CC BY
113
BicHUK ,fl,mnponeTpoBCBKoro ymBepcrneTy. Bionoria, eKonoria. Visnik Dnipropetrovs'kogo universitetu. Seria Biologia, ekologia Visnyk of Dnepropetrovsk University. Biology, ecology.
Visn. Dnipropetr. Univ. Ser. Biol. Ekol. 2015. 23(2), 190-196.
doi:10.15421/011527
ISSN 2310-0842 print ISSN 2312-301X online
www.ecology.dp.ua
УДК 504.5:546.48
Корелятивна характеристика кадм^ у грунтах степового Придшпров'я
Н.М. Цветкова1, С.О. Гунько2
'Днтропетровсъкий нацюналъний ynieepcumem ÎMeni Олеся Гончара, Днтропетровсък, Украта 2Днтродзержинсъкий державний те^чний yHieepcumem, Днтродзержинсък, Украта
Проведено теоретичне узагальнення особливостей розподлу елемента першого класу небезпеки кадмга в Грунтах. Надано еколопчну оцшку Грунтам за вмтстом i розповсюдженням кадмто в м. Дншродзержинськ - промисловому центр1 степового Придшпров'я. З'ясовано, що за ступенем виразносп антропогенного впливу дослiджуванi Грунти належать до таких типiв: власне ур-баноземи, плантоземи, природно-антропогент поверхнево перетворен! та ристоземи. Отримано шформатцю щодо геохiмiï кадмто у валовш та рухомш формах в едафотопах урбоекосистем. Виявлено розподл кадмто по Грунтовому профшю глибиною 150 см усгх дослщжуваних екологiчних профшв насипних та природних Грунтв. В урбаноземах, плантоземах, природних порушених Грунтах i ристоземах мiста вмтст валово1 форми кадмто вартое в межах 0,6-7,5 мг/кг, рухомо1 - 0,1-3,4 мг/кг Грунту. Коефщент варiацiï вмтсту кадмто валово1 форми перебувае в межах 2-18%, рухомо1 - 5-20%. Установлено поведшку кадмто в едафотопах обраних екологiчних профшв, мiнiмальний вмст вщмчено у верхнiх точках мюта, що вказуе на вплив рельефу мюцевосп. Досль джено ф!зико-х!м!чн! властивостi Грунта у мюьких едафотопах, установлено кореляцйний зв'язок мгж вмютом кадмто та загаль-ною лужтстю, органо-мшеральною частиною Грунту та кислоттстю.
Ключов1 слова: грунт; важк метали; антропогенний вплив; забруднення; екологiчний профшь
Correlative characteristic of cadmium in soils of steppe Dnieper region
N.M. Tsvetkova1, S.O. Gunko2
'Oles Honchar Dnipropetrovsk National University, Dnipropetrovsk, Ukraine 2Dniprodzerzhinsk State TechnicalUuniversity, Dniprodzerzhinsk, Ukraine
Much attention is paid to searching for methods of establishing environmental standards for objective assessment of admissibility of anthropogenic load on the biosphere. The main pollutants of the environment are xenobiotics; heavy metals such as cadmium occupy hold a special place among them. Cadmium is one of the most dangerous environmental toxic agents, belonging to the 1st class of hazard. Due to insufficient and fragmented information available on the distribution of cadmium in the city edaphotopes, it's necessary to conduct additional research, taking into account the properties of soils and the biological characteristics of every element. The paper shows the ratio of cadmium in soils and soil-forming rocks of steppe Dnieper region. Environmental assessment of cadmium content in Dniprodzerzhinsk city soils is made, and the problem of topsoil contamination of the city as a territory of high anthropogenic load is considered. It is found that the content of cadmium down the profile in natural soil increases. Enrichment of the topsoil with cadmium occurs due to contamination. The value of movable forms content, expressed as a percentage of the total content, varies from 12% to 70%, providing the evidence of the technogenic origin of cadmium in Dniprodzerzhinsk city topsoil. General and proximate correlation analyses of interrelation of soil cadmium and specifically selected characteristics of soil (pH, humus, sulfate ions, dry solid, chloride ions, total alkalinity, hygroscopic moisture) were made. It is established that cadmium concentration in the movable forms of natural soils of the steppe Dnieper region depends primarily on pH value. With the increase in pH value, concentration of movable cadmium in soil increases.
Keywords: soil; heavy metals; anthropogenic effect; contamination; ecological profile
Днтропетровський нацюналший yHieepcumem îmshî Олеся Гончара, пр. rœapiHa, 72, Днтропетровськ, 49010, Украта Oles Honchar Dnipropetrovsk National University, Gagarin Ave., 72, Dnipropetrovsk, 49010, Ukraine
Днтродзержинський державний техтинийутверситет, вул. Днiпpобyдiвcькa, 2, Днтродзержинськ, 51918, Украта Dniprodzerzhinsk State Technical Uuniversity, Dniprobudivska Str., 2, Dniprodzerzhinsk, 51918, Ukraine Tel.: +38-067-259-66-79. E-mail: goonko@mail.ru
Вступ
Важк метали належать до прюритетних забруд-нювач1в, спостереження за якими обов'язков! в ycix компонентах середовища. Термiн «важю метали» характеризуе широку групу речовин, останнiм часом вш отримав значне поширення. У рiзних наукових i при-кладних роботах автори по-рiзномy трактують значення цього поняття (Fersman, 1934-1937; Jakushevskaja, 1973). Як критери приналежностi використовують числент характеристики: атомна маса, густина, токсичшсть, поширенiсть у природному середовищi, ступшь залyченостi до природних i техногенних циклiв. У роботах, присвячених проблемам забруднення навколишньо-го середовища та еколопчного мониторингу, до важких метал1в вщносять понад 40 мшроелеменпв атомною масою понад 40 атомних одиниць. При цьому важливу роль у категоруванш важких металiв ввдграють умови: !х висока токсичнiсть для живих органiзмiв у ввдносно низьких концентращях, здатнiсть до бюакумуляцп та бюмагшфкаци (Adriano, 2001; Bulakhov et al., 2007; Kulbachko et al., 2011; Brygadyrenko and Ivanyshyn, 2015).
