CC BY
99
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), 183-189.
doi:10.15421/011526
ISSN 2310-0842 print ISSN 2312-301X online
www.ecology.dp.ua
УДК 504.53+504.05+631.453
Поширення та акумулящя важких металiв у грунтах призалiзничних територiй
Н.Ю. Бобрик
ДВНЗ «Ужгородський нацюнальний утверситет», Ужгород, Украта
Виявлено законотрносп поширення та акумуляци рухомих форм Cu, Pb, Zn i Ni у Грунтах, що перебувають у зот впливу од-ноколшно1 залiзничноl магiстралi № 193 Чоп - Ужгород - Сянки - Львгв (у межах Закарпатсько1 областi). За результатами наших дослджень установлено щдвищений вмiст важких метатв у Грунтах, вщбраних на вiдстанi до 25 м вщ залiзничноl коли. На вщда-лент вiд залiзничноl коли виявлено тенденцию до зниження вмсту рухомих форм важких метатв. На вах вiдстанях вiд залiзнич-но1 коли мотторингових дiлянок проходить акумуляцш сполук нжелю, цинку, свинцю та, частково, мвд. На вiдстанi 250 м вмтст важких металiв суттево зменшуеться порiвняно з шшими Грунтами, однак усе ще вщбуваеться часткова акумуляцш сполук свинцю, цинку та нжелю. Найчастше у Грунтах призалiзничних територш проходить акумуляцiя сполук цинку (76%), нжелю (76%) та свинцю (60%), рщше - мвд (32%). За перевищенням фонових значень важю метали у Грунтах призалiзничних територш можна розташувати у такий ряд: Zn = Ni > Pb > Cu.
Ключов1 слова: залiзничний транспорт, забруднення Грунту; рухом форми важких металгв; коефшкнт концентраци елемента
Spreading and accumulation of heavy metals in soils of railway-side areas
N. Bobryk
Uzhgorod National University, Uzhgorod, Ukraine
Following the landscape-environmental survey of the lands adjoining the single-track railway No. 193 Chop - Uzhhorod - Sianky -Lviv within Zakarpatska oblast (Transcarpathia), we have identified certain regularities in the spreading, accumulation and dispersion of some heavy metals (Cu, Pb, Zn, Ni) in soils. For the purpose of study, the soils were taken at different distances from the railway (0, 25, 50 and 100 m) within the following key points of the railway under study: Chop, Uzhhorod, Perechyn, Velyky Berezny, and Volosianka. The soil samples taken at the distance of 250 m from the railway were assumed the control group. Mass concentration of acid-soluble forms of heavy metals, considered as the main anthropogenic constituent of heavy metal stock in soils, was determined by means of atomic absorption analysis. Content of heavy metals in soils under study was compared with background data available in scientific literature. The results were evaluated by calculation of concentration factor commonly considered as a reliable and self-descriptive ecological constituent. In general, increased content of heavy metals was shown to be peculiar for soils that directly adjoin the railways (to 25 m), their content in remoter soils decreases considerably. In the control soils (250 m from the railway), the content of heavy metals reportedly significantly decreases as compared with other soils, however partial accumulation of lead, zinc and nickel compounds does take place there too. Dependence between the accumulations of heavy metals and the distance from the railway was described by polynomial equations. Such deviation from the linear distribution can be explained by the height of the railway embankments, absorbing properties of the railway-side plants, migration processes in soils, and direction of prevailing winds. Zinc was established to have the highest value of concentration factor (Кс = 1.04-10.54). Pollutant accumulation was most frequently registered for zinc (76%), nickel (76%) and lead (60%), less frequently for copper (32%). Thus, heavy metals may be ranked by their contents in excess to background values in soils of railway-side areas as follows: Zn = Ni > Pb > Cu. Due to the contents of mobile forms of heavy metals that exceed background values, these metals may be referred to as pollutants. Results obtained for heavy metal distribution in soils of railway-side areas are of importance for the identification of reaction of biotic component of the ecosystems exposed to rail transport, and identification of pollutant-reactive and pollutant-sensitive indicators of the environmental health.
Keywords: rail transport, soil pollution, mobile forms of heavy metals, element concentration factor
ДВНЗ «Ужгородський нацюнальнийутверхситет», вул. Волошина, 32, Ужгород, 88000, Укртна Uzhgorod National University, Voloshyn Str., 32, Uzhgorod, 88000, Ukraine Tel.: +38-031-223-33-41. E-mail: NadjaBobrik@mail.ru
Вступ
Выршення проблем, пов'язаних i3 техногенным впливом на довкшля, - одне з основных завдань сучасно! екологи. Для оцшкы еколопчного стану довк1лля необхвдне застосування еколого-геохiмiчных метод1в дослвдження компоненпв природного середовыща. По-трапляючы у навколышне середовыще, важю металы включаються в процесы бiогеохiмiчноl мпрацц, ство-рюючы такым чыном рызык !х надмiрного накопычення в екосыстемах. Крiм того, токсыканты негатывно вплыва-ють не лыше на компоненты бюсферы, а i на здоров'я людей (Bojko et al., 2008).
