Фітотоксичність та хімічне забруднення ґрунтів м. Біла Церква

Размещено на http://www.allbest.ru/

Размещено на http://www.allbest.ru/

КВАЛІФІКАЦІЙНА РОБОТА

на тему:

«Фітотоксичність та хімічне забруднення ґрунтів м. Біла Церква»

Вступ

^{Прогресуюча дія господарської діяльності людства на природне середовище досягла рівня, при якому відбуваються істотні зміни в хімічному складі ґрунтового покриву широких територій. У загальному процесі антропогенного перетворення ґрунтів важливу роль відіграє забруднення їх технологічними відходами. Одну з пріоритетних груп забруднюючих речовин утворюють важкі метали (ВМ), основна маса яких поступає з викидами індустріальних підприємств в нижні шари тропосфери, залучається до аеральної міграції і осідає на поверхню ґрунту. Розподіл металів-забруднювачів в просторі вельми складний і залежить від багатьох чинників, але у будь-якому випадку саме ґрунт є головним приймачем і акумулятором техногенних мас важких металів [2].}

^{Забруднені важкими металами ґрунти на густозаселеній території зазвичай займають зручні і вигідні місцеположення. З цієї причини очищення (відновлення) ґрунтів від надмірного вмісту металів постає як найбільш актуальне питання сьогодення. Його практичне вирішення поки залишається на стадії розробки.}

В межах міських територій представлений практично весь комплекс сучасних екологічних проблем. Оцінка реальної небезпеки для здоров'я населення може бути зроблена на основі комплексної оцінки забруднення навколишнього середовища міської екосистеми. Однак, ґрунт як депонуючий компонент міського середовища відображає тривалість і інтенсивність надходження і накопичення забруднюючих речовин. Хімічний стан ґрунтів - найбільш інтегральний показник ефективності природоохоронних заходів, що проводяться в місті [4].

Тому метою наших досліджень є: оцінка екологічного стану ґрунтів та їх хімічного забруднення у різних районах на території м. Біла Церква.

Для досягнення цієї мети необхідно вирішити наступні завдання:

^{Проаналізувати екологічний стан ґрунтів м. Біла Церква.}

Визначити вміст рухомого свинцю, закумульованого в ґрунті, та хлоридів, що вносяться із засобами проти ожеледиці, уздовж автомобільних доріг у різних районах міста Біла Церква.

^{3. Дослідити відібрані ґрунтові зразки за інтегральним показником фітотоксичності.}

^{Об'єктом досліджень є зразки ґрунту різних районів на території м. Біла Церква.}

^{Предметом досліджень є вплив екологічних факторів на якість ґрунтів урбанізованих територій.}

^{Методи дослідження:}

1. Закладання ґрунтових розрізів і відбір зразків на території м. Біла Церква.

2. Закладання вегетаційного досліду в лабораторних умовах (фітотест з вівсом).

1. Огляд літератури

1.1 Забруднення ґрунтів урбанізованих територій

забруднення ґрунт свинець хлорид

На території міст ґрунти піддаються забрудненню, яке можна розділити на механічне, хімічне і біологічне.

Механічне забруднення полягає в засміченні ґрунтів великоуламковим матеріалом у вигляді будівельного сміття, битого скла, кераміки й інших інертних відходів. Це впливає на механічні властивості ґрунтів.

Хімічне забруднення ґрунтів пов'язане з проникненням у них речовин, що змінюють природну концентрацію хімічних елементів до рівня, що перевищує норму, наслідком чого є зміна фізико-хімічних властивостей ґрунтів. Цей вид їхнього забруднення є найбільш розповсюдженим, довгостроковим і небезпечним.

Біологічне забруднення пов'язане із занесенням у ґрунтове середовище і розмноженням у ньому небезпечних для людини організмів. Бактеріологічні, гельмінтологічні й ентомологічні показники стану ґрунтів міських територій визначають рівень їхньої епідеміологічної небезпеки. Ці види забруднення підлягають контролю насамперед на території селітебних і рекреаційних зон.

На урбанізованих територіях забруднення ґрунтів звичайно відбувається в результаті викидів промислових підприємств, транспорту, підприємств теплоенергетики, витоків з каналізації і відстійників, впливу промислових і побутових відходів, а також у за рахунок використання добрив і пестицидів [10].

Викиди промислових підприємств є джерелом забруднення ґрунтів міських територій важкими металами, канцерогенними речовинами, сполуками азоту і сірки. Однак даних, що дозволяють оцінити кореляційні зв'язки між вмістом хімічних елементів у викидах, їхньою концентрацією в атмосферному повітрі, у випаданнях на поверхню землі і ступенем забруднення ґрунтів, недостатньо. Тому оцінити залежність розподілу хімічних елементів у викидах і випаданнях з повітряних потоків можна лише приблизно.

При внесенні в ґрунти пилових опадів і компосту в дозах, обумовлених за їхньою удобрювальною цінністю, можна прогнозувати збільшення вмісту токсичних елементів у ґрунтах у кілька разів.

Внесення відходів з підвищеним вмістом токсичних елементів як добрив приводить до концентрації металів у рослинах. Більш кращим є використання добрив, отриманих на основі міських відходів, для підвищення родючості ґрунтів міських зелених насаджень.

Надходження забруднюючих хімічних речовин із ґрунту в організм людини зв'язано з процесом їхньої міграції по біологічних ланцюгах: ґрунт - рослина - людина, ґрунт - рослина - тварина - людина; ґрунт-вода - людина; ґрунт - атмосферне повітря - людина [6].

Для ґрунтів сільськогосподарського використання оцінку рівня забруднення шкідливими речовинами ведуть на базі гранично допустимих концентрацій, причому пріоритетним є транслокаційний показник шкідливості, що враховує надходження в організм людини шкідливих речовин із ґрунту через рослини.

Для міських умов забруднені ґрунти розглядають насамперед як джерело вторинного забруднення атмосферного повітря. На основі сполучених геохімічних і гігієнічних досліджень установлена можливість використання рівня хімічного забруднення ґрунтів як індикатора неблагополучного стану атмосфери й оцінки ступеня небезпеки забруднення території для здоров'я населення. Базою для оцінки рівня забруднення ґрунтів у цьому випадку є значення фонової концентрації розглянутої речовини в ґрунтах регіону. Звичайно такі підходи використовують при аналізі забруднення території важкими металами й іншими токсичними елементами.

Геохімічним фоном називають середній вміст хімічного елемента в ґрунтах за даними вивчення статистичних параметрів його розподілу. Геохімічний фон є регіональною чи місцевою характеристикою ґрунтів і порід.