За класифжащею Fersman (1934-1937), важкими сл!д вважати метали зi щшьшстю понад 8 г/см3. Формально визначенню вщповвдае велика юльюсть елеменпв, однак, на думку дослщниюв, зайнятих практичною дальшстю, пов'язаною з органiзацieю спостережень за станом i за-брудненням навколишнього середовища, поеднання цих елеменпв далеко не рiвнозначнi як забруднювальш речо-вини. Тому у багатьох працях (Gol'dshmidt, 1938; Perel'man, 2000) ввдбуваеться звуження рамок групи важких металш, вщповщно до критерив прiоритетностi, зу-мовлене напрямом i специфшою досл!джень.
Вiдмiнностi термшологп в основному пов'язаш з концентрац1ею металш у природному середовища З одного боку, концентращя металу може бути збитковою та навпъ токсичною, тод цей метал «важкий», з шшого боку, за нормально! концентрацп або його дефiцитy вщносять до мшроелеменпв. Таким чином, термiни «мшроелементи» та «важю метали» - категори скорiше якiснi, а не кшьшсш, прив'язанi до крайнiх варiантiв еколопчно! обстановки (Fatieiev and Pashchenko, 2003).
Функцп живого органiзмy неподiльно пов'язаш з хiмiзмом земно! кори та повинш вивчатися в тюному зв'язку (Il'in, 1995). Кiлькiсний вмiст того чи шшого елемента в органiзмi визначаеться його вмiстом у навко-лишньому середовищi, а також властивостями самого елемента, з урахуванням розчинносп його сполук.
Нинi з 92 елеменпв, що зyстрiчаються у природ!, 81 виявлено в органiзмi людини. При цьому 15 (Fe, I, Cu, Zn, Co, Cr, Mo, Ni, V, Se, Mn, As, F, Si, Li) визнаш життево необхвдними. Однак вони можуть здшснювати негативний вплив на рослини, тварин i людину, якщо концентрацiя !х доступних форм перевищуе визначенi межi. Cd, Pb, Sn, Rb вважаються умовно необхщними, тому що, скорше за все, не надто важливi для рослин i тварин i небезпечт для здоров'я людини елементи, навiть за вщносно низьких концентрац1й (Lu et al., 2013).
Тривалий час у бiогеохiмiчних дослвдженнях мiкроелементiв превалював iнтерес до геохiмiчних аномалiй та ендемш природного походження, виклика-
ких цими аномал1ями. Однак у настyпнi роки, у зв'язку з бурхливим розвитком промисловосп та глобальним техногенним забрудненням навколишнього середовища, найбiльшy увагу стали привертати аномалй' елеменпв, значшшою мрою важк1 метали, як1 мають шдустр!альне походження. Вже зараз у багатьох регюнах свiтy навколишне середовище стае все бшьше хiмiчно «агре-сивним» (Autier and White, 2004; Fifi et al., 2013). Остантми десятилптями основними об'ектами еколопчних дослiджень стали територи промислових мiст та прилет до них землi (Plehanova, 2010; Li et al., 2013). Числент дослвдники встановили, що вплив металiв досить рiзноманiтний, залежить вiд умюту в навколишньому середовищi та ступеня необхвдносп в них мiкроорганiзмiв, рослин, тварин i людини.
Кадмш широко ввдомий як токсичний елемент. Основт проблеми, пов'язанi у людства з цим елемен-том, зyмовленi техногенним забрудненням навколишнього середовища та його токсичтстю для живих органiзмiв уже за низьких концентрацiй (Van Den Brink et al., 2011; Wyszkowska et al., 2013; Li et al., 2013). Токсичшсть кадмш для рослин виявляеться у пору-шент активносп ферментiв, гальмyваннi фотосинтезу, порушенш транспiрацi!, а також шпбувант вщновлення NO2 до NO. Кр!м того, у метаболiзмi рослин вш е антагонiстом ряду елеменпв живлення (Zn, Cu, Mn, Ni, Se, Ca, Mg, P). За токсично! до металу в рослинах спостериаеться затримання росту, пошкодження корене-во! системи та хлороз листя. Кадмш достатньо легко надходить !з грунту та атмосфери до рослин. За фгго-токсичтстю та здатнiстю накопичуватись у рослинах у ряду важких металiв вш посiдае перше мюце: Cd > Cu > Zn > Pb (Rafati et al., 2011).
