CC BY
167
4. Baktybaeva Z.B., Yamalov S.M., Suyundukov Ya.T. Effect of heavy metal pollution on plant communities of the Tanalyk River, the Bashkir Transural Region. Russian Journal of Ecology. 2011; 42(5): 378-81.
5. Valeev T.K., Suleymanov R.A., Egorova N.N., Daukaev R.A., Rahmatul-lin N.R., Allayarova G.R. Materials ecological and hygienic quality research of water bodies in the territories of the mining district. Voda: khimiya i ekologiya. 2015; (3): 30-3. (in Russian)
6. Abdrakhmanov R.F., Popov V.G. Geochemistry and Formation of Underground Waters of the Southern Urals [Geokhimiya i formirovanie podzemnykh vod Yuzhnogo Urala]. Ufa: Gilem; 2010. (in Russian)
7. Papina T.S. Transport and Distribution Characteristics of Heavy Metals in the Series: Water - Suspended Matter - Sediments of River Ecosystems: Analytical Review. [Transport i osobennosti raspredeleniya ty-azhelykh metallov v ryadu: voda — vzveshennoe veshchestvo — donnye otlozheniya rechnykh ekosistem: Analiticheskiy obzor]. Novosibirsk: GPNTB SO RAN; IVEP SO RAN; 2001. (in Russian)
8. Gyu H. Techniques of Water-Resources Investigations of the United States Geological Survey. Chapter Cl. Laboratory theory and methods for sediments analysis. Washington; 1969.
9. Horowitz A.J. A Primer on Trace Metal-Sediment Chemistry. Alexandria: United States Geological Water Supply; 1985.
10. Perevoznikov M.A., Bogdanova E.A. Heavy Metals in Freshwater Ecosystems [Tyazhelye metally v presnovodnykh ekosistemakh]. St.Petersburg: GosNIORKh; 1999. (in Russian)
11. Prasad M.N., Kenneth S. Sajwan, Ravi Naidu, eds. Trace Elements in the Environment: Biogeochemistry, Biotechnology, and Bioremediation. Boca Raton, London, New York: CRC Press, Taylor & Fransis Group; 2005.
12. Paran'ko N.M., Belitskaya E.N., Zemlyakova T.D., Shmatkov G.G., Rublevskaya N.I., Chub L.E. et al. Role of heavy metals in the occurrence of reproductive disorders. Gigiena i sanitariya. 2002; (1): 28-30. (in Russian)
13. Gichev Yu.P. Environmental Pollution and Ecological Conditionality of Human Pathology: Analytical Review [Zagryaznenie okruzhayushchey sredy i ekologicheskaya obuslovlennost' patologii cheloveka: Analiticheskiy obzor]. Novosibirsk: GPNTB SO RAN; 2003. (in Russian)
14. Kozhin A.A., Vladimirskiy B.M. Microelementoses in human pathology environmental etiology. Ekologiya cheloveka. 2013; (9): 56-64. (in Russian)
15. Rybkin V.S., Bogdanov A.N., Chuykov Yu.S., Teplaya G.A. Heavy metals as a factor of potential environment-related diseases in the Astrakhan region. Gigiena i sanitariya. 2014; 93(2): 27-31. (in Russian)
16. Teregulova Z.S., Belan L.N., Askarov R.A., Teregulova Z.F., Altynbaeva A.I. Features environmental pollution and morbidity in the mining region of the Republic of Bashkortostan. Meditsinskiy vestnik Bashkortostana. 2009; (6): 20-5. (in Russian)
17. Baktybaeva Z.B., Suyundukov Ya.T., Yamalov S.M., Yunusbaev U.B. Heavy Metals Pollution of the River Ecosystem Tanaluk, Communities of Aquatic Macrophytes and their Possible Use for Biological Treatment [Zagryaznenie tyazhelymi metallami ekosistemy reki Tanalyk, soob-shchestva vodnykh makrofitov i vozmozhnosti ikh ispol'zovaniya dlya biologicheskoy ochistki]. Ufa: Gilem; 2011. (in Russian)
18. Baktybaeva Z.B., Yamalov S.M., Kulagin A.A. Analysis of heavy metals migratory flows in the river ecosystems of Bashkir Zauralye. Izvestiya Samarskogo nauchnogo tsentraRossiyskoy akademii nauk. 2015; 17(6): 45-50. (in Russian)
Hygiene & Sanitation (Russian Journal). 2016; 95(9)
_DOI: http://dx.doi.org/10.1882/0016-9900-2016-9-827-837
Original article
19. Nikanorov A.M., Stradomskaya A.G. Chronic pollution of freshwater sites according to the accumulation of pesticides, oil and other toxic substances in the sediments. Vodnye resursy. 2007; (3): 337-44. (in Russian)