Ділянка території, у межах якого статистичні параметри розподілу хімічного елемента вірогідно відрізняються від геохімічного фону, називається геохімічною аномалією. Геохімічні аномалії, у межах яких вміст забруднюючих речовин досягає концентрацій, що роблять несприятливий вплив на здоров'я людини, називають зонами забруднення. Рівень забруднення характеризується величиною коефіцієнта концентрації Кс, що визначають зі співвідношення: Кс=Сі/Сф, де Сі - концентрація забруднюючого речовини в ґрунті; Сф - фонова концентрація забруднюючої речовини, мг/кг ґрунту.

Хімічні елементи, які умовно названі важкими металами (свинець, цинк, мідь, кадмій, ванадій і ін.), не тільки самі є небезпечними для здоров'я людини, але і служать індикаторами присутності більш широкого спектра забруднюючих речовин (газів, органічних сполук). Величину сумарного показника забруднення ґрунтів використовують для оцінки рівня небезпеки забруднення території міста. Значення сумарного показника забруднення до 16 відповідають допустимому рівню небезпеки для здоров'я населення; від 16 до 32 - помірковано небезпечному; від 32 до 128 - небезпечному; більше 128 - надзвичайно небезпечному [8-9].

Геохімічне вивчення ґрунтів у місті на регулярній основі дозволяє одержати просторову структуру забруднення територій і виявити ділянки з найбільшим ризиком для здоров'я населення.

За величиною зон та рівнем ураження ґрунтів забруднення поділяється на фонове, локальне, регіональне, глобальне.

Фоновим вважається такий вміст забруднюючих речовин в ґрунті, котрий відповідає або близький до його природного складу.

Локальним вважається забруднення ґрунту поблизу одного або сукупності декількох джерел забруднення.

Регіональним є таке забруднення ґрунту, котре виникає внаслідок переносу забруднюючих речовин на віддаль не більше 40 км від техногенних та більше 10 км від сільськогосподарських джерел забруднення.

Глобальним називається забруднення ґрунту, котре виникає внаслідок дального переносу забруднюючої речовини на віддаль більше 1000 км від будь-яких джерел забруднення.

За ступенем забруднення ґрунти поділяються на сильнозабрудненні, середньозабруднені, слабкозабруднені. У сильнозабруднених ґрунтах кількість забруднюючих речовин в декілька разів перевищує ГДК. Вони мають низьку біологічну продуктивність та істотні зміни фізико-хімічних, хімічних та біологічних характеристик. У середньозабруднених ґрунтах перевищення ГДК незначне, що не призводить до помітних змін його властивостей. У слабозабруднених ґрунтах вміст хімічних речовин не перевищує ГДК, але перевищує фон.

За ступенем стійкості до хімічних забруднень та характером зворотної реакції ґрунти поділяють на дуже стійкі, середньостійкі, малостійкі [10-13].

1.2 Ландшафтно-геохімічні критерії оцінки забруднення ґрунтового покриву важкими металами

Забруднені важкими металами ґрунти на густозаселеній території зазвичай займають зручні і вигідні місцеположення. З цієї причини очищення (відновлення) ґрунтів від надмірного вмісту металів постає як найбільш актуальне питання сьогодення. Його практичне вирішення поки залишається на стадії розробки. Одним з можливих шляхів вирішення цієї задачі може бути фіторемедіація - очищення ґрунтового покриву від забруднення за допомогою культивування рослин, що активно поглинають метали. Цей шлях привабливий за рахунок використання природного процесу біологічного круговороту і повного виключення грубих механічних інженерно-меліоративних заходів та будь-якої хімічної дії на ґрунт.

Для вибору і обґрунтування екологічної доцільності заходів щодо очищення ґрунтів від надмірного вмісту важких металів необхідні стандартизовані підходи до оцінки забруднення ґрунтового покриву на конкретній території. З метою об'єктивної оцінки існуючого забруднення ґрунтового покриву важкими металами і прогнозу подальшого розвитку цього процесу нами розроблена система ландшафтно-геохімічних показників і критеріїв стосовно ґрунтів лісо-степової зони України. [4]

У ідеальній моделі будь-який вид промислового забруднення ґрунту ВМ оцінюється підвищенням концентрації вмісту металу в порівнянні з початковою природною концентрацією, до якої впродовж тривалого часу адаптовані рослинні і тваринні організми. Реальна ситуація вельми ускладнюється багатокомпонентністю ґрунту і відповідно різними формами знаходження металу в стані розсіяння. Встановлення реальної картини співвідношення різних форм вмісту також ускладнюється тим, що діагностика цих форм значною мірою залежить від методів і прийомів аналітичного визначення концентрації і відповідних приладів.

З урахуванням певної умовності будь-якого методу визначення ультрамікрокількостей металів важливе значення мають показники, що статистично характеризують концентрацію важких металів в ґрунті, а саме: середнє значення концентрації металу і параметри статистичного розподілу аналітичних даних. Ця група показників повинна характеризувати природну норму (так званий геохімічний фон), в умовах якої достатньо тривалий час існує природна рослинність даного району. Відзначимо, що в різних провінційно-геохімічних ситуаціях природна норма для одних і тих же типів і підтипів автоморфних ґрунтів може помітно розрізнятися.

Результати вивчення геохімічного фону ґрунтового покриву різних районів лісової-степової зони України показують, що розподіл значень концентрації металу в пробах автоморфних ґрунтів, відібраних з ґрунтів одного типу і підтипу навіть на порівняно невеликій площі дуже широкий і часто варіює в межах двох і досягає трьох математичних порядків. З цієї причини геохімічний фон металу в ґрунтовому покриві території не може бути охарактеризований одним середнім значенням концентрації. Ця характеристика обов'язково повинна супроводжуватися оцінкою варіації аналітичних даних.

Середнє значення концентрації металу в ґрунті може бути виражене середньоарифметичним або среднегеометричним, але найбільш об'єктивне уявлення про «фонову» концентрацію дає модальне (що найчастіше зустрічається) значення (М). Розподіл аналітичних даних відображається граничними значеннями (min-max). Як показники статистичного розподілу аналітичних даних найбільш зручні середньоквадратичне відхилення (Q) і коефіцієнт варіації (V, %). Вельми наочне уявлення про статистичний розподіл аналітичних даних дають гістограми, побудовані на нормальній або логарифмічно-нормальній шкалі. Такий прийом широко використовували американські біогеохіміки при вивченні розподілу вмісту важких металів в ґрунтовому покриві США з метою екологічних досліджень [5, 12-14].