Кадмш здатний накопичуватися в органiзмi людини та тварин, оскшьки пор1вняно легко засвоюеться з mi та води, проникае до р!зних органiв i тканин. Токсична д1я металу виявляеться вже за дуже низьких концентрацiй. Його надлишок шпбуе синтез ДНК, бшюв i нуклешових кислот, впливае на активнiсть ферменпв, порушуе засвоення та обмш шших елеменпв (Zn, Cu, Se, Fe), що може викликати !х дефщит. Обмш кадмш в органiзмi характеризуеться такими основними особливостями (Fersman, 1934-1937; Adriano, 2001): вщсутшстю ефек-тивного механiзмy гомеостатичного контролю; iнтенсивною кумуляц1ею в органiзмi !з дуже тривалим перiодом напiввиведення (у середньому 25 рок1в); пере-важним накопиченням у печшщ та нирках; штенсивною взаемодiею з шшими двовалентними металами як у процесi всмоктування, так i на тканинному р!вш.
Умют важких метал1в у грунтах залежить, як вста-новлено багатьма дослвдниками, в!д складу вихвдних прських порвд, значне рiзноманiття яких пов'язане з! складною геолопчною ктор!ею розвитку територш. Х1м!чний склад грунгогарних пор!д зумовлений х1м!чним складом вихвдних г1рських порвд i залежить ввд умов гшергенного перетворення.
Нин! у процеси мпрацп важких метал!в у природному середовищ! штенсивно залучаеться людська д1яльшсть. Юлькосп х!м!чних елеменпв, що надходять до навколишнього середовища в результат! техногенезу, у ряд! випадк1в значно перевищують р1вень !х природного надходження. У процеа надходження до природних
цикшв мирацд антропогенн потоки спричинюють швидке розповсюдження забруднювальних речовин у природних компонентах мкького ландшафту, де неми-нуче ввдбувасться взаемод1я з людиною. Обсяги полютанпв, що мютять важк метали, щор1чно зроста-ють i завдають шкоди природному середовищу, пору-шують iснуючу екологiчну рiвновагу та негативно по-значаються на здоров'ï людей (Kabata-Pendias and Pendias, 1989; Navari-Izzo and Rascio, 2010; Rafati et al., 2011; Grobelak et al., 2013).
Основними джерелами антропогенного надходження важких металiв у навколишне середовище е тепловi електростанцiï, металургшт щдприемства, кар'ери та шахти з видобутку полiметалiчннх руд, транспорт, х!м!чн засоби захисту сiльськогосподарських культур ввд хвороб i шюдниюв, спалювання нафти та рiзних вiдходiв, виробництво скла, добрив, цементу тощо. Найпотужнiшi ореоли важких металiв утворюються навколо шдприемств чорно1 та особливо кольорово1 металурги в результат атмосферних викидiв (Grobelak et
Вивчення дольово1 учасп рiзних виробництв у глобальному потощ ем1си важких металiв демонструе, що 55% кадмтю пов'язано з викидами щдприемств iз вироб-ництва купруму та нкелю. Деяку юльюсть важких метатв до навколишнього середовища постачае сшьське господарство, де застосовуються пестициди та мшеральт добрива, зокрема, у суперфосфатах мстяться значн1 кiлькостi кадмю (Shahriari et al., 2014; Zu et al., 2014).
Найсуттевше забруднення середовища викликають потужнi тепловi станци (Plehanova, 2010). Щорiчно тшь-ки у процесi спалюваннi вугшля до атмосфери викида-еться кадмш в 40 разiв бшьше, нiж може бути включено до природного бюгеох1тчного циклу.
Суттеве забруднення атмосферного повпря та грунту вщбуваеться за рахунок транспорту. Бiльшiсть важких металiв, що мстяться у пилогазових викидах промисло-вих щдприемств, як правило, краще розчиняються, нiж природн1 сполуки. Серед найактивнших джерел надходження важких меташв видляються велик! iндустрiально розвинен м1ста. Метали пор1вняно швидко накопичують-ся у грунтах мкт i досить повшьно з них виводяться: перiод напввиведення кадмш - до 1100 роюв (Gla-zovskaja, 1999; Warwick et al., 1999; Elouera et al., 2014).
Кадмш за своïми х!мчними властивостями подбний до цинку, але вiдрiзняегься в!д нього бшьшою рухом1стю в кислих середовищах i кращою доступн1стю для рослин. У грунтовому розчин метал присутнй у вигляд Cd2+ та утворюе комплексн юни, орган1чн1 хелати. Головний фактор, що визначае вм1ст елемента у грунтах за ввдсут-носп антропогенного впливу, - материнськi породи. У грунготрних породах ум1ст металу в середньому складае у глинах - 0,15, у лесах та лесоподбних суглинках - 0,08, тсках - 0,03 мг/кг. Рухом1сть кадмш у грунт залежить в!д середовища та окисно-вщновного потенцiалу (Tsvetkova, 1992; Glazovskaja, 1999).
al., 2011). Дя забруднювальних речовин поширюеться на десятки кшометр1в в!д джерела надходження елеменгiв до атмосфери. Метали в кшькосп 10-30% загального викиду до атмосфери розповсюджуються на ввдстань 10 км i бшьше в!д промислового щдприемства. При цьому спостерiгаеться комбшоване забруднення рослин, що складаеться з безпосереднього осщання аерозол1в i пилу на поверхню листя та кореневого засвоення важких метал1в, як1 накопичувались у грунтах протягом тривалого часу надходження забруднень з атмосфери (Karpachevskij, 1993; Violante et al., 2010; Shahriari and Higashi, 2014; Zu et al., 2014).