20. Alina Kabata-Pendias, Henryk Pendias. Trace Elements in Soils and Plants. Boca Raton; 1984.
21. Bazarova B.B. The content of chemical elements in Elodea canadensis Michx. in the water bodies of Transbaikal. Voda: khimiya i ekologiya. 2015; (7): 43-51. (in Russian)
22. Perel'man A.I. Geochemistry [Geokhimiya]. Moscow: Vysshaya shkola; 1989. (in Russian)
23. Linnik P.N., Nabivanets B.I. Forms Migration of Metals in Fresh Surface Water [Formy migratsii metallov v presnykh poverkhnostnykh vodakh]. Leningrad: Gidrometeoizdat; 1986. (in Russian)
24. Moore J.W., Ramamoorthy S. Heavy Metals in Natural Waters: Applied Monitoring and Impact Assessment. New York: Springer Verlag; 1984.
25. Kurilenko V.V., Osmolovskaya N.G. Bioindicative role of higher plants in the diagnosis of contamination of aquatic ecosystems on the example of small water bodies in St. Petersburg. Vodnye resursy. 2007; (6): 75764. (in Russian)
26. Brekhovskikh V.F., Volkova Z.V., Savenko A.V. Higher aquatic vegetation and accumulation processes in the delta Volga. Aridnye ekosistemy. 2009; 15(39): 34-45. (in Russian)
27. Davydova O.A., Klimov E.S., Vaganova E.S., Vaganov A.S. Influence of Physical and Chemical Factors on the Content of Heavy Metals in Aquatic Ecosystems [Vliyanie fiziko-khimicheskikh faktorov na soderzhanie ty-azhelykh metallov v vodnykh ekosistemakh]. Ul'yanovsk: UlGTU; 2014. (in Russian)
28. Moore J.M. Inorganic Contaminants of Surface Water: Research and Monitoring Priorities. New York: Springer-Verlag; 1991.
29. Meade R.H., ed. Contaminants in the Mississippi River, 1987—1992. Denver; 1996.
30. Loska K., Cebula J., Pelczar J., Wiechula D., Kwapilinski J. Use of enrichment and contamination factors together with geoaccumulation indexes to evaluate the content of Cd, Cu, and Ni in the Rybnik water reservoir in Poland. Water Air Soil Pollut. 1997; 93: 347-65.
31. Apodaca L.E., Driver N.E., Bails J.B. Occurrence, transport, and fate of trace elements, Blue River basin, Summit County, Colorado: An integrated approach. Environmental Geology. 2000; 39(8): 901-13.
32. Demirezen D., Aksoy A. Accumulation of heavy metals in Typha angus-tifolia (L) and Potamogeton pectinatus (L) living in Sultan Marsh (Kay-seri, Turkey). Chemosphere. 2004; 56: 685-96.
33. Matache M.L., Marin C., Rozylowicz L., Tudorache A. Plants accumulating heavy metals in the Danube River wetlands. J. Environ. Health Sci. Eng. 2013; 11(1): 39.
34. Suleymanov R.A., Valeev T.K., Rakhmatullin N.R., Baktybaeva Z.B., Stepanov E.G., Akmalova R.R. et al. The System of Sanitary Measures for Security of Water Supply in Rural Areas. Guidelines [Sistema gi-gienicheskikh meropriyatiy po bezopasnosti vodosnabzheniya sel'skogo naseleniya. Metodicheskie rekomendatsii]. Ufa: Upravlenie Federal'noy sluzhby po nadzoru v sfere zashchity prav potrebiteley i blagopoluchiya cheloveka po Respublike Bashkortostan; 2015. (in Russian)
Поступила 17.02.16 Принята к печати 14.04.2016
0 КОЛЛЕКТИВ АВТОРОВ, 2016 УДК 614.77:547.53(1-21)
Шамилишвили Г.А.1, Абакумов Е.В.1, Габов Д.Н.2, Алексеев И.И.1
ОСОБЕННОСТИ ФРАКЦИОННОГО СОСТАВА ПОЛИЦИКЛИЧЕСКИХ АРОМАТИЧЕСКИХ УГЛЕВОДОРОДОВ И ПОЛИЭЛЕМЕНТНОГО ЗАГРЯЗНЕНИЯ ПОЧВ УРБАНИЗИРОВАННЫХ ТЕРРИТОРИЙ И ИХ ГИГИЕНИЧЕСКАЯ ХАРАКТЕРИСТИКА (НА ПРИМЕРЕ ПОЧВ ФУНКЦИОНАЛЬНЫХ ЗОН САНКТ-ПЕТЕРБУРГА)
1 ФГБОУ ВО «Санкт-Петербургский государственный университет», 199178, Санкт-Петербург;
2 ФГБУН «Институт биологии» Коми научного центра Уральского отделения РАН, 167982, Сыктывкар
Изучен количественный и фракционный состав полициклических ароматическихуглеводородов (ПАУ) в городских почвах на примере почв рекреационных, селитебных и производственных зон трех районов Санкт-Петербурга. Проведена оценка уровней загрязнения почв тяжелыми металлами и металлоидами первого и второго класса токсикологической опасности. Суммарное содержание ПАУ в почвах исследуемых участков в большинстве случаев превышает международные нормативы качества почв (1 мг/кг) по данному показателю и изменяется в диапазоне от 0,67 до 17,45 мг/кг. Содержание бенз[а]пирена в большинстве проб многократно превышает ПДК для почв. Рассчитанные значения бенз[а]пирен-эквивалентов ПАУ характеризуют высокую канцерогенную опасность для здоровья населения, связанную с загрязнением почв ПАУ. Среднее содержание ПАУ в почве достоверно различается между типами функциональных зон, а также в целом по городу. Выявлено наличие высокой