Основным джерелом прывнесення хiмiчных елемен-тiв у ландшафгнi комплексы та залучення !х у мiграцiйнi потокы е прыроднi процесы: вывiтрювання прськых порвд, грунтоутворення. Значну роль ввдграе також техногенный вплыв, якый може спрычынюваты надходження полютантiв до жывых органiзмiв (Kabata-Pendias and Pendias, 1989; Fatjejev and Pashhenko, 2003; Bojko et al., 2008; Brygadyrenko and Ivanyshyn, 2015).
Залiзнычный транспорт, якый выступае джерелом над-ходження у довкшля такых небезпечных речовын як полщыктчт ароматычнi вуглеводнi (M?trak and Chmielewska, 2015) та пол1хлорфеншы, спрычынюе стшке органiчне та неорганiчне забруднення. У результат руху об'екпв залзнычного транспорту можлыве утворення зон техногенных аномалш грунпв терыторш, що прылягають до залiзнычных колiй.
У свгговш науковш лiтературi велыка к1льк1сть публшацш, у якых опысано, що залзнычный транспорт може выступаты джерелом надходження в довкшля важ-кых металш (Pagotto et al., 2001; Chernjuk et al., 2004; Liu et al., 2008; Wilkomirski et al., 2010; Dzierzanowski and Gawronski, 2012; Mazur et al., 2013; Chen et al., 2013). Серед важкых металш, яю надходять до навколышнього середовыща внаслвдок функцюнування залiзнычного транспорту, прiорытетне мсце поодають сполукы Cu, Pb, Zn, Ni, Cd (Traczewska et al., 2011; Galera et al., 2012; Wierzbicka et al., 2015). Воны потрапляють у довкiлля внаслвдок перевезення сыпучых вантаж1в, добрыв, хiмiч-ных речовын, металевых руд, а також застосування гербь цыдв (Juhnovs'kyj et al., 2006; Wilkomirski et al., 2012).
Техногенный тыск дорожшх геосыстем на ландшафты може знаходыты свое ввдображення в накопыченнi хiмiч-ных елеменпв у повiтрi, грунтах, щдземных i поверхне-вых водах, рослынах прыдорожнiх смуг (Dzierzanowski and Gawronski, 2012). Це ввдбуваеться як у результата бiологiчного захоплення елемента, так i внаслвдок механiчного поглынання полютанпв.
Грунты поблызу залiзнычных колiй (на вщстат до 25 м) характерызуються щдвыщеным вмiстом важкых метал1в (Liu et al., 2008; Zhang et al., 2012). М1ж вмютом важкых металш та ввдстанню до залiзнычноl коли встановлено пряму кореляцiйну залежтсть (Ma et al., 2009; Wilkomirski et al., 2012). Це доводыть, що джерелом надходження полютанпв у довкшля може буты д1яльтсть залiзнычного транспорту, а саме вантажнi перевезення залiзнычнымы колiямы.
В Укра1т питання впливу залiзничного транспорту на довкшля залишасться маловивченим. Бракуе наукових праць, присвячених визначенню основных вида полютантiв у грунтах призалiзничных територiй. Дослвд-ження дано! тематики можуть у подальшому пояснити реакци бютично! складово! екосистем, що перебувають у зон1 впливу залiзничного транспорту, та виявлення найчутливiшых до полютанпв iндикаторiв еколопчного стану довкшля. Актуальтсть усебiчного дослвдження примагiстральных екосистем в умовах Закарпаття зу-мовлена високою штенсивнютю транспортних переве-зень i розташуванням област на кордон1 декшькох европейських кра!н.
Мета статп - виявити закономiрностi поширення сполук важких метал1в на призалiзнычных територ1ях деяких пункпв залiзнычных колiй Закарпатсько! обласп.
Матерiал i методи дослщжень
Проведено ландшафтно-еколопчне обстеження тери-торш одноколшно! залiзнично! мiстралi № 193 Чоп -Ужгород - Санки - Л^в у межах Закарпатсько! обласп, одте! з головних внутршшх залiзнычных лшш. Вона при-значена в основному для вантажних перевезень (залiзна руда) та циркулювання пасажирських примiських потяпв.