За наведеними нижче даними можна судити про розм!ри антропогенно1' д1яльносп людства: внесок техногенного кадмш складае 84-89% (шше - природш джерела). Р1вень техногенного випадшня кадмш з атмосфери в р!зних регiонах свиу неоднаковий (табл. 1). Го-ловним чином вш залежить в!д ступеня розвитку горни-чо-збагачувально1' промисловосп, транспорту, урбашзо-ваносп територiй.
Середнш ум1ст кадмш у грунтах свиу дор1внюе 0,5 мг/кг. Масовий процент кадмш земно1' кори складае 5-10-5%. Кларк кадмш гран1тного шару кори континенпв складае 9-10-4%. Для Украгни гранично допустима концентращя валових форм кадмш у грунп становить 3,0, рухомих форм - 0,7 мг/кг грунту (Fatieiev and Pashchenko, 2003).
1снують численн1 дан1 про вмст м1кроелеменпв, у тому числ1 кадмж», у р!зних типах грунпв Украгни, але до-тепер немае повног iнформацiï про доскгарну геохiмiчну поведнку елеменпв у них i про прюритетний вплив т1е1' чи шшо1' грунтово1' властивосп на концентрацш елемента в конкретних грунтах (природних i антропогенно пере-творених). Слад зазначити, що отримати таку iнформацiю, дати оцшку та прогноз еколопчного стану грунпв мож-ливо тшьки на основ! даних про рухомкть х!м!чних елеменпв (Fijalkowski et al., 2012). Притому щд рухомстю слад розум1ти здатн1сть х!мчного елемента брати участь у р!зних видах мпрацп та переходити до сум!жних середовищ (Gol'dshmidt, 1938). Аналз номенклатурного перелшу грунпв Украгни сввдчить про ïх вели-ке р!зноматття та, вщповщно, про велику вар!ацш в розподш х!мчних елеменпв у них (Tsvetkova, 1992).
Велике значення кадмш як прюритетного токсиканта вимагае мон1торингових дослвджень. Мсто Дншро-дзержинськ, як i fflmi щдустр!альт м1ста, являе собою вкрай нестшку систему, створену з природних, штучних i техногенних складових. Ця система ниш втратила здатн1сть до самовщновлення, не здатна протистояти не-гативним еколопчним факторам середовища, включаючи антропогенн1 впливи, що мають м1сце повсякчасно (Pasich-nij and Serdjuk, 2002; Tsvetkova and Klimenko, 2005). Актуальн1сть подбних дослвджень зумовлена, насампе-ред, необхщнстю зниження загрозливих еколог!чних насл1дк!в забруднення грунпв кадшем i оптим1зац11 умов
Таблиця 1
Випадшня кадмш (тис. т/piK) з атмосфери на шдстилаючу поверхню рвиих pei ioniB св1ту (за Kovda and Zonn, 1995)
Свропа Азш П1вн1чна Америка Центральна та Пшденна Америка Африка Австрал!я Арктика Антарктида
1,59 2,58 7,36 1,50 1,20 0,22 0,87 0,016
життя населення. Мета ще! статт - дати ощнку вмсту та поширенню кадмто в едафотопах урбанзованих територш степового Приднтров'я на приклад м. Дтпродзержинськ
Матерiал i методи дослщжень
Як об'ект дослвдження обрано едафотопи урбанзо-ваних територш м. Дтпродзержинськ 1 чорнозем звичай-ний р1знотравно-кострицево-ковилового степу Приса-мар'я Дтпровського (Дтпропетровська обл., Укра!на).
Територгя м. Дтпродзержинськ юторично подлена на дв1 частини: правий та л1вий берег р. Дншро. Для повтшо! характеристики вмюту кадмш у грунтовому покрив1 пра-вобережна частина м1ста умовно подлена на схщну, цен-тральну та захвдну длянки. Лгвобережна частина подлу не пгдлягала. У межах мста проведено ретельне грунтове обстеження, видлено п'ять еколопчних профшв (рис. 1), закладених 1з п1вдня на твн1ч, зпдно з розою впр1в 1 змшою висотних позначок м1ста. У межах профшв обрано пробн площi.
Рис. 1. Картосхема розмщення еколог1чних профн. мв на територи м. Дтпродзержинськ
Експериментальн1 дослвдження передбачали прове-дення польових дослiдiв за геоботан1чними методиками, х1м1чний аналiз грунтiв у лаборатори проводили за ате-стованими методиками з наступною математичною об-робкою даних. Валовi форми важких метал1в визначали на атомно-абсорбцшному спектрофотометрi С-115 з атом1-зацieю в повгтряно-ацетиленовому полум'1, рухомi форми визначали у буфернш амонiйно-ацетатнiй витяжцi (рН = 4,8). Значения, наведенi у стат, являють собою середне арифметичне з 20-35 вимiрювань.
Умiст гумусу, сульфат-ютв, сухий залишок, загаль-на лужшсть, рН водно! витяжки, обе'мна вага та вмкт кадмш щддали кореляцiйному аналiзу. Результати об-робили стандартними методами варiацiйно! статистики (КжБал^оуа and Lebedev, 1970): розраховували стан-дартне ввдхилення, достовiрнiсть обчисленого коефщ-ента кореляцi! доводили шляхом порiвняння з критерiем Стьюдента 1 за п = 30 (Р < 0,05).