дигиена и санитария. 2016; 95(9)
DOI: http://dx.doi.org/10.1882/0016-9900-2016-9-827-837_
Оригинальная статья
положительной корреляции между содержаниями органического углерода почв и ПАУ. Рассчитанные значения суммарного показателя загрязнения почв тяжелыми металлами и металлоидами характеризуются высокими значениями (47,28-121,14), что соответствует опасной категории загрязнения (32 < Zc < 128).
Ключевые слова: полициклические ароматические углеводороды (ПАУ) в почвах; тяжелые металлы и металлоиды в почвах; почвы населенных мест; оценка уровней химического загрязнения почв и опасности здоровью населения.
Для цитирования: Шамилишвили Г.А., Абакумов Е.В., Габов Д.Н. Особенности фракционного состава полициклических ароматических углеводородов и полиэлементного загрязнения почв урбанизированных территорий и их гигиеническая характеристика (на примере почв функциональных зон Санкт-Петербурга). Гигиена и санитария. 2016; 95(9): 827-837. DOI: http://dx.doi.org/10.18821/0016-9900-2016-95-9-827-837
Shamilishvili G.A.1, Abakumov E. V.1, Gabov D.N.2, Alekseev I.I.1
FEATURES OF FRACTIONAL COMPOSITION OF POLYCYCLIC AROMATIC HYDROCARBONS
AND MULTIELEMENT CONTAMINATION OF SOILS OF URBAN TERRITORIES AND THEIR HYGIENIC
CHARACTERISTICS (ON THE EXAMPLE OF SOILS OF FUNCTIONAL ZONES OF SAINT-PETERSBURG)
'Saint Petersburg State University, Saint Petersburg, 199178, Russian Federation;
2Komi Biological Institute of the Scientific Center of the Ural branch of the Russian Academy of Sciences, Syktyvkar, 167982, Russian Federation.
This study is devoted to the investigation of quantitative and qualitative composition and distribution of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in urban soils on the example of recreational, residential and industrial areas of Saint-Petersburg (Russia). The evaluation of soil contamination levels with heavy metals and metalloids of the first and second classes of hazard is given as well. Total PAH content in soils of the studied area in most cases exceeds international soil quality guideline values (1 mg/kg), varying from 0.67 to 17.45 mg/kg. In most samples benzo[a] pyrene concentrations were found to be higher than MPC for this substance in soil. Calculated BaP-equivalents of PAHs indicate to the high carcinogenic risk for health, associated with soil contamination. Mean PAH concentrations in soil differ authentically between various types of functional zones and in the whole of the city. The significant positive correlation between soil organic content and PAH levels in soils was revealed in most samples. Calculated values of the total index of soil contamination (Zc) by heavy metals and metalloids were characterized by low values (47.28-121.14), that corresponds to the category of dangerous pollution (32 <Zc <128).
Keywords: Polycyclic Aromatic Hydrocarbons (PAHs) in soils; Heavy Metals and Metalloids in soils; Urban soils; Evaluation of soil chemical contamination levels and related human health risk
For citation: Shamilishvili G.A., Abakumov E.V., Gabov D.N., Alekseev I.I. Features of fractional composition of polycyclic aromatic hydrocarbons and multielement contamination of soils of urban territories and their hygienic characteristics (on the example of soils of functional zones of Saint-Petersburg). Gigiena i Sanitaria (Hygiene and Sanitation, Russian journal) 2016; 95(9): 827-837. (In Russ.). DOI: http://dx.doi.org/10.18821/0016-9900-2016-95-9-827-837
For correspondence: George A. Shamilishvily, MD, Postgraduate student, junior fellow of the Department of Applied Ecology, Faculty of Biology, Saint Petersburg State University. E-mail: [email protected]
Information about authors:
Shamilishvili G.A., http://orcid.org/0000-0002-2183-7630; Scopus Author ID: 56590099600
Abakumov E.V., http://orcid.org/0000-0002-5248-9018
Gabov D.N., Scopus Author ID: 6506672853
Alekseev I.I., http://orcid.org/0000-0002-0512-3849
Conflict of interest. The authors declare no conflict of interest.