Параметри, що характеризують природний вміст розсіяного металу в ґрунті, є дуже відповідальними ландшафтно-геохімічними показниками. Вони відіграють роль початкових даних для інших показників. Через це визначення параметрів геохімічного фону ґрунту має бути стандартизоване, а також необхідно зважати на приладово-інструментальну специфіку методу аналізу.

Визначення концентрації металу в ґрунті широко використовуваним методом емісійної спектроскопії або нейтронно-активаційним методом дає уявлення про валовий (сумарний) вміст всіх форм сполук досліджуваного металу. Методи визначення концентрації металу за допомогою екстракційного розчину дозволяють оцінювати вміст тих або інших форм сполук металу в ґрунті залежно від складу і методики екстракції. Розподіл значень валової концентрації частіше апроксимується логорифмічно - нормальним законом Гауса.

Без характеристики геохімічного поля неможлива діагностика забруднення ґрунту важкими металами. Ознаками забруднення можуть служити:

1) підвищене середнє значення (модальне, середньоарифметичне, среднегеометричне) концентрації металу в порівнянні з фоновим значенням;

2) розширення меж розподілу аналітичних даних за рахунок значень, що перевищують середнє статистичне значення, як таке, що наочно виявляється в асиметрії гістограм у бік великих значень.

Узагальнення експериментальних і літературних даних показує, що емісія більшої частини маси важких металів здійснюється з індустріальних джерел забруднення переважно у вигляді частинок розміром 0.1-0.01 мм. Частинки випадають з повітря нерівномірно під впливом рельєфу, типу рослинності, руху приземних повітряних мас та ін. Тому збільшення амплітуди коливання значень концентрації металу в межах ділянки забруднення в порівнянні з даними для чистої («фонової») площі (ефект «пилу» на графіку за профілем, що перетинає територію, яка вивчається) також може служити ознакою забруднення.

Досвід вивчення геохімії важких металів в ґрунтах свідчить про значну нерівномірність їх природної концентрації в різнорідних компонентах ґрунту та в поверхневих горизонтах. Ця обставина створює непереборні ускладнення для обґрунтування норм гранично допустимої концентрації (ГДК) металів в ґрунтах, які давно встановлені для таких гомогенних середовищ, як природні води і повітря [15-16].

Наприклад, значення концентрації важких металів (як валове, так і концентрації геохімічно активних форм, витягнених екстракціями) настільки сильно розрізняються для глинистих і піщаних ґрунтів, що їх неможливо об'єднати у загальному значенні ГДК. Отже, оцінка ступеня промислового забруднення яким-небудь металом можлива лише за відношенням до його природної норми - місцевого геохімічного фону, який на обширній території лісо-степової зони України помітно варіює.

Природна концентрація металу в ґрунтовому покриві змінюється під впливом багатьох чинників. Важливим чинником є літологічний склад ґрунтоутворюючих порід. У піщаних ґрунтах природна концентрація металів значно нижче ніж в суглинних. Відмінність геохімічного фону ґрунтів одного типу, але різного гранулометричного складу оцінюється літологічним коефіцієнтом (Кл), рівним відношенню середньої концентрації металу в суглинних ґрунтах до середньої концентрації металу в піщаних ґрунтах: Кл =С_сугл/С_піщ. Це добре видно при зіставленні даних

Не менш сильні зміни концентрації металів в ґрунтовому покриві лісо-степової зони відбуваються під впливом ефекту геохімічного сполучення. За інших рівних умов ґрунти в автономних ландшафтно-геохімічних умовах на позитивних елементах мезорельєфу лісової зони мають нижчі концентрації металів в порівнянні з геохімічно підлеглими ландшафтами, розташованими в негативних елементах рельєфу. Ефект геохімічного сполучення оцінюється коефіцієнтом Кr рівним відношенню концентрації металу в гумусовому горизонті ґрунту геохімічно підлеглого ландшафту (С₂) до концентрації цього металу в гумусовому горизонті ґрунту автономного ландшафту (C₁): Кr = С₂ / С₁ [19]

Зрозуміло, кожен метал характеризується своїм значенням коефіцієнта Кr (табл. 1.1). Прикладом можуть служити співвідношення значень середньої концентрації деяких важких металів у верхових (автономні ландшафтно-геохімічні умови) і низовинних (геохімічно підлеглі умови) торф'яниках.

Таблиця 1.1. Співвідношення середньоарифметичних значень концентрації важких металів у верхових і низовинних торф'яниках лісової зони

Назва металу	Торфяники	Коефіцієнт геохіміч- Ного сполучення Кг
	верхові		Низовинні
	М, мкг/г сухої речовини	V%	М, мкг/г сухої речовини	V%
Mn Cu Ni Co V Cr	832 7. 8 16.7 5.5 36.9 53.3		272.1 4/2 6.7 3.0 17.7 32.9	93 61 44 90 90 36	5.6 2.1 1.8 1.9 3.6 2.1

Наведені приклади переконливо показують, що кожен ландшафт володіє своїми значеннями середньої концентрації важких металів в ґрунті. Саме ці значення є тією природною нормою, до якої адаптовані місцева флора і фауна.

Отже, спроби встановити якийсь універсальний для всіх ґрунтів рівень концентрації металу, перевищення якого є сигналом забруднення, з наукових позицій неспроможні. Встановлення факту забруднення ґрунтів тим або іншим важким металом можливо лише шляхом зіставлення даних, що відносяться до площі передбачуваного забруднення, з показниками місцевого геохімічного фону.

Тож, першою і обов'язковою операцією при оцінці забруднення ґрунтового покриву має бути визначення показників, що характеризують місцевий геохімічний фон металу. Мірою інтенсивності забруднення служить коефіцієнт аномальності (Ка), рівний відношенню середнього значення концентрації металу в забрудненому ґрунті (С`) до природної норми, геохімічного фону

(Сн): Ка= С`/Сн.

На підставі проведених досліджень в різних районах лісостепової зони і обробки літературних даних пропонується наступна шкала інтенсивності забруднення важкими металами гумусового горизонту ґрунтів (табл. 1.2).

Таблиця 1.2. Шкала інтенсивності забруднення ґрунтів важкими металами

Категорії інтенсивності забруднення	Коефіцієнт аномальності Ка
Природна флуктуація вмісту металу Та окремі сигнали забруднення Слабке забруднення Помірне забруднення Сильне забруднення	<5 <1 1) 5-10 2) 1-2,0 1) 10,1-30 2) 2,1-6,0 1)>30 2)>6

Шкала побудована з урахуванням можливості використання результатів визначення металу як в сухій речовині ґрунту методом емісійної спектроскопії або нейтронно-активаційним методом, так і методами спектроскопії атомної абсорбції або полярографії в екстракціях.