Результати та 1х обговорення
Дослвджуваш грунти у зв'язку зi ступенем виразносп антропогенного впливу ввднесли до таких типв. Грунти
правобережно! частини м. Дтпродзержинськ складають еколойчт профт 1-4. Грунти житлових масивiв (екологiчнi профт 1-4) належать до власне урбанозем1в: грунтовий профвдь складаеться з д1агностичного горизонту «урбж» i сери д1агностичних пвдгоризонпв, яю утворенi своервдним пилувато-гумусним субстратом рiзно! потужносп та якосп з домшками смiття; можуть застилатися непроникним матерiалом - асфальтом, фундаментом, бетонними плитами, комуткащями. Характе-ризуються вису^сго генетичних горизонпв до глибини 50 см i бiльше). Грунти техногенно! частини м1ста належать до плантозем1в (екологiчнi профiлi 1-3): грунти про-мислово-комунальних зон, техногенно забруднет важки-ми металами та шшими токсичними речовинами. Грунти дано! групи часто надм1рно ущiльненi, безструктурнi, iз включеннями токсичного негрунтового матерiалу (понад 20%). Грунти зони ввдпочинку (еколопчт профiлi 2-4) належать до типу природних порушених (природно-антропогенних поверхнево перетворених): антропогенно поверхнево перетворенi природт грунти м1стять дагно-стичний горизонт «урбш» потужнiстю менше 50 см i не-порушену нижню частину профiлю. Грунти л1вобережно! частини Дтпродзержинська (екологiчний профiль 5)
намивн та належать до рисгоземш: техногенн поверхневi грунтоподiбнi утворення, грунгоподiбнi тша, що склада-ються з малопотужного гумусового шару, шару торфо-компостно! сумiшi або шару органо-мшерально! речови-ни, нанесених на поверхню грунтоподабного субстрату (вип'ко, 2011).
Отримано дат про вмст валових i рухомих форм кадмш в генетичних горизонтах основних типiв грунпв степового Придшпров'я в умовно-чистих природних i антропогенно забруднених ландшафтах. На окремому приклад еколопчного профiлю 2 (табл. 2) показано вмст i поширення валових i рухомих форм кадмш латерально.
Таблиця2
Матриця вмiсlу валових i рухомих форм кадм1ю едафототв еколопчного профилю 2 м. Дмтродзержимськ (п = 20)
Грунти вах дослвджуваних правобережних урбоси-стем еколопчного профшю 2 лею чи шшою мiрою забрудненi кадмieм. Найнижчий валовий вмiст кадмш та його рухомих форм характерний для урбанозем1в територш зал1зничного вокзалу та автовокзалу. Серед-ньостатистичний вмiст валово! форми кадмш у цих грунтах (шар 0-150 см) складае 2,38 ± 0,60 мг/кг. Максимальна акумуляця кадмш спостерцжтъся в грунтах, що шддаються антропогенному пресу. Середньостати-стичний вмют валово! форми кадмш у плантоземах вул. Ленiна складае 6,08 ± 1,80 мг/кг, в антропогенно по-верхнево перетворених природних грунтах центрального мюького парку становить 6,30 ± 1,80 мг/кг. У грунтах еколопчного профшю 2 визначали ввдносно велик! кшькосп рухомого кадмш, особливо в тих урбоекоси-стемах, де спостернався його високий валовий вмют. Середнш вмют рухомого кадмш у грунтах урбоекоси-
стем екологiчного профшю 2 - 0,57 ± 0,13 мг/кг. Загаль-ний розподш вс1х форм кадмш характеризуется ютот-ною варiабельнiстю, яка зумовлена особливостями роз-ташування промислових шдприемств у мсп, потужнстю та складом 1х атмосферних викид1в, напрямком техноген-них потокв, геоморфологiчними особливостями мiста. Вивчення розподшу кадмш за глибиною грунтового профшю показало, що кадмш ввдносно р!вномрно розподшя-еться по профшю чорнозем1в звичайних i концентруеться у верхнш його частинi.
Грунготвiрна порода - матерiальна основа грунту, са-ме ввд не! грунт отримуе свш мiнералогiчний та х1мчний склад. У процеа грунтоутворення х1мчний склад може змшюватися внаслвдок бюлойчних, х1мчних, ф!зико-х1мчних i механiчних процеав. З одного боку, ввдбува-еться бiогенна акумулящя у верхшх органогенних горизонтах деяких метал1в, з шшого - вилуговування ряду метал1в у процесi мираци. Коефiцiент сшвввдношення «грунт - породам» дае змогу ощнити поведiнку елемента у грунтовому горизонп: якщо цей коефiцiент менший оди-нищ - можна судити про винесення (вимивання) елемента, якщо дор1внюе одинищ - немае шякого перерозподшу, ! якщо вш перевищуе одиницю - говорять про акумуля-цш слвдового елемента у верхньому шар! грунту (Кагра-сЬеуБкщ, 1993). МиЬа Й а1. (1998) запропонував викори-стовувати коефщент сшвввдношення «грунт - порода» як критерш оцшки забруднення грунпв. На рисунку 2 показано стушнь акумуляци кадмш в еколопчному профш 2, який поеднуе три з чотирьох титв грунпв, визначених на територи мюта.
