіонів важких металів; джерела їх надходження до фітомаси мохів; баланс надходження та втрати за рахунок вилуговування важких металів з фітомаси. Крім того, детально розроблено спеціальні методики відбору зразків мохів на точках багаторічного біомоніторингу, підготовки зразків для аналізів та проведення аналізу вмісту важких металів та радіонуклідів у мохах, картування щільності аеральних випадань важких металів на локальному, регіональному, державному та континентальному рівнях. В Україні результати бріогеохімічних досліджень є досить фрагментарними і характеризують лише окремі регіони (Житомирську та Київську області, Донбас, Карпати та ін.), однак у країні в цілому відсутня регулярна сітка пунктів бріогеохімічних спостережень, також ці дослідження до останнього часу не були регулярними у часі. Зважаючи на екологічну ситуацію в Україні, наявність значної кількості джерел забруднення навколишнього середовища важкими металами та радіонуклідами, такі дослідження є актуальними та перспективними. У нашій державі вони потребують впровадження у практику оцінки екологічної безпеки окремих підприємств, міст, регіонів, а головне - держави в цілому.

Література

1. Краснов В.П., Орлов О.О., Курбет Т.В. Концептуальные положения радиационного мониторинга лесных экосистем. Радиоактивность после ядерных взрывов и аварий: тр. междунар. конф., г. Москва, 5-6 декабря 2005 г. Т. 3. Спб.: Гидрометеоиздат, 2006. С. 103-108.

2. Орлов А.А., Краснов В.П. Радиационный мониторинг лесных экосистем. Вест. национ. ядерного центра Республики Казахстан. Вып. 3. Радиоэкология. Охрана окружающей среды. Семипалатинск, 2002. С. 45-54.

3. Собченко В.А. Влияние мохообразных на миграцию 137Cs в лесных биогеоценозах. Проблемы экологии Белорусского Полесья: сб. науч. тр. биолог. ф-та Гомельского гос. ун-та им. Ф.Скорины. Гомель: ГГУ, 2001. С. 264-273.

4. Собченко В.А., Храмченкова О.М. Зависимость сорбции 137Cs от площади поверхности мхов. Проблемы экологии белорусского полесья: сб. науч. тр. Вып. 2. Гомель: ГГУ, 2002. С. 181-187.

5. Тютюнник Ю.Г., Блюм О.Б., Шабатура А.В. Атмосферное загрязнение мышьяком и тяжелыми металлами Украинских Карпат и предгорных территорий. География и природные ресурсы. 2005. № 1. С. 138-146.

6. Тютюнник Ю.Г., Блюм О.Б. 20-летний тренд атмосферного загрязнения тяжелыми металлами северных областей Украины по данням биогеохимической индикации. Тез докл. Всеросс. науч. конф. «Мониторинг состояния и загрязнения окружающей среды. Основные результаты и пути развития» (г. Москва, 20-22 марта 2017 г.). - М.: ФГБУ «ИГКЭ Росгидромета и РАН», 2017. - С. 618-619.

7. Шабатура А.В., Блюм О.Б., Тютюнник Ю.Г. Региональные атмогеохимические поля в центральной части северной Украины по данным бриогеохимической индикации. Биосфера. 2018. Т. 10, вып. 1. С. 23-35.

8. An elementary overview of elemental analysis. AAS, GFAAS, ICP or ICP-MS? Which technique should I use? <www.thermo.com./eThermo/CMA/PDFs/.../articlesFile_18407.pdf>.

9. Angelovska S., Stafilov T., Balabanova B., Sajn R., Baceva K. Applicability of atomic emission and atomic absorption spectrometry for variability assessment of trace and macroelements content in moss species from Pb-Zn mine environment. Modern Chemistry & Applications. 2014. Vol. 2, Ns. 1. 1000123.

10. AniCiC M., Frontasyeva M., Tomasevich M., Popovic А. Assessment of atmospheric deposition of heavy metals and other elements in Belgrade using the moss biomonitoring technique and neutron activation analysis. Environ. Monitoring Assess. 2007. Vol. 129(1-3). P. 207-219.

11. Anicic M., Frontasyeva M., Tomasevich M., Rajsik S., Strelkova L.P., Popovic A., Steinnes E. Active biomonitoring with wet and dry moss: a case study in an urban area. Environ. Chem. Letters. 2009. Vol. 7(1). P. 55-60.

12. Astel A., Astel K., & Biziuk M. PCA and multidimensional visualization techniques united to aid in the bioindication of elements from transplanted Sphagnum palustre moss exposed in the Gdansk City area. Environ. Science and Pollution Research. 2008. Vol. 15(1). P. 41-50.

13. Baceva K., Stafilov T., Sajn R., Tanaselia C. Air deposition of heavy metals in the vicinity of the As, Sb, Tl abounded mine and responsiveness of moss as a biomonitoring media in small scale investigations. Environ. Science and Pollution Research. 2013. DOI 10.1007/s 11356-013-1845-0.

14. Bargagli R., Brown D.H. & Nelli L. Metal biomonitoring with mosses: procedures for correcting for soil contamination. Environ. Pollution. 1995. Vol. 89. P. 169-175.