Acknowledgment. This work was supported by an internal grant № 1.37.151.2014 St. Petersburg State University and the grant № 15-34-20844-a-mole Vedas. Received: 15.02.2016 Accepted: 14.04. 2016
Введение
Контроль качества почв населенных мест имеет огромное значение, так как почва является интегральным показателем состояния окружающей среды и потенциальным источником вторичного загрязнения приземного слоя атмосферы. Кроме вторичного негативного воздействия на здоровье населения через продукты питания или загрязнение вод и воздуха, возможно и прямое воздействие загрязненных почв на здоровье населения (особенно детей) за счет непосредственного контакта и поступления почв и грунтов в организм (особенно на игровых площадках).
На сегодняшний день проблема ухудшения экологического состояния почв во всем мире принимает острый характер, что связано с интенсификацией производства, увеличением транспортной активности на фоне роста общей численности населения. Много внимания уделяется загрязнению почв органическими токсикантами и их влиянию на состояние здоровья населения. В мировой практике при осуществлении мо-
Для корреспонденции: Шамилишвили Георгий Автан-
дилович, магистр, аспирант, мл. науч. сотр. каф. прикладной экологии биологического факультета СПбГУ, 199178, Санкт-Петербург. E-mail: [email protected]
ниторинговых исследований состояния окружающей среды в обязательном порядке устанавливаются вещества из списков приоритетных органических соединений, среди которых можно выделить четыре основные группы соединений:
1) полициклические ароматические углеводороды (ПАУ) -бенз[а]пирен и еще 31 приоритетное соединение (согласно Американскому агентству охраны окружающей среды);
2) стойкие органические загрязнители (СОЗ) - диоксины, полихлорированные бифенилы, хлорорганические пестициды и др. (всего 21 соединение из приоритетного списка Стокгольмской конвенции);
3) нефтяные углеводороды (НУВ) - предельные и непредельные углеводороды, циклические и гетероциклические соединения, в том числе ароматические;
4) ароматические углеводороды ВТЕХ - бензол, толуол, этилбензол, ксилол.
ПАУ выделены в группу приоритетных соединений из-за установленных канцерогенных, токсических, мутагенных и тератогенных эффектов в живых организмах, подверженных их воздействию. Они широко представлены во всех природных средах, включая живые организмы; установлено, что некоторые формы данных соединений способны синтезироваться в результате биологических процессов [1, 2]. В природе ПАУ образуются также в результате пиролиза целлюлозы,
диагенеза, вулканической активности, а также как продукт неполного сгорания при лесных пожарах. К техногенным источникам ПАУ в окружающей среде относятся выбросы тяжелой и легкой промышленностей, предприятий энергетического комплекса, деятельность двигателей внутреннего сгорания, сжигание угля и нефтепродуктов, применение асфальто-биту-минозного покрытия дорог, деятельность деревоперерабаты-вающих фабрик (креозот, сжигание древесины), загрязнение окружающей природной среды нефтью и нефтепродуктами. Процессы сжигания бытовых и промышленных отходов также являются одними из организованных источников поступления этих соединений в окружающую среду.
В развитых странах в список приоритетных ПАУ входят 16 соединений (32 в расширенном списке US EPA), среди которых особое внимание уделяют нормированию содержания 7 соединений из группы B2 «вероятные канцерогены для человека» Агентства по токсическим веществам и регистрации заболеваний США.
В России из большого списка ПАУ приоритетным является только бенз[а]пирен, проявляющий по отношению к живым организмам выраженные канцерогенные, мутагенные и токсичные свойства, именно на него ориентированы органы власти РФ, нормирующие качество окружающей среды: предельно допустимая концентрация этого вещества составляет 0,02 мг/кг в России для почв и грунтов1.