Грунти для дослвджень вадбирали на рiзнiй вiдстанi ввд залзнично! коли (0, 25, 50 i 100 м) в межах ключових пункпв дослвджувано! магiстралi: м. Чоп, м. Ужгород, м. Перечин, смт. Великий Березний та с. Волосянка. Грунти, ввдбрат на вщстат 250 м ввд заданично! коли, прий-мали за контроль. Подготовку проб грунту здшснювали за стандартними методиками (ИБ 52.18.191-89).
Визначення важких метал1в у грунтi монiторинговых дшянок проводили на кафедрi екологи та охорони нав-колишнього середовища хiмiчного факультету ДВНЗ «УжНУ» щд кер1вництвом к. х. н., проф. С.М. Сухарева. За допомогою атомно-абсорбцшного аналзу iз застосу-ванням атомно-абсорбцшного комплексу КАС-120.1 (спектрометр С-115М та атомiзатор «Графгт-2» iз комп'ютерною реестращею аналiтычного сигналу) проводили визначення масово! частки кислоторозчинних форм Си, РЬ, 2п, N1. Серед сучасних методiв контролю вмiсту важких металiв у рiзных об'ектах, у тому чи^ об'ектах навколишнього середовища, метод атомно-абсорбцшно! спектрометри, зокрема з електротермiчною атомiзацiею (ЕТААС), ввдграе важливу роль. Цей метод крiм високо! селективносп володае високою чутливiстю, особливо до окремих важких металiв, тому вш е основою ряду стандарпв у галузi охорони навколишнього середовища, зокрема, мониторингу вмiсту важких метал1в у об'ектах довкшля.
Еколопчну iнформативнiсть отриманих результатiв оцiнювали за розрахунками геохiмiчного показника -коефщента концентрации (Кс). Коефiцiенти концентраци розраховували як вщношення вмiсту елемента в дослвджуваному компонентi ландшафту до його природного фону. Важкий метал вважаеться забруднюва-чем, якщо коефiцiенг концентраци перевищуе одиницю. Якщо даний показник становить менше одинищ, ввдбуваеться розсшвання елемента (Ма^Иеуа, 2000).
Результата та ix обговорення
Визначаючи валовий BMicT важких металш, можна говорити про загальний геохiмiчний стан, однак даний показник не завжди вщображае мiградiйну здатнiсть речовин у трофiчних ландюгах. Небезпечна ситуадiя виникае тод^ коли метали у Iрунтi перебувають у склад1 рухомих форм сполук, що здатнi безпосередньо засвою-ватися бютою та демонструють реальну небезпеку важких металл (Fatjejev and Pashhenko, 2003). Кислотороз-чинна форма важких метал1в вважаеться основною тех-ногенною складовою у заиасi важких метал1в у 1рунт1 Саме тому проведено визначення вмiсту рухомих форм хiмiчних елеменпв у 1рунтах призал1зничних територiй.
1. Поширення рухомих форм важких металв у Грунтах призал1зничних територ1й
Мвд - мшроелемент, який належить до важких металгв (II клас небезпеки). Вмiст рухомих форм Cu у 1рунтах призал1зничних територш м. Чоп досягав максимального значення у 1рунп, вiдiбраному на ввдстат 50 м вiд зал1знично! колii (1,18 ± 0,08 мг/кг), мiнiмального - на вiдстанi 250 м (0,82 ± 0,06 мг/кг). Така ж тендендгя спостерiгалась для розподшу кислотороз-чинних форм мвд 1рунпв м. Перечин (рис. 1). Порiвняно з дiлянкою 250 м вщ залзнично! колй, вмiст мвд у 1рунп на вiдстанi 50 м перевищував даний показник утричг У 1рунтах м. Ужгород найвищий вмiст мiдi виявлено на ввдсташ 25 м ввд зал1знично! коли (1,28 ± 0,08 мг/кг), найнижчий показник вм1сту Cu зареестровано на
ввдстат 100 м ввд зал1знично1 колй' (0,85 ± 0,06 мг/кг). Для груттв смт. Великий Березний на ввдсташ 100 м також виявлено найнижч показники рухомих сполук мвд (0,91 ± 0,07 мг/кг), на ввдсташ 0 м ввд зал1знично! колй' даний показник збшьшувався в 1,7 раза (1,54 ± 0,10 мг/кг). У грунтах с. Волосянка найвищий вмют мвд реестрували на вщстат 100 м ввд залзнично! колй' (0,91 ± 0,06 мг/кг), найменший - на вщсташ 250 м (0,70 ± 0,07 мг/кг).