Продукти техногенної емісії важких металів розповсюджуються в просторі вельми нерівномірно залежно від джерела емісії, метеорологічних умов і ін. Відповідно дуже нерівномірна акумуляція техногенних мас металів в ґрунтовому покриві. Відомо, що чим більша частина площі піддалася забрудненню, тим сильніше забруднена вся площа. З урахуванням цього припущення пропонується наступна градація забруднення ґрунтового покриву залежно від відносного розповсюдження забруднених площ (табл. 1.3).

Таблиця 1.3. Градація забруднення ґрунтового покриву залежно від відносного розповсюдження забруднених площ

Категорія розповсюдження ділянок забруднення ґрунтового покриву металами	Розповсюдження забруднення% площі району
1. Окремі сигнали забруднення	< 1
2. Обмежене розповсюдження	1-4,9
3. Широке розповсюдження	5-20
4. Дуже широке розповсюдження	>20

З метою ретельного екологічного аналізу нами розроблена система оцінки стану (на даний момент) забруднення ВМ ґрунтового покриву в координатах: інтенсивність забруднення металами-розподіл площ з різною інтенсивністю забруднення, в% від загальної площі ґрунтового покриву (табл. 1.4).

Таблиця 1.4. Категорії стану забруднення важкими металами ґрунтового покриву в межах району

Інтенсивність забруднення (Ка)	Розповсюдження забруднення загальної площі в%
	<1	1-4.9	5.0-20	>20
Слабка <5,0 <1,0 Помірна 1) 5-10,0 2) 1,0-2,0 Сильна 1) 10,1-30,0 2) 2,1-6,0 Дуже сильна 1)>30,0 2) 6,0	Н Сл Сл П	Сл Сл П С	Сл П С ДС	П С ДС ДС

Примітка: Стан забруднення металом всієї площі ґрунтового покриву в межах району. Н - природна норма, Сл - слабке забруднення, П - помірне забруднення С - сильне, ДС - дуже сильне

Розглянуті показники є статичними, оскільки характеризують стан забрудненості ґрунту металами на момент обстеження. Проте для всебічної оцінки екологічної ситуації, включаючи прогноз дії, необхідний аналіз динаміки процесу. Теоретичною основою прогнозу можуть служити, уявлення про цикли масообміну важких металів в біосфері.

Цілісність всієї біосфери і її окремих ланок аж до елементарних екосистем (ландшафтів) забезпечується циклами масообміну хімічних елементів. Одним з головних циклів металів в біосфері є біологічний круговорот - масообмін між ґрунтом і рослинністю протягом року. У таблиці 1.5 приведені узагальнені дані про маси важких металів, що залучаються до біологічного круговороту.

Таблиця 1.5. Середні значення мас важких металів, що залучаються до біологічного круговороту в поширених геохімічно-автономних ландшафтах

Назва металу	Хвойний ліс	Хвойний і листяний ліс	Широколистяний ліс	Сфагново лісове болото
Fe Mn Zn Cu Ni Co	30,4 36,4 4,6 1,2 0,3 0,07	68 81 10,2 2,7 0,68 0,17	126 151 18,9 50 1,26 0,31	150 7,5 6,3 1,2 1,36 0,23

Дані таблиці 1.5 характеризують маси важких металів, мігруючі в біологічному круговороті в умовах геохімічного фону. В умовах дії безперервної техногенної емісії метали акумулюються в ґрунті. Досягши певного рівня, що значно перевищує місцевий геохімічний фон, до якого адаптована рослинність, метали починають надавати пригноблюючу дію на продуктивність рослинності і сприяють зниженню родючості ґрунту. Отже, процес зниження ґрунтової родючості внаслідок перевантаженості їх металами супроводжується зростанням концентрації металів в ґрунті і, відповідно, збільшенням їх мас в біологічному круговороті, а потім - пригнобленням рослинності, зниженням її продуктивності і зменшенням мас металів, що залучаються до біологічного круговороту.

Щоб простежити за забрудненням ґрунтів і рослинності важкими металами з часом необхідні стаціонарні спостереження протягом не менше 4-5 років. Систематизація обмежених даних дозволяє заздалегідь намітити чотири категорії забруднення, що прогресує.

За початковий рівень концентрації металу приймається значення геохімічного фону ґрунту даного ландшафту. Збільшення середньої концентрації у верхньому горизонті ґрунту менше 10% значення природної норми (геохімічного фону) в рік за відсутності збільшення маси металу, що поступає в біологічний круговорот, можна діагностувати як стабільний стан. Помірне зростання концентрації металу в ґрунті характеризується збільшенням середньої концентрації металу від 10 до 40% геохімічного фону в рік. Це супроводжується невеликим, але виразно вираженим збільшенням маси металу, що залучається до біологічного колообігу.

При такому зростанні забруднення через 10 років у верхньому горизонті ґрунту концентрація металу зросте від 2 до 4 разів в порівнянні з початковою при рідною нормою даного ландшафту. Важливо відзначити, що в даному випадку порушення природної еколого-геохімічної рівноваги може бути відновлене самим ландшафтом за умови припинення надходження металу-забруднювача [4-6, 19-20].

При сильному зростанні забруднення екогеосистеми приріст значення середньої концентрації металу в ґрунті складає від 41 до 100% геохімічного фону в рік. В цьому випадку концентрація металу у верхньому горизонті через 10 років зросте від 5 до 10 разів в порівнянні з місцевою природною нормою, а маса металу, що поступає в біологічний круговорот значно збільшиться. При дуже високому зростанні забрудненості річний приріст середньої концентрації металу в ґрунті перевищить 100% значень місцевого геохімічного фону і. отже через 10 років значення середньої концентрації металу перевищить початкову більш ніж в 10 разів. Надлишок металу спричинить пригноблення природної рослинності, зниження її продуктивності і відповідне зменшення маси металу захоплюваної приростом в біологічний круговорот.

Приведені дані відносяться до обмеженої площі, займаної одним ландшафтом або його частиною. Для еколого-геохіміченго прогнозу розвитку подій на території фізико-географічного або адміністративного району необхідно оцінити швидкість розповсюдження забруднення по всій території даного району. Для цієї мети доцільно використовувати підходи, до яких часто звертаються в екології.