Бенз[а]пирен (BaP) считается самым токсичным среди всех ПАУ, а его токсикологический профиль является наиболее изученным. При этом очень мало сведений имеется о токсических свойствах других ПАУ. В большинстве исследованиях по оценке экологического риска токсичность целого ряда индивидуальных ПАУ принимают за эквивалентную BaP [3]. В основе методологической базы оценки экологического риска, связанного с загрязнением окружающей среды ПАУ, лежит подход, основанный на расчете токсической эквивалентности ПАУ относительно BaP, изначально предложенный Агентством по охране окружающей среды США. Данный подход разделяет весь спектр ПАУ на 2 класса канцерогенных и неканцерогенных ПАУ и устанавливает значения факторов токсической эквивалентности (TEF) для каждого из классов ПАУ. При этом ко всем канцерогенным ПАУ применяют значение TEF равное 1, а ко всем неканцерогенным ПАУ - 0. Такой подход может привести к переоценке канцерогенного и мутагенного потенциала индивидуальных ПАУ, так как большинство ПАУ являются существенно менее токсичными, чем BaP [4]. Для получения более точной оценки потенциального риска воздействия целого комплекса ПАУ было развито несколько подходов, основывающихся на использовании факторов токсической эквивалентности BaP [5-7]. Одним из подходов является фактор канцерогенной эквивалентности (TEFc), изменяющийся в зависимости от низких или высоких дозовых параметров, относительно частоты образования опухолей у лабораторных мышей локально, при подкожном введении [8]. Например, для дибенз[аЦантрацена (DhA) при низких концентрациях, значение TEF будет приблизительно равным 5, а при увеличении дозы оно будет стремиться к 1.
ПАУ условно делят на две фракции - тяжелых, или высокомолекулярных, ПАУ и легких, или низкомолекулярных, ПАУ. К легким ПАУ условно можно отнести нафталин, аце-нафтен, флуорен, фенантрен, антрацен, флуорантен, пирен, бенз[а]антрацен, хризен, а в группу тяжелых ПАУ - бенз[Ь] флуорантен, бенз[к]флуоратен, бенз[а]пирен, дибенз^Цан-трацен, бенз^Д^перилен, индено[1,2,3^]пирен. Тяжелые ПАУ являются маркерами антропогенного воздействия, так как их происхождение имеет преимущественно техногенный характер. Они более устойчивы к действию внешних факторов среды, обладают высоким сродством к твердым атмосферным частицам (сажа) и органическим коллоидам, вследствие чего
1 ГН 2.1.7.2041-06. Гигиенические нормативы «Предельно допустимые концентрации (ПДК) химических веществ в почве». Утверждены Главным государственным санитарным врачом Российской Федерации 19 января 2006 г. - Москва: Федеральный центр гигиены и эпидемиологии Роспотребнадзора. - 2006. - 15 с.
Hygiene & Sanitation (Russian Journal). 2016; 95(9)
_DOI: http://dx.doi.org/10.1882/0016-9900-2016-9-827-837
Original article
могут аккумулироваться практически во всех природных средах. Низкомолекулярные ПАУ менее устойчивы, более водорастворимы, они легко подвергаются фотохимическому распаду, разложению под действием температуры, влажности и микробиологической активности [9]. Кроме того, легкие ПАУ также легко окисляются атмосферными газами - O3, SO2, SO3, NOx [10]. Отмечается и способность ПАУ, сорбированных на поверхности твердой фазы почв, вымываться вместе с гравитационным стоком воды, тем самым обусловливая их транспорт вниз по почвенному профилю. Не менее важную роль в транспорте ПАУ в почве играют выщелачивание и сорбция лабильными формами органического вещества почв. Происхождение легких ПАУ главным образом связывают с естественными природными источниками [11-13]. Интенсивное выделение целого ряда летучих ПАУ также происходит в процессе неполного сгорания органики (уголь, древесина, керосин) при температурах ниже 400°C [14]. Актуальными задачами изучения ПАУ являются разработка критериев, позволяющих различать их природное и техногенное происхождение. Отношение содержания природных и антропогенных ПАУ может явиться показателем степени антропогенного изменения почв, и некоторые ПАУ могут выступать в качестве реперов того или иного техногенного воздействия на биосферу [15].
К приоритетным задачам мониторинга окружающей среды также относится исследование химического загрязнения почв тяжелыми металлами и металлоидами. Загрязнение почв населенных мест редко бывает моноэлементным, обычно оно носит полиэлементный характер, что связано с присутствием целого ряда источников загрязнения почв технофильными химическими элементами.
Целью работы являлось изучение качественного и количественного состава ПАУ в почвах мегаполиса с обсуждением особенностей полиэлементного загрязнения почв тяжелыми металлами и металлоидами 1-2-го класса токсикологической опасности.
Материал и методы
В качестве объектов исследования были выбраны городские почвы и грунты промышленных, селитебных и рекреационных зон Приморского, Василеостровского и Кировского районов Санкт-Петербурга. Данный выбор был проведен в целях обеспечения максимальной репрезентативности исследования, что позволяет охватить значительную часть города с севера на юг и ранжировать территории по плотности размещения действующих объектов промышленности (Василе-островский район > Кировский район > Приморский район). Пробы почв и грунтов для исследования отбирали в сентябре 2013 г. в дни без атмосферных осадков. Отбор проб почвы проводили послойно с глубин 0-5, 5-10 и 10-20 см согласно ГОСТу2.