Свинець - важкий метал I класу небезпеки. Свинець вважають одним 1з найтоксичтших х1м1чних елеменпв, навпъ у незначних к1лькостях (Diez and Krauss, 1992; Almeida et al., 2007). Це найпоширенiший важкий метал. Природним джерелом свинцю е вивпрювання гiрських порiд. У грунтах м. Перечин найвищий вмют свинцю реестрували на ввдсташ 0 м вщ залiзничноi колй' (2,39 ± 0,06 мг/кг), вже на вщстат 250 м його вмют знижувався в 2,2 раза (рис. 2). МЫмальний вмют рухомих форм важкого металу в контрольних точках (250 м вщ залiзничноi колй) виявлено також для грунпв м. Ужгород (1,83 ± 0,11 мг/кг) та с. Волосянка (1,06 ± 0,06 мг/кг). У грунп смт. Великий Березний найвищий вмют свинцю виявлено на ввдстат 25 м вщ залiзничноi колй' (1,44 ± 0,11 мг/кг), а у м. Чоп - на вщсташ 0 м (2,07 ± 0,12 мг/кг). МЫмальт показники вмюту рухомих сполук Pb виявлено на ввдстат 50 м ввд залiзничноi колй' (м. Чоп - 1,39 ± 0,10 мг/кг, смт. Великий Березний -0,94 ± 0,082 мг/кг).
Чоп
Ужгород Перечин В. Березний I Волосянка
0 м 25 м 50 м 100 м
Вщстань ввд залiзничноl колй
250 м
Рис. 1. Вмкт рухомих сполук мвд у Грунтах призалiзничних територш (М ± с, n = 6)
J?
L
§
§
а о
■е
I
0 м 25 м 50 м 100 м
Ввдстань вiд залiзничноi колй'
250 м
Чоп
Ужгород Перечин В. Березний I Волосянка
Рис. 2. Вмкт свинцю уГрунп приза, мзии'ишх територ1й (М ± с, n = 6)
Цинк - важкий метал I класу небезпеки. В умовах щдвищено! вологосп характерна висока мiграцiя цинку у грунта Для розподiлу рухомих форм цинку виявлено тенденщю максимального вмюту у грунтах на вщстат 25 м вщ залiзничноi коли: м. Ужгород - 8,26 ± 0,54, м.
Перечин - 9,59 ± 0,59, смт В. Березний - 12,20 ± 0,60 мг/кг (рис. 3). На вщстат 250 м ввд залiзничноi колй вщбуваеться зниження вмiсту цинку в 1,4-1,7 раза (5,79 ± 0,38, 5,54 ± 0,32 та 7,54 ± 0,42 мг/кг вiдповiдно). У процеа визначення вмiсту цинку у грунтах с. Волосянка та м. Чоп
выявлено шшу закономртсть. Вмiст Zn у грунтах прызалзнычннх територiй с. Волосянка сягав максимального значення на вщстат 50 м вТд залОзнычно! коли (4,33 ± 0,32 мг/кг), на контрольнш дшянщ зныжувався до 4,54 ± 0,32 мг/кг. У грунтах м. Чоп на вщстат 100 м вщ задзнычно! коли вмст цинку становыв 9,11 ± 0,06 мг/кг, а на контрольнш дшянщ зныжувався майже удвiчi.
Нжель - важкнй метал II класу небезпекн. Розпод1л рухомнх форм нкелю проявыв тенденци, подiбнi для розподшу цынку в грунтах прызалiзнычних територш За-карпаття (рис. 4). Найвыщi показныки нiкелю выявлено на
вщстат 25 м втд заизнычно! коли: 0,88 ± 0,07 (м. Ужгород), 0,97 ± 0,07 (м. Перечын) та 0,74 ± 0,06 мг/кг (м. Чоп). На вщстат 250 м ввд задзнычно! коли вмют шкелю зменшуеться в 1,2-2,0 раза. У грунтах смт. В. Березный на вiдстанi 0 м выявлено 0,93 ± 0,04 мг/кг сполук шкелю, а вже на ввдстат 100 м !х вмют зныжуеться удвiчi. Зворотна тенденщя спостертаеться щодо розподiлу рухомих форм шкелю у грунтах с. Волосянка, де найвыщий показнык рееструвалы на вщстат 100 м вщ залОзнычно! коли (0,84 ± 0,06 мг/кг), а з наблыженням до задзнычно! коли вмст важкого металу поступово зростае.