Екосистеми, що зазнають зміни на площі менше 0.5% загальної території в рік, розглядаються як стабільні. Зміни, що розповсюджуються з помірною швидкістю 1-2% в рік, призводять до повної зміни початкових екосистем протягом 50-100 років. Висока швидкість розповсюдження зміни концентрації металу-забруднювача, що охоплює 2-3% площ в рік, призводить до забруднення всієї площі району через 30-50 років. Швидше розповсюдження забруднення металом відповідає категорії дуже високої швидкості.

Комбінування показників, що характеризують динамічну рівновагу (стабільний стан) або швидкість зростання концентрації металу-забруднювача, і показників швидкості розширення площ з різним ступенем забруднення цим металом у відсотках від всієї площі району, що піддається техногенному впливу, дозволяє виділити екологічно нормальну динаміку масообміну металу і чотири типи аномальної динаміки, що обумовлено прогресуючим забрудненням (табл. 1.6).

Таблиця 1.6. Тип динаміки забруднення важкими металами ґрунтового покриву в лісовій зоні

Категорія зростання концентоації металу в ґрунті	Показники швидкості розповсюдження забруднення% площі за рік
	<0.5	1-2	2-3	>3
Стабільний стан Зростання: Помірне Швидке Дуже швидке	Н Н С С	Н С З К	Н З К Д	С К Д Д

Примітка. Типи динаміки забруднення: Н - нормальна природна динаміка. С - сповільнена; З - загрозлива; К - кризова; Д. - деструктивна

Нормальна природна динаміка обумовлена збалансованістю маси металів, що беруть участь в циклах масообміну в ландшафтах. Ні у ґрунтовому покриві, ні в інших компонентах навколишнього середовища наростаючої акумуляції металу не відбувається.

Сповільнена динаміка забруднення характеризується переважно помірним зростанням концентрації металу в ґрунті впродовж 10 років, що досягає від 2 до 5-кратного перевищення місцевого геохімічного фону. Цей рівень концентрації за тривалий час (до 100 років) може розповсюдитися на всю територію району. До цього типу динаміки забруднення відносяться ділянки із сильним, але вузьколокальним забрудненням, яке не впливає на функціонування екосистем всього району, а також дуже повільне і слабке збільшення вмісту металу в ґрунтовому покриві всього району, пов'язане з глобальними процесами.

Загрозлива динаміка забруднення виявляється або в слабкому збільшенні концентрації металу в ґрунтах (до 5 значень геохімічного фону за 10 років), яке порівняно швидко (30-50 років) розповсюджується по всій площі району, або в активнішій акумуляції металу в ґрунті (6-10 значень геохімічного фону за 10 років), які розповсюджуються площею району значно повільніше (до 100 років). Показники цього типу динаміки забруднення дають можливість завчасно і без економічних стресів планувати і здійснити заходи із вдосконалення технології підприємств-забруднювачів, а на забрудненій частині території здійснити фіторемедіацію.

Кризова динаміка забруднення відрізняється швидким зростанням концентрації металу в ґрунтовому покриві (порядка 10 значень місцевого геохімічного фону за 10 років) і розповсюдженням цього процесу на весь район впродовж десятків років, або дуже швидким розповсюдженням на всю площу ґрунтового покриву району невисоких концентрацій (до 5 значень геохімічного фону). Запобігання забрудненню цього типу вимагає швидких дій і значних фінансових витрат. Ділянки, уражені забрудненням на рівні близько 10 значень геохімічного фону, повинні бути піддані тривалій фіторемедіації.

Динаміка забруднення, що супроводжується дуже швидкою акумуляцією величезних мас металу в ґрунті і охоплює весь район за 15-25 років. Боротьба з цим типом забруднення вимагає термінових і екстраординарних заходів аж до закриття крупних промислових підприємств для їх переобладнання і вдосконалення технології. Сильнозабруднені ділянки небезпечно використовувати навіть в рекреаційних цілях.

Враховуючи те, що очищення ґрунтів від техногенних мас важких металів неможливе за допомогою інженерно-меліоративних заходів, найбільш перспективним виявляється використання фіторемедіації, хоча цей оптимальний в екологічному відношенні метод поки знаходиться в стані досвідчених розробок. Переважну більшість рослин активно поглинають важкі метали, значеня їх коефіцієнтів біологічного поглинання, як правило, перевищує 1. Здібність до гіперакумуляції металів встановлена у досить великого числа рослин як трав'янистих, так і деревинних. Головна проблема практичного застосування фіторемедіації - вибір культур рослин, що найактивніше поглинають метали з ґрунту.

Використання фіторемедіації доцільно у тих випадках, коли після виключення дії індустріального забруднювача, ґрунт забруднений важкими металами настільки сильно, що природним чином впродовж декількох років цей рівень не знизиться, і в той же час забруднення не настільки високе, що ґрунт треба вивозити, оскільки на ньому не можуть вирости рослини. Щодо описаних вище типів забруднення фіторемедіація економічно доцільна на окремих ділянках району із сповільненою динамікою забруднення, на більшій частині території із загрозливою динамікою забруднення, а також в умовах кризової динаміки забруднення після припинення дії джерела забруднення. Для ситуації з деструктивною динамікою забруднення застосування фіторемедіації можливе в комплексі з різними прийомами рекультивації [6-9].

2. Матеріали та методика досліджень

Ґрунт як депонуючий компонент міського середовища відображає тривалість і інтенсивність надходження і накопичення забруднюючих речовин. Хімічний стан ґрунтів - найбільш інтегральний показник ефективності природоохоронних заходів, що проводяться в місті.

При оцінці ступеня забруднення ґрунту як досліджувані показники були вибрані вміст свинцю (закумульованого в ґрунті протягом ряду років із-за руху автотранспорту), хлоридів (що вносяться із засобами проти ожеледиці, визначенні методом Мора), а також інтегральний показник якості ґрунтів - фітотоксичність.

2.1 Закладання розрізів, відбір зразків

Восени 2010 року (вересень) були закладені розрізи і відібрані ґрунтові зразки в різних точках міста Біла Церква.

Шість розрізів було закладено на наступних територіях:

Розріз 1	Дендропарк «Олександрія»
Розріз 2	Територія зелених насаджень в районі пам'ятника літака (льотчикам, що загинули при визволенні м. Біла Церква)
Розріз 3	Прилегла до університету територія
Розріз 4	Вул. Леваневського, РОТОК
Розріз 5	Паркова територія Торгової площі
Розріз 6	Бульвар 1-го Травня

З кожного розрізу бралися три прикопування. Зразки в розрізах відбирали на двох рівнях глибини: 0-20 см, 20 - 40 см. Потім землю пакували в мішечки з тканини. Зразок кожного розрізу досліджували за допомогою емісійно-спектрального методу для визначення вмісту в ньому свинцю.