Для отбора проб почвы составляли пробные площадки (25 м2) с фиксацией координат с помощью GPS. Точечные пробы отбирали по диагонали из каждого сектора в количестве 5 штук и смешивали для составления объединенных проб (масса 1 объединенной пробы равна 0,2 кг). Плотность размещения пробных площадок - 1 на каждые 100 м2 (от 2 до 5 пробных площадок на объект). Объединенные пробы повторно смешивали для составления сводных проб методом конверта (масса 1 сводной пробы - 0,4-1 кг). Всего было составлено 27 сводных проб (по 3 на каждый объект). Отобранные пробы помещали в двойные полиэтиленовые упаковки с сопроводительными талонами и транспортировали в лабораторию для подготовки к лабораторному исследованию. Схема расположения и адреса участков отбора проб приведены на рис. 1.
Пробоподготовка включала доведение проб почвы до состояния воздушно-сухой влажности, удаление органических остатков и антропогенных артефактов, просеивание через сита диаметром ячеек 1-0,25 мм и взятие средней пробы методом квартования.
2 Охрана природы. Почвы. Методы отбора проб и подготовки проб для химического, бактериологического и гельминтологического анализа. ГОСТ 17.4.4.02-84.
Оригинальная статья
Рис. 1. Схема расположения участков отбора проб.
Общая аналитическая характеристика включала определение физических (гигроскопическая влажность, плотность твердой фазы и гранулометрический состав почв), химических (общее содержание С, Н, N и физико-химических (рН водной суспензии) параметров почв по общепринятым методикам. Показатели гигроскопической влажности и плотности твердой фазы определяли в соответствии с методикой [16].
Отобранные пробы почв анализировали на содержание валовых форм РЬ, Cd, Си, №, Zn, As и Щ. Определение валового содержания тяжелых металлов в отобранных пробах проводили рентгенофлюоресцентным методом на спектрометре СПЕКТРОСКАН МАКС фирмы «СПЕКТРОН» согласно методике3.
Для градуировки прибора использовали серии растворов разной концентрации, приготовленные из государственных стандартных образцов (ГСО) состава растворов определяемых ионов (табл. 1). Контроль качества измерений проводили с помощью государственного стандартного образца состава почвы ГСО 18808 (дерново-подзолистая легкосуглинистая).
3 ОСТ 10-259-2000 Почвы. Рентгенофлуоресцентное определение валового содержания тяжелых металлов. М., 2010.
В основу определения ПАУ в почвах положены методики [17, 18], а также работа [19]. Экстракцию проводили при комнатной температуре смесью гексан/ацетон (1:1) с УЗ-обработкой экстракционной системы на УЗ-ванне «Branson 5510» (США), руководствуясь методикой [20]. Фракцию ПАУ очищали при помощи колоночной хроматографии на силикагеле, руководствуясь методикой очистки [21]. Качественное и количественное определение содержания ПАУ в почвах осуществляли методом обращенно-фазовой ВЭЖХ в градиентном режиме со спектрофлуориметрическим детектированием на хроматографе Люмахром фирмы «Люмэкс» (Россия). Хроматографирова-ние выполняли при температуре 30°C на колонке Supelcosil™ LC-PAH 5 мкм (25 см х 2,1 мм). В качестве подвижной фазы использовали градиент ацетонитрил-вода. Пробу объемом 10 мкл вводили с помощью крана-дозатора. Идентификацию ПАУ проводили по времени удерживания и сравнению спектров флюоресценции выходящих из колонки компонентов со спектрами стандартных ПАУ Количественный анализ ПАУ проводили методом внешнего стандарта. Для оценки точности метода подвергали вышеописанной аналитической процедуре стандарт донных отложений, содержащий ПАУ, Standard Reference Material® 1944 New York/New Jersey Waterway Sediment (Наци-
Hygiene & Sanitation (Russian Journal). 2016; 95(9)
_DOI: http://dx.doi.org/10.1882/0016-9900-2016-9-827-837
Таблица 1
Государственные стандартные образцы состава растворов определяемых ионов
Определяемый элемент
ГСО
Аттестованный параметр, мг/см3
Значение
Pb 7012-93 Массовая концентрация, 0,95-1,05
Cd 7472-98 Массовая концентрация, 0,95-1,05
Cu (II) 8210-2002 Массовая концентрация, 10,00
Ni 7265-96 Массовая концентрация, 0,95-1,05
Zn 8211-2002 Массовая концентрация, 10,00
As (III) 7143-95 Массовая концентрация, 0,1
Hg (I) 7263-96 Массовая концентрация, 0,95-1,05
ональный институт стандартов и технологий, США), который показал удовлетворительные результаты.