* 14
15 12 ^ 10
л
о
о £
Чоп
Ужгород Перечын В. Березный I Волосянка
0 м 25 м 50 м 100 м
Вщстань вод залОзнычно! коли
250 м
Рис. 3. Вмкт цинку у Грунтах приза^зничних територш (М ± с, n = 6)
ь '.0
1 10
«я 0.8
5
6 0.6
-е
Св 0.4
0.2
^ 0.0
ill II й I J I I
1 П П П I
I 11 11 ■ I 11 I
Чоп
Ужгород Перечын В. Березный I Волосянка
0 м 25 м 50 м 100 м
Вщстань втд залОзнычно! коли
250 м
Рис. 4. Вмкт нжелю у Грунтах приза^зничних територ1й (М ± с, n = 6)
Отже, читка залежшсть мгж умютом важких металОв та вщстанню вщ заизнычно! коли прослщковуеться для сполук свынцю (м. Перечын). Кытайсьш вчен також довели, що для Pb та Cd выявлено тенденцию до накопы-чення у грунтах прямо пропорцшно вщсташ до залз-нычних колш. Авторы прыпускають, що основными дже-релом щдвыщеных доз ВМ був залОзнычный транспорт: втрата сыпучих вантажiв, спалювання палыва, выкоры-стання мастыл (Ma et al., 2009; Chen et al., 2013). Латвш-ськ1 вчен також установили, що вмют ВМ щдвыщувався з наблыженням до залзнично! коли. Зроблено прыпу-щення, що основным фактором накопычення в грунп ВМ е не дорожный пыл, а штенсывтсть руху пойдав та топографОчш умовы мюцевосп (Mikalajune and Jakucionyte, 2011).
За результатами наших дослщжень залежшсть мгж накопыченням важких метал1в та вщстанню вщ залзныч-но! коли опысуеться полiномiальнымы рОвняннямы. Це, можлыво, може буты пов'язано з такими факторами: ве-лычына насыпу (Magone, 1989), поглынання частыны важ-кых металОв прызалОзнычною рослыннОстю (захысна смуга), миран^н процесы сполук важких метал1в у грунп та дя
впрш, що спрычыняють нерОвнотрне перенесення та осщання аеротехногенних емсш.
Magone (1989) запропоновано вызначаты розподш продукпв емки в грунтах придорожных територш за величиною насыпу. За высоты насыпу 1,2 м максимальный вмкт полютанпв у грунтах прыпадае на вщстань 10-25 м вщ мапстралТ, а за высоты 1,5 м - на ввдсташ 2030 м вщ магiстралi, а вже на ввдсташ 80-100 м його значення наблыжуються до контрольного. При цьому по-блызу магiстралi вмют забруднювачiв нызький. Така схема частково характерызуе також розподш важких металОв у грунтах, отрыманый у результат! наших дослщжень. У грунтах В. Березный найвыщий вмкт важ-кых металОв выявлено на вадстат 0 м (Cu, Ni) та 25 м вщ заизнычно! коли (Pb, Zn), а на ввдсташ 100 та 250 м -нызью показныкы вм^ту важкых металОв. Найбшьше забруднення грунпв на вадрОзку 0-20 м вщ залОзнычно! коли выявлено також шшымы дослщныкамы (Zhang et al., 2012; Mazur et al., 2013).
Подабна тенденщя характерна i для грунпв м. Ужгород, де максимальный вмкт важкых металОв выявлено на вiдстанi 25 м (Cu, Zn, Ni) та 50 м (Pb), i вже на вщстат
100 та 250 м вщ зал1знично! коли - найнижчi показники для вах дослвджуваних метал1в.
Для 1рунтш м. Перечин максимальний вм1ст рухомих форм важких метал1в реестрували на ввдстат 0 м (Pb), 25 м (Zn, Ni) та 50 м (Cu) б|д залзнично! коли, а на кон-трольних длянках показники перебували на м1тмаль-ному рiвнi.
Для фунтив м. Чоп та с. Волосянка максимальний вмст важких метал1в зареестровано на рiзнiй вiдстанi вщ залзнично! коли, однак на контрольних длянках виявле-но низью значення даних показникiв. Це пов'язано з особливостями рельефу монггорингових дшянок i на-прямком переважаючих для кожно! територii' впр1Б.
Отримаш результати шдтверджуються прадями вгтчизняних i закордонних автор1Б. Дослвджуючи вмкт важких метал1в у 1рунтах зони впливу зал1зничного вуз-ла м. Воронеж, росшсью вченi встановили, що на ввдстат 0-20-30 м б|д залзничних кол1й вiдмiчаеться зона видуву забруднювальних речовин, зменшення концентраци мад, цинку, марганцю в 1,4—1,9 раза (Fedorova and Kaverina, 2001).
2. Еколопчна оц1нка вм1сту рухомих форм у Грунтах мошторингових дшянок
Еколого-геох1м1чна оцiнка стану 1рунпБ проводиться за вмктом важких метал1в, а також шляхом розрахунку р1зних геох1м!чних коефiцiентiв. Концентраций, бищ| за фонов!, свщчать про забруднення навколишнього сере-довища, тому доцшьно використовувати один !з таких
показник1в як коефщент концентраци (Кс), який визначае вщношення вмкту металу у 1рунп до його фонового р1бня. За фонов! показники прийнято результати середнього вм1сту рухомих форм важких метал1в у 1рунтах, отриманих у 9-му тур1 еколого-агрохiмiчного обстеження по районах обласп (Shpontak, 2014), а також результати визначення рухомих форм ткелю (Camohvalova et al., 2012) (табл. 1).