Тнпн 1ртнт1в
Рис. 2. Стуmiнь акумуляци кадмш в еколопчному
мроф1л1 2: 1, 2, 3, 4 - власне урбаноземи;
5 - плантоземи; 6 - природш порушен! грунти
В едафотопах еколопчного профшю 2 м. Дншро-дзержинськ ввдбуваеться накопичення кадмш. Для власне урбанозем1в сшвввдношення «грунт - порода» ле-жить у дапазош 1,27-1,46 ум. од., для природних пору-шених грунпв значення коефщента становить 1,43 ум. од. Плантоземи за ступенем акумуляци кадмш в едафотопах урбоекосистем еколопчного профшю 2 вир!зня-ються найвищим значенням коефщента - 1,96 ум. од. Таким чином, можна з високим ступенем упевненосп припускати, що мае мкце забруднення грунпв, кадмш явно накопичуеться в едафотопах мюта.
Умют важких метал1в взаемопов'язаний з окремими компонентами урбоекосистем. Величини коефщенпв кореляцп показали наявнють математично доведеного зв'язку вмюту кадмш з гумусом грунту (г = 0,75 ± 0,12; й",ф = 6,02 > й",ф = 2,04), рН водно! витяжки (г = 0,67 ± 0,13; ^ф = 5,15 > 1г,ф = 2,04) та загальною лужнютю (г =
Урбоекосистема Горизонт грунту, см Интервал вартовання концентраци кадмто, мг/кг
валова форма рухома форма
Затзничний вокзал 0-10 2,57 ± 0,54 0,08 ± 0,01
20-50 2,51 ± 0,63 0,16 ± 0,12
50-80 2,21 ± 0,54 0,14 ± 0,11
120-150 2,01 ± 0,53 0,14 ± 0,11
Автовокзал 0-10 2,69 ± 0,73 0,08 ± 0,02
20-50 2,54 ± 0,65 0,08 ± 0,03
50-80 2,49 ± 0,63 0,08 ± 0,02
120-150 2,00 ± 0,52 0,08 ± 0,01
Пр. Аношкна 0-10 3,69 ± 0,93 1,16 ± 0,21
20-50 3,40 ± 0,82 1,08 ± 0,32
50-80 3,15 ± 0,54 1,02 ± 0,20
120-150 2,52 ± 0,53 1,02 ± 0,14
Вул. Ковалевича 0-10 5,65 ± 1,54 1,11 ± 0,23
20-50 5,59 ± 1,54 1,08 ± 0,10
50-80 4,50 ± 1,23 1,06 ± 0,10
120-150 4,10 ± 0,94 1,06 ± 0,11
Вул. Ленна (р-н ПАТ «Днпровський меткомбшат») 0-10 7,59 ± 2,01 0,98 ± 0,32
20-50 7,31 ± 2,02 0,73 ± 0,30
50-80 5,01 ± 1,82 0,39 ± 0,12
120-150 4,39 ± 1,51 0,38 ± 0,10
Центральнии мгський парк 0-10 6,74 ± 2,02 0,51 ± 0,20
20-50 6,31 ± 1,92 0,38 ± 0,12
50-80 5,86 ± 1,61 0,35 ± 0,10
Еталонний бюгеоценоз 0-50 0,30 ± 0,01 0,10 ± 0,01
0,61 ± 0,13; t^ = 4,09 > t^ = 2,04). Kopega^ro BMiciy KagMro i3 cyxHM 3agumKoM (r = 0,37 ± 0,16; t^ = 2,10 > t^ = 2,04), o6'eMHoro Baroro (r = 0,54 ± 0,16; tr,^ = 3,37 > t,,^ = 2,04) Ta cy^b$aT-ioHaMH (r = 0,36 ± 0,16; t^ = 2,05 > t^ = 2,04) cgig o^HroBam 3 o6epe®mcTro, ag®e 3age®HicTb Mi® uhmh noRa3HHRaMH xoh i gocroBipra, age BHMarae nogagbmux gocgig®eHb. HaaBHicTb TicHoro gocTOBipHoro 3B'a3Ky 3 ryMycoM gae Mo®gHBicTb 3B'a3ara noro Haxog-®eHHa go rpymiB i3 6ioreHHoro aKyMyga^ero, a TaKo® cBigwTb npo aHTponoreHHHH BHecoK y BMicT KagMiro y rpyHToBoMy mapi.
OipHMaHi pe3ygbTaTH y3rog®yroTbca 3 gaHHMH gocgigHHKiB, aKi BHBnagu 3aKoHoMipHocTi po3nogigy Ba®-khx MeTagiB, y tomy nucgi KagMiro, y rpyHToBoMy noKpuBi CTenoBoro npugHinpoB'a (Pasichnij and Serdjuk, 2002; Tsvetkova and Klimenko, 2005; Yakuba, 2005). BMicT py-xomhx $opM, Bnpa®eHHH y BigcoTKax Big BagoBoro BMicTy egeMeHTa, KoguBaeTbca y Me®ax 12-70%, ^o cBigwTb npo TexHoreHHe noxog®eHHa KagMiro y rpyHToBoMy noKpuBi m. ^Hinpog3ep®HHCbK.