Полученные выборки данных обрабатывали в среде программных пакетов Microsoft Excel 2010 и Statistica 10. Статистическая обработка данных включала однофакторный дисперсионный анализ для установления значимости различий между содержанием ПАУ в почвах исследуемых участков, а также коэффициент корреляции Пирсона для установления корреляционных взаимосвязей между содержанием исследуемых параметров химического загрязнения и почвенными характеристиками.
Результаты и обсуждение
Физико-химическая характеристика почв. Анализ гранулометрического состава исследуемых почв выявил преобладание легких механических фракций. Содержание фракций мелкозема размерностью более 0,01 мм, так называемого физического песка, в среднем во всех пробах составляет 94%. Среди фракций физического песка наибольшую долю занимает фракция среднего и мелкого песка (0,25-0,05 мм), содержание которой в изученных пробах колеблется от 31,2 до 56,4%. При этом суммарное содержание тонкодисперсных фракций меньше 0,01 мм, или физической глины, не превышает 8,5%. Это свидетельствует об облегченном механическом составе исследуемых почв. По классификации Н.А. Качинского [22], исследуемые почвы относятся к классу рыхлопесчаных и связнопесчаных. Содержание гранулометрических фракций элементарных почвенных частиц в исследованных пробах представлено в табл. 2.
Исследуемые почвы характеризуются высоким содержанием органического углерода (C^) с абсолютным максимумом 6,42% (11,06% в пересчете на гумус) в почво-грунтах жилой
Original article
зоны на ул. Кораблестроителей, Василеостровского района. Содержание C^ варьирует по глубине отбора и характеризуется отличным от нормального распределением, что связано с нарушением естественного сложения и неоднородностью состава городских почв.
Валовое содержание азота С^бщ) в исследуемых почвах характеризуется невысокими значениями и колеблется в пределах от 0,18 до 0,38%. Значения молекулярного соотношения органического углерода к азоту (C/N х 1,17) колеблются в интервале от 14,37 до 20,80, что характеризует низкую (11-14) и очень низкую (>14) обеспеченность гумуса азотом. C/N является важным параметром, по величине которого можно судить о природе органического вещества (ОВ). Очень высокое значение может быть связано с накоплением безазотистых органических соединений или соединений с очень низким содержанием азота в составе ОВ почвы, в частности органических поллютантов; в свою очередь очень низкое значение C/N либо с присутствием торфа, либо с загрязнением почв органическими отходами.
По показателю водородного потенциала (pH) водных суспензий исследуемые почвы характеризуются значениями от 7,10 до 8,09 условных единиц. По величине данного показателя исследуемые почвы относятся к слабощелочным и щелочным почвам. Физико-химические характеристики исследуемых почв представлены в табл. 3.
Изученные физико-химические условия почв предопределяют сорбцию большинства неорганических токсикантов на поверхности твердой фазы и органических коллоидов почвы. Химические элементы прочно связываются в результате образования органических и хелатных комплексов, и их подвижность имеет обратно-пропорциональную зависимость с pH среды. Исключение составляют As, а также ряд других редкоземельных элементов. Как известно, восстановительные условия приводят к выпадению As (V) в осадок с образованием арсената (AsO43-), а с ростом окислительно-восстановительного потенциала, при увеличении pH почвенного раствора до 6,5 и выше мышьяк переходит в подвижную форму [24]. Щелочная реакция исследуемых почв определяет высокую опасность их загрязнения подвижными формами данного элемента.
Содержание химических элементов 1-го и 2-го классов токсикологической опасности в анализируемых пробах. Валовое содержание 7 элементов 1-го и 2-го классов токсикологической опасности определяли в слое 0-20 см (табл. 4). Полученные данные по содержанию тяжелых металлов сравнивали с действующими нормативами содержания химических элементов в почве4.
4 ГН 2.1.7.2042-06. Ориентировочно допустимые концентрации (ОДК) химических веществ в почве. - М., 2006.