Таблиця 1
Середнш вмкт рухомих форм важких металв у Грунтах Закарпатсько1 области на приклад1 деяких райошв (за Camohvalova et al., 2012; Shpontak, 2014)
Райони Вмгст у 1рунл, мг/кг
Cu Zn Pb Ni
Великоберезнянський 1,33 8,69 1,3 0,27
Перечинський 0,78 0,91 4,75
Ужгородський 3,54 3,15 1,47 0,73
Важкий метал вважаеться забруднювачем, якщо коефщент концентраци перевищуе одиницю. Таке пере-вищення (Кс > 1) рухомо! форми мщ спостерпали для 1рунпв уах точок ввдбору м. Перечин (Кс = 1,01-2,45) та деяких точок смт. В. Березний (0 м - 1,20, 50 м - 1,04) (табл. 2). Wilkomirski et al. (2012) припускають, що дже-релом тдвищеного вмсту мщ у 1рунтах призал1зничних територш може бути активна дя струмоприймач1Б по!здав.
Таблиця2
Коеф1ц1енти концентраци деяких важких металш у Грунтах призал1зничних екосистем
Важш метали Ввдстань б1д залiзничноi коли, м
0 | 25 | 50 | 100 | 250 (контроль)
м. Чоп
Cu 0,23 0,32 0,33 0,29 0,23
Pb 1,41 1,29 0,95 1,19 1,16
Zn 1,88 2,30 2,56 2,89 1,84
Ni 0,78 1,01 0,92 0,86 0,77
м. Ужгород
Cu 0,33 0,36 0,28 0,24 0,26
Pb 2,12 1,93 2,34 1,72 1,24
Zn 2,57 2,62 2,37 2,01 1,83
Ni 1,11 1,21 1,04 0,92 0,81
м. Перечин
Cu 1,01 2,45 2,72 2,15 0,89
Pb 0,50 0,41 0,36 0,32 0,23
Zn 6,19 10,54 9,27 8,84 6,08
Ni 2,19 3,59 3,07 2,67 1,89
смт. Великий Березний
Cu 1,20 0,94 1,04 0,68 1,00
Pb 1,05 1,11 0,72 0,84 0,82
Zn 1,31 1,40 1,16 1,04 0,87
Ni 3,44 2,63 2,04 1,70 2,63
с. Волосянка
Cu 0,56 0,65 0,59 0,68 0,53
Pb 1,29 1,15 1,19 1,1 0,82
Zn 0,49 0,59 0,67 0,58 0,52
Ni 2,22 2,52 2,89 3,11 2,00
Прим1тка: срим кольором позначено перевищення вмгсту важких металгв б1дносно фонових значень (Кс > 1).
Для 1рунпв уах мошторингових дшянок на контрольних точках (250 м б|д залзнично! коли) вмкт рухомих форм мщ не перевищував фонових значень (Кс < 1).
Акумуляця рухомих сполук мщ проходить у 1рунтах м. Перечин (Кс = 1,01-2,72). Для шших точок ввдбору проб сполуки мщ забруднювачами не вважаються,
оскшьки значення Кс не перевыщувалы одиныцю та ста-новылы для м. Ужгород - 0,24-0,33, м. Чоп - 0,23-0,33 та с. Волосянка - 0,53-0,68.
Про значне перевыщення вмету сполук свынцю у грунтах свщчать показныки Кс, як1 становылы для даного металу 1,70-2,30. Свынець вважаеться забруднювачем для грунпв м. Ужгород (Кс = 1,72-2,34), с. Волосянка (Кс = 1,10-1,29) та частково для трунив смт В. Березный (0 м - Кс = 1,05, 25 м - Кс = 1,11) та м. Чоп (Кс = 1,191,41). Для грунпв м. Перечын перевыщення вмету свынцю вадносно фонових показныюв не выявлено, при цьо-му Кс = 0,32-0,50. Навпъ на вщсташ 250 м втд залОзнично! коли для грунпв м. Чоп та м. Ужгород вмет рухомих форм свынцю перевыщував фоновО значення (Кс = 1,16 та 1,24 вадповадно).