BuCMOBKM
noKa3aHo cniBBigHomeHHa KagMiro y rpyHTax i rpymOTBipHHx nopogax yp6aHi3oBaHHx TepHropiH crenoBo-ro npugHinpoB'a. BuKoHaHo Kopega^HHHH aHagi3 B3aeMo-3B'a3Ky BMiciy KagMiro rpymy 3 kohkpctho o6paHHMu xa-paKTepHCTHKaMH rpyHTy (yMicT ryMycy, cygb^HT-iomB, cy-xhh 3agumoK, 3aragbHa gy®HicTb, pH BogHoi' BHTa®KH, o6'eMHa Bara). Ko^empa^a KagMiro y npupogHux rpyHTax crenoBoro npugHinpoB'a 3age®HTb y nepmy nepry Big Be-guHHHH pH, ryMycy Ta rirpocKonMHoi' Bogoru. 3i 36igb-meHHaM uhx noKa3HHKiB 3pocTae KoH^mpa^a pyxoMoro KagMiro y rpyHTi. BucoKi кoнцeнтpaцii KagMiro y noBepxHe-BoMy mapi gocgig®yBaHHx rpyHTiB noB'a3aHi 3 aHrponoreH-hhm npecoM (Hagxog®eHHa egeMeHTa 3 iHgycrpiagbHHx a6o arpoiexHMHHx g®epeg). Ha yp6am3oBaHHx TepuTopiax m. flm-npog3ep®HHcbK yMicT KagMiro y rpyHTax y 3-25 pa3iB nepeBumye BMicT m>oro egeMeHTa y npupogHux rpyHTax.
Bi6^iorpa$iHMi iiocm. iaiiim
Adriano, D., 2001. Trace elements in terrestrial environments: Biogeochemistry, bioavailability, and risks of metals. Springer Verlag, New York. Autier, V., White, D., 2004. Examination of cadmium sorption characteristics for a boreal soil near Fairbanks, Alaska. J. Hazard. Mater. 106(2-3), 149-155. Brygadyrenko, V., Ivanyshyn, V., 2015. Changes in the body mass of Megaphyllum kievense (Diplopoda, Julidae) and the granulometric composition of leaf litter subject to different concentrations of copper. J. Forest Sci. 61(9), 369-376. Bulakhov, V.L., Pakhomov, O.Y., Gasso, V.Y., 2007. Biologich-ne riznomanittja Ukrai'ny. Dnipropetrovs'ka oblast'. Zemno-vodni ta plazuny (Amphibia et Reptilia) [Biological Diversity of Ukraine. The Dnepropetrovsk region. Amphibians and reptiles (Amphibia et Reptilia)]. Dnepropetrovsk Univ. Press, Dnipropetrovsk (in Ukrainian). Elouera, Z., Bouhamed, F., Bouzid, J., 2014. Evaluation of different amendments to stabilize cadmium, zinc, and copper in a contaminated soil: Influence on metal leaching and phy-toavailability. Soil. Sediment. Contam. 23(6), 628-640.
Fatieiev, A.I., Pashchenko, Y.V. (ed.), 2003. Fonovyi vmist mikroelementiv u gruntakh Ukrainy [Background content of microelements in the soils of Ukraine]. NNC «Instytut grun-toznavstva ta ahrokhimii im. O.N. Sokolovskoho», Kharkiv (in Ukrainian).
Fersman, A.E., 1934-1937. Geohimija [Geochemistry] I-III. Izd-vo Akademii Nauk SSSR, Leningrad (in Russian).
Fifi, U., Emmanuel, E., Winiarski, T., 2013. Assessing the mobility of lead, copper and cadmium in a calcareous soil of Port-au-Prince, Haiti. Int. J. Environ. Res. Publ. 10(11), 5830-5843.
Fijalkowski, K., Kacprzak, M., Grobelak, A.,Placek, A., 2012. The influence of selected soil parameters on the mobility of heavy metals in soil. Inzynieria i Ochrona Srodowiska 15(1), 81-92.
Glazovskaja, M.A., 1999. Geohimija prirodnyh i tehnogennyh landshaftov [Geochemistry of natural and anthropogenic landscapes]. Vysshaja Shkola, Moscow (in Russian).
Gol'dshmidt, V.M., 1938. Principy raspredelenija himicheskih jelementov v mineralah i gornyh porodah [Principles of distribution of chemical elements in minerals and rocks]. Sbornik Statej po Geohimii Redkih Jelementov, 215-242 (in Russian).
Grobelak, A., Kacprzak, M., Grosser, A., Napora, A., 2013. Chemofitostabilizacja gleby zanieczyszczonej kadmem, cynkiem i olowiem [Chemophytostabilisation of soil contaminated with cadmium, lead and zinc]. Rocznik Ochrona Srodowiska 15(1), 1982-2002 (in Polish).
Gun'ko, S.O., 2011. Kadmij u gruntah m. Dniprodzerzhins'k [Cadmium in soils of Dniprodzerzhinsk]. Visn. Dnipropetr. Univ. Ser. Biol. Ekol. 2(1), 24-30 (in Ukrainian).
Il'in, V.B., 1995. Ocenka bufernosti pochv po otnosheniju k tjazhelym metallam [Evaluation of soil buffering towards heavy metals]. Agrohimija 10, 109-113 (in Russian).
Jakushevskaja, I.V., 1973. Mikrojelementy v prirodnyh land-shaftah [Microelements in natural landscapes]. Izd-vo MGU, Moscow (in Russian).
Kabata-Pendias, A., Pendias, H., 1989. Mikrojelementy v poch-vah i rastenijah [Trace elements in soils and plants]. Mir, Moscow (in Russian).
Karpachevskij, L.O., 1993. Prognozirovanie processov zagrjaznenija pochvy (i biosfery) [Forecasting processes of soil contamination (and the biosphere)]. Vestn. Mosk. Univ. Ser. Pochv. 17(2), 65-69 (in Russian).
Kassandrova, O.N., Lebedev, V.V., 1970. Obrabotka rezul'tatov nabljudenij [Processing of the results of observations]. Mir, Moscow (in Russian).