2.2 Методика проведення досліджень за допомогою атомно-емісійного спектрального аналізу

При використанні фотопластини якісний аналіз проводять шляхом зіставлення спектру зразка із стандартними спектрами окремих елементів або із спектром заліза. Спектр заліза особливо зручний для ідентифікації, оскільки він багатий лініями у всіх областях спектру, де можуть знаходитися лінії різних елементів. Для якісного аналізу фотопластину безпосередньо проектують на атлас ліній спектру заліза, спектри суміщають по положенню якої-небудь відомої лінії і далі ідентифікують невідомі лінії, керуючись атласом. Для поєднання спектрів часто використовують лінії заліза, що містяться в спектрі зразка (оскільки при зйомці спектру другий електрод зазвичай буває виготовлений із заліза).

Вид емісійного спектру залежить від умов атомізації і збудження. Як вже було сказано, дуговий спектр складається в основному з атомних ліній, а іскристий - з іонних. Необхідна умова ідентифікації - точний збіг положення лінії. При цьому для надійної ідентифікації елементу необхідний збіг не однієї, а декількох ліній. В першу чергу слід шукати найбільш інтенсивні лінії елементів, обумовлені випромінюванням нейтральних атомів унаслідок переходу електронів з першого збудженого стану в основний. Такі лінії називаються «останніми», оскільки при зменшенні концентрації елементу (або послідовному ослабленні випромінювання за допомогою ступінчастого нейтрального світлофільтру) вони зникають в останню чергу.

З використанням плазмових атомізаторов також можливий якісний аналіз на метали і ті неметали, енергії збудження яких лежать в УФ-видимій області. При цьому для ідентифікації також використовують найбільш інтенсивні лінії.

Для кількісного аналізу методом атомно-емісійної спектроскопії як джерело збудження переважно використовують плазму, як дуговий або іскровий розряд. Найбільш поширене плазмове джерело (ІЗП) характеризується високою стабільністю, низьким рівнем шумів і малою величиною фонового сигналу. Впливи, що заважають, з боку матеріалів атомізатора - від електродів в дуговому, іскристому розрядах або при використанні плазми постійного струму - відсутні.

Всі методи атомно-емісійної спектроскопії є відносними, тобто вимагають градуювання з використанням відповідних стандартів. У разі ІЗП, де діапазон лінійності градуювальної залежності складає декілька порядків величин концентрації, градуювання дуже просте. Для цього часто достатньо лише зміряти сигнали одного єдиного стандарту і фону. Реєстрація сигналу здійснюється за допомогою ФЕУ. Час реєстрації складає декілька секунд, якщо реєструють весь пік, і декілька мілісекунд - при вимірюванні в області його максимуму.

Кількісний атомно-емісійний аналіз заснований на емпіричній залежності між інтенсивністю спектральної лінії обумовленого елемента та концентрацією його в пробі.

Інтенсивність спектральних ліній елемента відразу ж після включення дуги або іскри сильно коливається. Час, необхідний для досягнення рівноваги фізико-хімічних процесів на електродах, визначають експериментальним шляхом за допомогою кривих випалювання або обіскрювання. Для цього включають дугу або іскру і через кожні 5 - 10 с переміщають касету спектрографа з фотографічною пластинкою. Після її проявлення за результатами фотометрування спектрограми будують криві випалювання або обіскрювання, відкладаючи на осі ординат почорніння ліній п'яти вибраних елементів, а на осі абсцис - тривалість горіння дуги чи іскри в секундах.

Інтенсивність спектральних ліній елементів, що мають невелику спорідненість з киснем, чи таких, що схильні до карбідоутворення, у процесі обіскрювання зростає. Тому для одержання правильних результатів аналізу у випадку зйомки спектрів металів і сплавів необхідно перед експонуванням проводити попереднє обіскрювання або випалювання із закритою щілиною спектрографа. Оскільки умови порушення спектральних ліній можуть змінюватися в кожному досліді через коливання напруги в мережі або зміни стану поверхні електродів у процесі експозиції, то вимірювання абсолютної інтенсивності спектральних ліній не може бути основою для кількісного аналізу.

У більшості випадків у кількісному спектральному аналізі використовують прийом, який ґрунтується на вимірюванні відносної інтенсивності, тобто на відношенні інтенсивності спектральних ліній досліджуваного елемента I₁ та елемента порівняння I₂, що утворюють аналітичну пару ліній. Лінія вибраного елемента повинна бути концентраційно чутлива, на лінії аналітичної пари не повинні накладатися лінії інших елементів, що містяться у пробі. Обидві лінії аналітичної пари повинні бути гомологічними, тобто належати або збудженим атомам, або іонам, мати близькі потенціали порушення і знаходитися поблизу в одній спектральній ділянці. Як лінію порівняння звичайно використовують слабку лінію елемента основи аналізованого металу, який не реагує на коливання його вмісту в пробі. Для аналізу гірських порід, промислових розчинів використовують лінію точної кількості елемента, який вводиться спеціально в усі проби. але не міститься в аналізованому матеріалі (внутрішній стандарт).

2.3 Методика проведення вегетаційного досліду

Під час проведення вегетаційного досліду використовували 6 пластмасових стаканчиків і 6 чашок Петрі (2 варіанти). Далі ґрунт укладали в посуд, заздалегідь подрібнивши його. Кожен розріз в окрему тару, потім нумерували стаканчики.

Насіння вівса замочували у воді і через декілька днів приступили до посіву (рис. 2.1). У чашки Петрі засівали по 10 насінин в кожну, в пластмасові стаканчики - по 5 в кожен. Раз на три дні насіння поливали дистильованою водою кімнатної температури. Через 2 дні з'явилися перші сходи, які потім стали рости з великою швидкістю. Виміри паростків проводили один раз в 1-3 дні.

Рис. 2.1. Проросле насіння вівса

По закінченню 17 днів паростки вівса були зрізані, їх середня висота в кожному розрізі була зміряна, а біомаса зважена.

3. Власні дослідження

3.1. Екологічна характеристика ґрунтів міста Біла Церква

При формуванні ґрунтів урбанізованих територій часто використовують класифікацію міських ґрунтів, запропоновану Строгановою [17]:

1. Природно антропогенно-перетворені ґрунти, що піддалися перетворенню на глибину до 50 см і що зберегли непорушену верхню частину профілю, - це урбоґрунти. Нижні частини їх профілів відповідають типу дерново-підзолистих (на вододільних ділянках) або алювіальних ґрунтів (у заплавах річок).