Няйпотттиренпттым забруднювачем грунпв прызалз-нычних територш виявывся цинк, вмст якого перевыщував фоновО значення майже в уах точках ввдбору проб. Коефщенты концентраци для грунпв колывалысь у межах 1,04-1,40 (смт. В. Березный), 2,01-2,62 (м. Ужгород) та 1,88-2,89 (м. Чоп). Китайсью вчет, що дослвджувалы вмст ВМ у грунтах прызалОзнычних територш провшцц Сычуань, выявили, що найбшьшый коефщент накопычен-ня Zn становить 3,7 i досягае найвыщих значень на вадстат 2-25 м вТд залзнычних колш (Liu et al., 2008). За результатами наших дослвджень розраховано значно 6шьшТ коефщенты концентраци для цинку, i для грунпв м. Перечын !х значення колывалысь у межах 6,19-10,54. Навгть на контрольных точках сполуки цинку для цих дшянок выступають забруднювачамы, оскшьки Кс >1. Выняток становлять грунты с. Волосянка, у якых встанов-лено вмет цинку, що не перевыщуе фоновО значення по В. Березнянському р-ну, оскльки Кс = 0,49-0,67.
Поряд Тз цинком прiоритетным забруднювачем прызалзнычних територш виявывся також ткель. Рееструвалы таю показныки коефщенпв концентраци для сполук ткелю: Чоп - 1,01 (25 м), Ужгород - 1,04-1,11, В. Березный - 1,70-3,44, Перечын - 2,19-3,59, Волосянка -2,22-3,11. Для грунпв м. Перечын, смт. В. Березный та с. Волосянка на контрольных точках вмет сполук ткелю також перевыщував фоновО значення (Кс = 1,8-2,6).
Кр1м того, важлыве вызначення частоты перевыщення фону вмету важкых металОв уах монгторынгових дшянок для отримання загально! тенденци. Найчаспше Кс > 1 спостеригалось для цинку (76%), ткелю (76%) та свынцю (60%), рщше - для мщ (32%). За перевыщенням фонових значень важк метали у грунтах прызалзнычних територш можна розташувати у такий ряд: Zn = Ni > Pb > Cu.
Отже, на встх вадстанях вТд залОзнычно! коли на монгторынгових дшянках проходить акумулящя ткелю, цинку (крОм грунпв с. Волосянка) та свынцю (кр1м грунпв м. Перечын). У грунтах, що прылягають до залзнычних колш смт. В. Березный та м. Перечын, выявлено часткову акумуляцш сполук мвд, на реши монгторынгових дшянок переважають процесы розсiювання даного елемента (Кс < 1).
Висновки
Выявлено основн закономiрностi пошырення та акумуляци рухомих форм Cu, Pb, Zn та Ni у грунтах, що знаходяться в зон вплыву одноколшнот заизничнот
метрал № 193 Чоп - Ужгород - Сянки - Льв1в (у межах Закарпатськот обласгi). Встановлено щдвищений BMicT важких металiв у грунтах, ввдбраних на вiдстанi 0-25 м ввд залiзничноi коли. На вах ввдстанях ввд залiзничноi колй' мошторингових дшянок проходить акумулящя сполук шкелю, цинку, свинцю та, частково, мщг На вистаМ 250 м вмет важких металОв зменшуеться порОвняно з шшими грунтами, однак все ще вщбуваеться часткова акумулящя сполук свинцю, цинку та ткелю. За перевищенням фонових значень важю метали у грунтах призалОзничних територш можна розташувати у такий ряд: Zn = Ni > Pb > Cu.
Бiблiографiчнi посилання
Almeida, A.F., Valle, R.R., Mielke, M.S., Gomes, F.P., 2007. Tolerance and prospection of phytoremediation woodyspeci-esof Cd, Pb, Cu and Cr. Braz. J. Plant Physiol. 19(2), 83-98. Bojko, N., Balazhi, S., Galas, J.L., Koval', G., Koval'chuk, N., Kozlovs'kyj, V., Kolesnyk, A., Legan', O., Romanjuk, N., Suharjev, S., Tot, M.D., Chonka, I., Chundak, S., Shymon, A., 2008. Zabrudnjuvachi ta i'h vplyvy na ekologichno vrazlyvi ekosystemy Verhn'ogo Potyssja. Uzhgorod - Ni-red'gaza (in Ukrainian). 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. Camohvalova, V., Fatjejev, A., Luchnykova, J., Lykova, O., 2012. Ekologo-geohimichni doslidzhennja vmistu riznyh form Co, Ni, Cr u g'runtah riznogo genezysu v Ukrai'ni. Visn. L'viv. Univ. Ser. Biol. 60, 171-181 (in Ukrainian). Chen, Z., Wang, K., Ai, Y. W, Li, W., Gao, H., Fang, C., 2013. The effects of railway transportation on the enrichment of heavy metals in the artificial soil on railway cut slopes. Environ. Monit. Asses. 186(2), 1039-1049. Chernjuk, L.G., Pepa, T.V., Chehovs'ka, M.M., 2004. Transport i ohorona navkolyshn'ogo seredovyshha v regionah Ukrai'ny. Naukovyj svit, Kyiv (in Ukrainian). Diez, T., Krauss, H., 1992. Schwermetallgehalte und Schwermetallanreicherung in landwirtschaftlichge nutzten Boden Bayerns. Bayer. Landwirt. Jahrb. 69(3), 343-355. Dzierzanowski, K., Gawronski, S.W., 2012. Heavy metal concentration in plants growing on the vicinity of railroad tracks: A pilot study. Challenges of Modern Technology 3(1), 42-45.