15. Basile A., Sorbo S., Aprile G., Conte B., Cobianchi R.C. Comparison of the heavy metal bioaccumulation capacity of an epiphytic moss and an epiphytic lichen. Environ. Pollution. 2008. Vol. 151(2). Р. 401-407.

16. Basile A., Sorbo S., Aprile G., Conte B., Cobianchi R.C., Pisani T., Loppi S. Heavy metal deposition in the Italian «triangle of death» determined with the moss Scorpidium circi- natum. Environ. Pollution. 2009. Vol. 157. P. 2255-2260.

17. Basile A., Sorbo S., Pisani T., Paoli L., Munzi S., Loppi S. Bioacumulation and ultrastructural effects of Cd, Cu, Pb and Zn in the moss Scorpidium circinatum (Brid.) Fleisch. & Loeske. Environ. Pollution. 2012. Vol. 166. P. 208-211.

18. Bates, J.W., Bakken, S., Nutrient retention, desiccation and redistribution in mosses. Bryology in the Twenty-first Century. Eds. J.W. Bates, N.W. Ashton, J.G. Duckett. Leeds: Maney Publishers and BBS, 1998. P. 293-304.

19. Berg T., Steinnes E. Use of mosses Hylocomium splendens and Pleurozium schreberi as biomonitors of heavy metal deposition: from relative to absolute deposition values. Environ. Pollution. 1997. Vol. 98. P. 61-71.

20. Blagnyte R., Paliulis D. Research into heavy metals pollution of atmosphere applying moss as bioindicator: a literature review. Environ. Research, Engineering and Management. 2020. - № 4(54). P. 26-33.

21. Boquete M.T., Fernandez J.A., Aboal J.R., Carballeira A. Are terrestrial mosses good biomonitors of atmospheric deposition of Mn? Atmospheric Environ. 2011. Vol. 45. P. 2704-2710.

22. Bringmark L., Lundin L., Augustaitis A., Beudert B. et al. Trace Metal budgets for forested catchments in Europe - Pb, Cd, Hg, Cu and Zn. Water, Air, Soil Pollut. 2013. Vol. 224. P. 1502.

23. Bykowszczenko N., Baranowska-Bosiacka I., Bosi- acka B., Kaczmarek A., Chlubek D. Polish J. Environ. Studies. 2006. Vol. 15(1). P. 41-46.

24. Ceburnis D., Ruhling A., Kvietkus K. Extended study of atmospheric heavy metal deposition in Lithuania based on moss analysis. Environ. Monitoring and Assess. 1997. Vol. 47. P. 135-152.

25. Ceburnis D., Sakalys J., Armolaitis K., Valiulis D., Kvietkus K. In-stack emissions of heavy metals estimated by moss biomonitoring method and snow-pack analysis. Atmospheric Environ. 2002. Vol. 36. P. 1465-1474.

26. Ceburnis D., Valiulis D. Investigation of absolute metal uptake efficiency from precipitation in moss. Sci. of the Total Environ. 1999. Vol. 226. P. 247-253.

27. Cenci R.M., Sena F., Bergonzoni M., Simonazzi N., Meglioli E., Canovi L. et al. Use of mosses and soils for the monitoring of trace elements in three landfills, used as urban waste disposal sites. 9-th Intern. Waste Management and Landfill Symp. Sardinia, 2003. P. 12-22.

28. Chakrabortty S., Paratkar G.T. Biomonitoring of trace element air pollution using mosses. Aerosol and Air Quality Research. 2006. № 6. P. 247-258.

29. Choudhuri S., Panda S.K. Toxic effects, oxidative stress and ultrastructural changes in moss Taxithelium nepalense (Schwaegr.) Broth. under chromium and lead phytotoxicity. Water, Air and Soil Pollution. 2005. Vol. 167. P. 73-90.

30. Co§kun M., Frontasyeva M.V., Steiness E., Cotuk A.Y., Pavlov S.S., Coskun M., et al. Atmospheric deposition of heavy metals in Trace studies by analysis of moss (Hypnum cupressiforme). Bull. of Environ. Contamination and Toxicology. 2005. Vol. 74. P. 201-209.

31. Coskun, M., Yurukova, L., Qayir, A., Coskun, M., & Gecheva, G. Cross-border response of mosses to heavy metal atmospheric deposition in Southeastern Bulgaria and European Turkey. Environ. Monitoring and Assess. 2009. Vol. 157. P. 529-537.

32. Couto J.A., Fernandez J.A., Aboal J.R., & Carballeira A. Active biomonitoring of element with terrestrial mosses: a comparison of bulk and dry deposition. Sci. of the Total Environ. 2005. Vol. 324. P. 211-222.

33. Cuculovic A., Sabovljevic C.R., Veselinovic D. Activity concentrations of 137Cs and 40K in mosses from spas in eastern Serbia. Arch. Biol. Sci., Belgrade. 2012. Vol. 64(3). P. 917-925.

34. Culicov O.A., Frontasyeva M.V., Steinnes E., Okina O.S., Santa Z., Todoran R. Atmospheric deposition of heavy metals around the lead and copper-zinc smelters in Baia Mare, Romania, studied by the moss biomonitoring technique, neutron activation analysis and flame atomic absorption spectrometry. J. of Radioanalyt. and Nucl. Chem. - 2002. Vol. 254(1). P. 109-115.