Kovda, V.A., Zonn, S.V., 1995. Biogeohimija pochvennogo pokrova [Biogeochemistry of the soil cover]. Nauka, Moscow (in Russian).
Kulbachko, Y., Loza, I., Pakhomov, O., Didur, O., 2011. The zoological remediation of technogen faulted soil in the industrial region of the Ukraine Steppe zone. Behnassi, M. et al. (eds.), Sustainable agricultural development. Springer Science + Business Media, Dordrecht, Heidelberg, London, New York, 115-123.
Li, Y., Zhang, X., Duan, B., Yang, Y., 2013. Soil cadmium toxicity and nitrogen deposition differently affect growth and physiology in toxicodendron vernicifluum seedlings. Acta Physiol. Plant. 35(2), 529-540.
Lu, M., Xu, K., Chen, J., 2013. Effect of pyrene and cadmium on microbial activity and community structure in soil. Chemosphere 91(4), 491-497.
Muha, V.D., Sulima, A.F., 1998. Sootnoshenie soderzhanija tjazhelyh metallov v pochve i pochvoobrazujushhej porode kak kriterij ocenki zagrjaznennosti pochv [The ratio of heavy metals in the soil and the soil-rock as a criterion for evaluation of soil contamination]. Pochvovedenie 10, 12651270 (in Russian).
Navari-Izzo, F., Rascio, N., 2010. Heavy metal pollution: Damage and defense strategies in plants. Handbook of Plant and Crop Stress, 635-674.
Pasichnij, G.V., Serdjuk, S.M., 2002. Geoekologichni monitoringovi doslidzhennja vmistu vazhkih metaliv u gru-tah tehnogenno zminenih landshaftiv (na prikladi m. Dniprodzerzhins'ka) [Environmental monitoring studies of heavy metals in soils technologically altered landscapes (for example Dniprodzerzhyns'k)]. Visn. Dnipropetr. Univ. Ser. Geol. Geog. 4, 161-166 (in Ukrainian).
Perel'man, A.I., 2000. Geohimija landshafta [Landscape geochemistry]. Astereja, Moscow (in Russian).
Plehanova, V.A., 2010. Problema normirovanija soderzhanija kadmija v pochve [The problem of rationing of cadmium in the soil]. Vestnik Kazanskogo Gosudarstvennogo Jener-geticheskogo Universiteta 2(5), 55-59 (in Russian).
Rafati, M., Moattar, F., Khorasani, N., Shirvany, A., Moraghebi, F., Hosseinzadeh, S., 2011. Phytoremediation potential of Populus alba and Morus alba for cadmium, chromium and nickel absorption polluted soil. Int. J. Environ. Res. 5(4), 961-970.
Shahriari, F., Higashi, T., 2014. Effects of the addition of humic substances on soil protease activities in andosols in the presence of cadmium. Soil Sediment Contam. 23(8), 869-886.
Tsvetkova, N.M., Klimenko, T.K., 2005. Tehnogenni anomalii vazhkih metaliv u gruntah urbolandshaftiv stepovogo Pridniprov'ja (na prikladi m. Dniprodzerzhins'ka) [Tech-nogenic anomalies of heavy metals in soils urban landscape steppe Dnieper (for example, Dniprodzerzhynsk)]. Grun-toznavstvo 6(1-2), 45-52 (in Ukrainian).
Tsvetkova, N.N., 1992. Osobennosti migracii organo-mineral'nyh veshhestv i mikroelementov v lesnyh biogeoce-nozah stepnoj Ukrainy [Features of migration of organic and mineral substances and trace elements in the forest biogeo-coenoses of steppe zone of Ukraine]. Dnipropetrovsk Univ. Press, Dnipropetrovsk (in Russian).
Van Den Brink, N.W., Lammertsma, D.R., Dimmers, W.J., Boerwinkel, M.C., 2011. Cadmium accumulation in small mammals: Species traits, soil properties, and spatial habitat use. Environ. Sci. Technol. 45(17), 7497-7502.
Violante, A., Cozzolino, V., Perelomov, L., Caporale, A.G., Pigna, M., 2010. Mobility and bioavailability of HM and metalloids in the soil. J. Soil. Sci. Plant. Nutr. 10(3), 268-292.
Warwick, P., Hall, A., Pashley, V., Van Der Lee, J., Maes, A., 1999. Zinc and cadmium mobility in podzol soils. Chemos-phere 38(10), 2357-2368.
Wyszkowska, J., Borowik, A., Kucharski, M., Kucharski, J., 2013. Effect of cadmium, copper and zinc on plants, soil microorganisms and soil enzymes. J. Elementol. 18(4), 769-796.
Yakuba, M.S., 2005. Monitoring umistu kadmiju i cinku u biogeocenozah zelenoji merezhi Prisamar'ja Dniprovs'kogo [Monitoring of cadmium and zinc in biogeocenoses green network of Dnieper Prysamar'ya]. Ekologija ta Noosferologija 16(3-4), 263-272 (in Ukrainian).
Zu, Y., Li, Y., Bock, L., Colinet, G., Schwartz, C., 2014. Mobility and distribution of lead, cadmium, copper and zinc in soil profiles in the peri-urban marker garden of Kunming, Yunnan province, China. Arch. Acker. Pfl. Boden. 60(1), 133-149.
Hadiumna do редкonегii 12.09.2015