2. Антропогенні глибоко перетворені ґрунти, найбільш поширені на території округи, формуються за рахунок урбанізації на культурному шарі або на сипаних, намивних і перемішаних ґрунтах. Глибина перетворення профілю перевищує 50 см. Підрозділяються на 2 підтипи ґрунтів: фізично перетворені, в яких відбулася фізико-механічна перебудова ґрунтів, і хімічно перетворені, в яких відбулися значні хімогенні зміни властивостей і будови профілю за рахунок інтенсивного хімічного забруднення. Ґрунти з першого підтипу (власне урбаноземи) займають пустирі, зарослі, звалища; ґрунти другого підтипу (індустриземи) поширені в районах промислових підприємств, поблизу крупних автомобільних і залізничнх доріг.

3. Штучно створені поверхнево-гумусовані ґрунтоподібні утворення, що відрізняються малим віком, відносяться до типу урботехноземів і зустрічаються на тих же ділянках, що і попередній тип ґрунтів.

Природний ґрунтовий покрив на більшій частині території знищений. Згідно з класифікацією міських ґрунтів, ґрунти міста можна віднести до 3-го класу за ступенем вираженої антропогенної і техногенної дії на них.

Формування і розвиток міських ґрунтів мають особливості, що накладають відбиток на вміст і форми знаходження в них важких металів; до них відносяться:

Ерозія або видалення рослинного покриву і верхнього гумусового горизонту^. Це призводить до зниження стійкості ґрунтів по відношенню до забруднення важкими металами. Такі явища спостерігаються на будмайданчиках, звалищах, на узбіччях доріг. З ними також пов'язано ущільнення ґрунтів, що утрудняє природне відновлення і розвиток рослинності.

Привіз і насипання ґрунту. Властивості ґрунту в цьому випадку визначатимуться властивостями привезеного ґрунту.

Використання піску і солі для боротьби з ожеледицею. Це призводить до помітного засолення і полегшення гранулометричного складу верхнього шару тих ґрунтів, що знаходяться не тільки поблизу доріг, але і на значній від них відстані.

Щорічне відчуження рослинного опаду восени. В результаті з біологічного круговороту виключаються багато хімічних елементів, зменшується вміст органічної речовини в ґрунті.

Міські ґрунти мають ряд характерних особливостей, що відрізняють їх від зональних ґрунтів природних ландшафтів. Відмінності перш за все стосуються великого розкиду величин хімічних показників. Вцілому для підвищених ґрунтів характерні підвищений вміст органічного вуглецю, високі значення рН. Переважають ґрунти з нейтральною і слаболужною реакцією, я вважаю, що це пов'язано з випаданням пилу, що містить карбонати кальцію і магнію. Вміст органічних сполук різноманітний і залежить від збагачення перегноєм того субстрату, з якого вони утворилися, а також від застосування добрив, компостів тощо. Дуже часто спостерігається великий вміст органічного вуглецю в пробах ґрунтів, відібраних поблизу доріг. Це пов'язано із забрудненням їх сажею або нафтопродуктами, автотранспортом і не відображає вміст в ґрунті власне гумусу.

Більшість проб має легкий (супіщаний або легкосуглинистый) гранулометричний склад. У ґрунтах переважають поклади піску і крупного і середнього пилу. Це пов'язано як з особливостями ґрунтоутворюючих порід так і з розсипом великої кількості піску для боротьби з ожеледдю, який потім, в результаті роботи збиральних машин і діяльності вітру, виявляється на прилеглих до доріг ділянках землі.

3.2 Забруднення ґрунтів міста свинцем та хлоридами

При дослідженні зразків ґрунту за допомогою емісійного-спектрального методу для визначення вмісту в ньому свинцю, нами було встановлено вміст свинцю в наступних розрізах (табл. 3.1):

Таблиця 3.1. Вміст свинцю у розрізах ґрунту на території м. Біла Церква

№ розрізу	Розташування розрізів	Вміст свинцю у зразках, мг/кг
1	Дендропарк «Олександрія»	6
2	Територія зелених насаджень в районі пам'ятника літака (льотчикам, що загинули при визволенні м. Біла Церква)	84
3	Прилегла до університету територія	8
4	Вул. Леваневського, РОТОК	58
5	Паркова територія Торгової площі	32
6	Бульвар 1-го Травня	46

За ГДК - гранично допустиму концентрацію - було прийнято 32 мг/кг.

Отже, за основними хімічними показниками зразки ґрунту на території району «Леваневського» помітно відрізняються від своїх аналогів в даній природній зоні - дерново-підзолистих ґрунтів, а також для них характерний зсув показника рН у витяжках в лужну сторону (до 8,6).

В результаті виконаних вимірювань можуть бути виділені 2 зони з максимальним вмістом свинцю - поблизу пам'ятника літака і м-в Леваневського, в цих зонах вміст свинцю досягає 58-84 мг/кг ґрунту, що відповідає дуже високому ступеню забруднення. На решті території району вміст свинцю підвищений і відповідає 1,0-1,5 ГДК.

Негативний вплив на стан ґрунту в місті робить використання повареної й інших солей для боротьби з ожеледдю в зимовий період і витоки високомінералізованих технологічних розчинів. Це призводить до зростання кількості фітотоксичних сполук у складі ґрунтів. Відомо, що хлориди натрію і кальцію руйнівно діють на ґрунтові колоїди і викликають при визначених концентраціях загибель рослин. У талій сніговій воді великого промислового міста може міститися хлору-іона в 150 разів більше, ніж у природній річковій воді.

Аналогічні наслідки може мати використання стічних вод з високим солевмістом для поливу зелених насаджень. Тому гранична величина мінералізації води, використовуваної для поливу, не повинна перевищувати 2-3 г./дмі, а концентрація бікарбонату натрію у воді - 2,5 мг*экв/дмі.

За даними наших досліджень вміст легкорозчинних солей - хлоридів - змінюється від 0,05 до 0,55 мг/екв і на всій території району відповідає фоновому рівню для даної ґрунтової зони.

3.3 Вегетаційний дослід і його результати

Найбільш показовим виявився фітотест - на схожість насіння в зразках ґрунту. Якнайкраща схожість була отримана в зелених зонах району - скверах і ділянках приватних будинків, а якнайгірша - поблизу пам'ятника літака і м-в Леваневського (табл. 3.2).