Fatjejev, A.I., Pashhenko, J.V. (ed.), 2003. Fonovyj vmist mik-
roelementiv u g'runtah Ukrai'ny. NNC, Kharkiv (in Ukrainian). Fedorova, A.I., Kaverina, N.V., 2001. Tiazhelye metaly v poch-vakh zony vliianiia krupnogo zheleznodorozhnogo uzla (na primere g. Voronezha). Vestn. VGU. Ser. Geograf. Geoekol. 1, 98-104 (in Russian). Galera, H., Sudnik-Wo'jcikowska, B., Wierzbicka, M., Wilko-mirski, B., 2012. Directions of changesin the flora structure in the abandoned rail way areas. Ecol. Quest. 16, 29-39. Juhnovs'kyj, I.R., Lebeda, G.B., Popova, T.I., 2006. Transport-nyj kompleks Ukrai'ny. Zaliznychnyj transport: Problemy ta perspektyvy. Fada LTD, Kyiv (in Ukrainian). Kabata-Pendias, A., Pendias, K., 1989. Mikroelementy v poch-
vakh i rasteniiakh. Mir, Moscow (in Russian). Liu, H., Chen, L.-P., Ai, Y.-W., Yang, X., Yu, Y.-H., Zuo, Y.-B., Fu, G.-Y., 2008. Heavy metal contamination in soil alongside mountain railway in Sichuan, China. Environ. Monit. Asses. 152(1-4), 25-33.
Ma, J.H., Chu, C.J., Li, J., Song, B., 2009. Heavy metal pollution in soilson railroadside of Zhengzhou-Putian section of Longxi-Haizhou Railroad, China. Pedosphere 19(1), 121-128.
Magone, I.G., 1989. Bioindikatsiia fitotoksichnosti vybrosov avtotransporta. Vozdeistvie vybrosov avtotransporta na pri-rodnuiu sredu. Riga, Zinatne (in Russian).
Malysheva, L.L., 2000. Geohimija landshaftiv. Lybid', Kyiv (in Ukrainian).
Mazur, Z., Radziemska, M., Maczuga, O., Makuch, A., 2013. Heavy metal concentrations in soil and moss (Pleurozium schreberi) near railroad lines in Olsztyn (Poland). Fresenius Environ. Bull. 22(4), 955-961.
Mçtrak, M., Chmielewska, M., 2015. Does the function of railway infrastructure determine qualitative and quantitative composition of contaminants (PAHs, heavy metals) in soil and plant biomass? Water Air Soil Poll. 226, 253.
Mikalajuné, A., Jakucionyté, L., 2011. Investigation into heavy metal concentration by the gravel roadsides. J. Environ. Eng. Landsc. Manag. 19(1), 89-100.
Pagotto, C., Rémy, N., Legret, M., Cloirec, P., 2001. Heavy metal pollution of road dust and roadside soil neara major rural highway. Environ. Technol. 22(3), 307-319.
Traczewska, T.M., 2011. Biological methods of evaluating environmental pollution. Oficyna Wydawnicza Politechniki Wroclawskiej, Wroclaw (in Polish).
Wierzbicka, M., Bemowska-Kalabun, O., Gworek, B., 2015. Multidimensional evaluation of soil pollution from railway tracks. Ecotoxicology 24(4), 805-822.
Wilkomirski, B., Galera, H., Sudnik-Wojcikowska, B., Staszew-ski, T., Malawska, M., 2012. Railway tracks - habitat conditions, contamination, floristic settlement - A review. Environment and Natural Resources Research 2(1), 86-95.
Wilkomirski, B., Sudnik-Wojcikowska, B., Galera, H., Wierz-bicka, M., Malawska, M., 2010. Railway transportation as a serious source of organic and inorganic pollution. Water Air Soil Poll. 218, 333-345.
Zhang, H., Wang, Z., Zhang, Y., Hu, Z., 2012. The effects of the Qinghai-Tibet railway on heavy metals enrichment in soils. Sci. Total Environ. 439, 240-248.
Hadiümna do редкonегiï 20.09.2015
