розділ 2.4.4). Згідно значенням F2, в грунтах СПЛ збільшується
Рис. 4.9 Графік коефіцієнтів факторних навантажень перших трьох факторів, що визначають забруднення грунтів промислово-складських міських ландшафтів.
Рис. 4.10 Графік коефіцієнтів факторних навантажень перших трьох факторів, що визначають забруднення грунтів садово-паркових міських ландшафтів.
вміст Hg(0,83); Pb(0,63) і знову Zn(0,69). Це обумовлюється, на наш погляд, переважаючою (для Pb та Hg), або значною (для Zn) роллю бокового надходження до СПЛ забруднених повітряних мас від А-ТРЛ, які межують із СПЛ, або перетинають їх. Згідно значенням F3, в грунтах СПЛ зростає вміст Mn(0,72) та SO42- (0,85). Наймовірніше це пов'язано із закисленням атмосферних опадів та відповідними змінами в потенціалформуючих системах грунтових розчинів. Згідно значенням F4, в грунтах СПЛ збільшується вміст F-(0,9) та знову Pb(0,46) і Zn(0,37). Можливе пояснення - вплив гранулометричного складу та підвищеного вмісту органічної речовини в грунтах СПЛ на акумуляцію забруднювачів бокового надходження, зокрема, через посилення хемосорбції.
АГРОСЕЛИТЕБНІ ТА МІСЬКІ АГРОЛАНДШАФТИ (АСТЛ, АГЛ - рис. 4.11). Агроселитебні та міські агроландшафти мають багато спільного у формуванні стану забруднення грунтів. Значення F1 відбивають зростання концентрацій в грунтах Pb (0,87 для АСТЛ+АГЛ та 0,83 для АГЛ); Zn (0,8 та 0,74); Cu (0,66 та 0,8); Ni(0,59 та 0,45), в деякій мірі (тенденція) - Mn(0,41 та 0,22) та Cd (0,33 та 0,22). Це результат забруднення АСТЛ+АГЛ пірогенними викидами, що мігрують до АСТЛ+АГЛ від ТРЛ, ПРЛ, ПСКЛ, СТЛ [6, 236]. Згідно значенням F2, в грунтах АСТЛ+АГЛ збільшується лужність [pH(0,86 та 0,87)], вміст Cd(0,83 та 0,9); Mn(0,64 та 0,59); Zn(0,39 та 0,46); Ni(0,37 та 0,41), зменшується вміст Hg(-0,63 та -0,73). Приймаючи до уваги складність та досить сильний вплив причин, що відбиваються значеннями F2, цей чинник можна інтерпретувати, як комплексну дію на грунти АСТЛ+АГЛ різноманітних меліорацій із переважанням заходів, спрямованих на посилення аерованості грунтів та формування в них окислювально-відновлювальної обстановки (осушування), підвищення вмісту глинистих часточок (землювання), зниження кислотності (вапнування). Значення факторних навантажень за F3 та F4 свідчать про внесення в грунти АСТЛ+АГЛ добрив та отрутохімікатів різних хімічних складів.
Рис. 4.11 Графік коефіцієнтів факторних навантажень перших трьох факторів, що визначають забруднення грунтів агроселитебних та міських агроландшафтів.
Тенденція до збільшення вмісту Zn(0,33 - F4 для АГЛ) може обумовлюватися внесенням оргдобрив, Pb(0,31 - F3 для АГЛ) - фосфорних добрив та вапна [73, 236, 372] Зростання концентрацій F-(0,74 - F4 для АГЛ) та Mn(0,63 - F4 для АГЛ) викликається внесенням фосфорних добрив. Вміст SO42-(0,82 для АСТЛ та 0,9 для АГЛ по F4), що входить до складу сульфату амонію збільшується в грунтах при внесені азотних добрив, а тенденція до збільшення концентрації в грунтах Hg(0,38 - F3; 0,39 - F4 для АГЛ) спричиняється внесенням в агроландшафти отрутохімікатів різного призначення [Там же]. Водночас внесення добрив може збільшувати міграційну здатність деяких ВМ, що зменшує їх концентрацію в грунтах. Зокрема, азотні і оргдобрива таким чином [116, 254] впливають на Ni(-0,5 та -0,31 по F4 для АСТЛ+АГЛ і АГЛ відповідно).
4.2 Порівняльний аналіз забруднення
міських ландшафтів Кривого Рога і Тернополя
Статистичні методи аналізу геохімічних даних були застосовані також для порівняння атмосферного забруднення в містах Кривому Розі та Тернополі. Фактичні дані було отримано шляхом відбору проб рослин-біогеохімічних індикаторів - кори тополі чорної та епіфітних лишайників в 210-ти пунктах м.Тернополя та 360-ти центральної частини Кривого Рогу. У відібраних зразках рослин визначався вміст Fe, Mn, Zn, Cu, Pb, Ni, Cr, Co, а потім за допомогою регресійних рівнянь, наведених в табл. 3.2 - 3.3, обраховувався середній багаторічний вміст металів в повітрі. Оцінка атмосферного забруднення кобальтом та хромом проводилася лише для Кривого Рогу і виражалася в одиницях вмісту металу в одиниці біоматеріалу (оскільки для цих металів регресійні рівняння не обраховувалися). Дані по вмісту ВМ в приземному шарі повітря групувалися по типам міських ландшафтів, а також по типам фізико-географічних
місцевостей Кривого Рога і Тернополя 1).
Крім того, дані по вмісту важких металів в приземному шарі повітря селитебних міських ландшафтів Кривого Рога групувалися по типам СТЛ, котрі знаходяться в зоні безпосереднього впливу викидів Криворізького металургійного комбінату ( СТЛКМК+ ) та поза межами цього впливу (СТЛКМК-). Ширина та конфігурація зони безпосереднього впливу Криворізького меткомбінату (КМК) оцінювалась згідно [136].
Для всіх вказаних груп визначались середні по групам вмісти важких металів в приземному шарі повітря, а також 95 % довірчі інтервали значень, за якими і порівнювалися між собою міські ландшафти Кривого Рога та Тернополя. У випадку, коли довірчі інтервали не мають спільних значень (тобто на рис. 4.12 ? 4.19 по вертикалі не перетинаються один з одним), вважається, що відміни порівнюваних груп даних про забруднення повітря важкими металами є достеменними. Коли ж спостерігається більш-менш помітне перекриття довірчих інтервалів, мова може йти лише про прояв більш-менш чітких тенденцій у відмінах атмосферного забруднення відповідних типологічних виділів міських ландшафтів.
ЗАЛІЗО (рис. 4.12). Перевищення вмісту заліза в приземному шарі повітря основних типів міських ландшафтів Кривого Рога над концентраціями металу в повітрі відповідних міських ландшафтів Тернополя виявляється чітко. Це пояснюється спеціалізацією Кривого Рога, як найбільшого на Україні центра чорної металургії. Надходження Fe в атмосферу міста в самих різноман