Таблиця 3.2. Схожість вівса у зразках ґрунту на території м. Біла Церква

Варіант досліду	11.03	12.03	14.03	16.03	20.03	28.03
Стакани
Розріз 1	__	2 шт. -1 мм	5 шт.- 3 см(ср)	8 см-ср	=>	15,1 (см)
Розріз 2	__	__	__	2 см (ср)	=>	5,2 (см)
Розріз 3	3 шт. - 2,5 см	=>	5 шт.-8,5 см	15 см(ср)	=>	20,9 (см)
Розріз 4	__	__	5 шт. по1,5 см	7 см (ср)	=>	14,1 (см)
Розріз 5	__	3 шт.-1 мм	4 шт.-3,2 см(ср)	4 шт. 9,7 (ср)	=>	16,9 (см)
Розріз 6	1 шт. - 0,5 см	=>	4 шт. 4 см (ср)	4 шт. - 10 см	=>	15,6 (см)
Чашки
Розріз 1	__	__	6 шт.-2,5 см	9 шт.-1,2 см(ср)	9 шт.-1,5 см	=>
Розріз 2	__	__	5 шт.-0,5 см	7 шт.-0,7 см(ср)	7 шт.-0,8 см	=>
Розріз 3	__	__	3 шт.-0,5 см	9 шт. -1 см(ср)	9 шт.-1,4 см	=>
Розріз4	__	__	3 шт.-1,5 см	3 шт.-0,8 см (ср)	3 шт.-1 см	=>
Розріз5	__	__	8 шт.-0,5 см	10 шт.-1 см(ср)	10 шт.-1,2 см	=>
Розріз6	__	__	2 шт.-0,5 см	4 шт.-0,5 см(ср)	4 шт. - 0,7 см	=>

По закінченню 17 днів паростки вівса були зрізані, їх середня висота в кожному розрізі була заміряна, а біомаса зважена (табл. 3.3).

За допомогою фітотесту (рис. 3.1) (схожості насіння вівса) виділені зони для сприятливого зростання рослинності і зони пригноблення. Дані зі сходження насіння і нарощування зеленої маси в перебігу 2-х тижнів, знаходяться в протифазі з даними за вмістом свинцю.

Таблиця 3.3. Сходження вівса у зразках ґрунту на території м. Біла Церква

№ Розрізу	Місцеположення розрізів	Висота ср. см	Свинець. мг/кг	Біомаса вівса (г)	Інтервал зростання (мах-min) см
1	Дендропарк «Олександрія»	15,1	6	20,3	11,0-18,5
2	Територія зелених насаджень в районі пам'ятника літака	5,2	84	0.17	9-2
3	Прилегла до університету територія	20,9	8	2,23	23-18,5
4	Вул. Леваневського, РОТОК	14,1	32	2,07	17,5-19,0
5	Паркова територія Торгової площі	16,9	58	2,03	18,0-15,5
6	Бульвар 1-го Травня	15,6	46	1,96	20-11

Максимальне перевищення ГДК за вмістом свинцю в 2,5 рази на території житлової зони (в районі пам'ятника літака). Це розріз №2. Ця зона знаходиться в 10 метрах від дороги. Вміст свинцю тут складає 84 г./кг. Максимальне забруднення ґрунту посилюється тут на мій погляд за рахунок перенесення повітряними масами за розою вітрів. У зв'язку з цим спостерігається мінімальна висота паростків. Максимальний приріст біомаси спостерігається на контрольному варіанті: прилегла до університету територія. Вміст свинцю тут складає 8 мг/кг, а середня висота вівса більше 20 см. Хоч ця зона і знаходиться в 20 метрах від дороги, але малий вміст свинцю тут через ряд чинників. А також зона Дендропарку «Олександрія», тут вміст свинцю менше 6 мг/кг, але приріст біомаси менше, ніж із розрізу №3. Ця зона має вигідне географічне положення, оскільки вона знаходиться на більшій відстані від дороги, і так само оточена зеленими насадженнями.



Рис. 3.1. Пророщування вівса у зразках ґрунту

При порівнянні 2-х контрольних розрізів (№2 і №3) приріст біомаси зменшився в 3 рази. Високий вміст свинцю також міститься в ґрунтах, розрізи яких знаходяться в зоні присадибних ділянок і житлових масивів. Це розрізи 4 і 5, а також до них можна віднести розріз №6, із вмістом свинцю 58, 32, 46 мг/кг відповідно. Але розріз №5 виявився як би нейтральний (оскільки ГДК-32 мг/кг). З 6 зон видно, що 2 розрізи з низьким вмістом свинцю, 3 з високим і 1 з нейтральним.

Висновки

В результаті проведених досліджень нами було встановлено:

1. Ґрунти міста Біла Церква відносять до 3-го класу за ступенем вираженої антропогенної і техногенної дії. Оскільки часто зустрічаються штучно створені поверхнево-гумусовані ґрунтоподібні утворення, що відрізняються малим віком і відносяться до типу урботехноземів, які займають пустирі, зарослі, звалища, а також поширені в районах промислових підприємств, поблизу крупних автомобільних і залізничних доріг.

2. Більшість проб має легкий (супіщаний або легкосуглинистый) гранулометричний склад. У ґрунтах переважають поклади піску, крупного і середнього пилу. Це пов'язано як з особливостями ґрунтоутворюючих порід так і з розсипанням великої кількості піску для боротьби з ожеледдю, який потім, в результаті роботи збиральних машин і діяльності вітру, виявляється на прилеглих до доріг ділянках.

3. В результаті дослідження вмісту свинцю у пробах ґрунту можуть бути виділені 2 зони з максимальним його вмістом - поблизу пам'ятника літака і Роток, в цих зонах вміст свинцю досягає 58-84 мг/кг ґрунту, що відповідає дуже високому ступеню забруднення. На решті території району вміст свинцю підвищений і відповідає 1,0-1,5 ГДК.

4. За даними наших досліджень вміст легкорозчинних солей - хлоридів - змінюється від 0,05 до 0,55 мг/екв і на всій території району відповідає фоновому рівню для даної ґрунтової зони.

5. За результатами фітотесту було встановлено, що найкраща схожість насіння вівса спостерігається у зразках ґрунту території прилеглої до університету та дендропарку «Олександрія», а найгірша - в районі пам'ятника літака і по вул. Леваневського (Роток).

6. Дані зі сходження насіння і нарощування зеленої маси в перебігу 2-х тижнів, знаходяться в протифазі з даними за вмістом свинцю.

Пропозиції

З метою збереження і відтворення, а також поліпшення екологічного стану ґрунтів міста доцільно було б запропонувати:

· здійснення комплексу заходів, які сприятимуть локалізації забруднюючих речовин і підвищенню родючості ґрунтів;

· впровадження перспективних фітомеліоративних заходів для оптимізації стану міського довкілля;

· зонування міських територій на основі специфічних умов та екологічного стану різних міських територій.

^{Список використаної літератури}