Таблица 2
Гранулометрический состав и плотность твердой фазы исследуемых почв
Объект* Плотность твердой фазы, г/см3 Содержание фракций в % ко всей пробе Название почвы
скелет и крупный песок средний и мелкий песок крупная пыль средняя пыль мелкая пыль ил физический песок физическая глина
>0,25 мм 0,25-0,05 мм 0,05-0,01 мм 0,01-0,005 мм 0,005-0,001 мм <0,001 мм >0,01 мм <0,01 мм
В ПЗ 2,37 31,50 48,2 17,0 2,0 1,2 0,1 96,7 3,3 Рыхлопе счаная
В РЗ 2,38 16,05 47,2 29,5 3,7 2,6 1,0 92,7 7,3 Связнопесчаная
В ЖЗ 2,43 43,82 40,2 14,1 1,2 0,6 0,0 98,2 1,8 Рыхлопе счаная
П ПЗ 2,45 35,61 32,9 23,0 4,3 3,7 0,4 91,5 8,5 Связнопесчаная
П РЗ 2,41 19,69 48,7 25,6 3,6 2,2 0,2 94,0 6,0 "
П ЖЗ 2,29 26,39 47,3 18,9 3,2 2,6 1,6 92,6 7,4 "
К ПЗ 2,39 41,59 31,2 19,5 3,5 3,0 1,2 92,3 7,7 "
К РЗ 2,37 11,22 56,4 24,8 3,8 2,7 1,1 92,5 7,5 "
К ЖЗ 2,37 31,50 48,2 17,0 2,0 1,2 0,1 96,7 3,3 Рыхлопесчаная
Примечание. * - здесь и в табл. 3: В - Василеостровский р-н; П - Приморский р-н; К - Кировский р-н; ПЗ - промышленная зона; ЖЗ - селитебная зона; РЗ - рекреационная зона.
Оригинальная статья
Таблица 3
Некоторые физико-химические характеристики исследуемых
Район / функциональная зона Название почвы собщ,% мобщ,% C/N*1,17 pH ГВ,%
В ПЗ Урбанозем 5,27 0,37 17,10 7,36 1,64
В РЗ Реплантозем 5,39 0,32 16,76 7,36 15,18
В ЖЗ Урбанозем 6,42 0,38 16,98 8,09 1,04
П ПЗ Урбанозем 5,48 0,32 17,07 7,10 1,05
П РЗ Конструктозем 4,11 0,29 14,37 7,75 1,36
П ЖЗ Урбанозем 3,84 0,25 15,10 7,10 1,64
К ПЗ Урбанозем 3,08 0,18 16,76 7,82 1,53
К РЗ Урбанозем 4,18 0,23 18,30 7,35 2,46
К ЖЗ Урбанозем 4,79 0,23 20,80 7,37 1,59
Примечание. Названия почв даны по классификации М.Н. Строгановой и соавт. [23].
В целом концентрации химических элементов в проанализированных пробах почв характеризуют умеренно опасный (до 2 ОДК) и опасный (от 2 до 5 ОДК) уровни загрязнения почв. Чрезвычайно опасный уровень загрязнения почв РЬ и Zn (свыше 5 ОДК) выявлен в почвах производственных зон исследуемых районов. Наиболее загрязненными являются почвы производственной зоны «Кировский завод» (Кировский р-н), а также грунты в зоне воздействия «Балтийского завода». Высокие концентрации As, РЬ, № и Си (от 2 ОДК) выявлены также в пробах почв селитебных и рекреационных зон исследуемых районов.
Для оценки санитарно-экологической обстановки нами был рассчитан суммарный показатель загрязнения почв неорганическими токсикантами ^с)5.
Все исследованные пробы, за исключением пробы почвы парка 300-летия Санкт-Петербурга, характеризуются высокими значениями показателя Z химическими элементами
с
(47,28-121,14), что соответствует опасной категории загрязнения (32 < Zc < 128). Полученные значения Zc для исследуемых почв приведены в табл. 5.
Сильное химическое загрязнение почв тяжелыми металлами установлено на всех участках исследования вне зависимости от типа их хозяйственного использования, что обусловлено высокой техногенной нагрузкой на почвы в городской черте. Однако такая оценка является лишь результатом применения одноуровневого норматива содержания химических веществ в почвах и не может в полной мере использоваться для принятия решений по санации и дальнейшему использованию загрязненных почв.
5 МУ 2.1.7.730-99. Гигиеническая оценка качества почвы населенных мест. Информационно-издательский центр Минздрава России, 2008.
Таблица 5
Показатель суммарного загрязнения почв тяжелыми металлами
Район / функциональная зона
Z
Категория опасности
загрязнения почв здоровью населения
Кировский / производственная 121,14 Опасная
Кировский / селитебная 87,01
Кировский / рекреационная 81,80
Василеостровский / производственная 117,37
Василеостровский / селитебная 64,97
Василеостровский / рекреационная 47,28
Приморский / производственная 97,10
Приморский / селитебная 48,82
Приморский / рекреационная 14,24 Допустимая
Таблица 6
Коэффициенты корреляции содержания ТМ и почвенных характеристик во всех пробах
Физи-
Pb Cd Cu Ni Zn As Hg Zc сбщ pH ческая глина
Pb Cd Cu Ni
Zn As Hg
Z
c
C
1,00 0,71 1,00
0,46 0,53 1,00
0,53 0,30 0,61
1,00
0,55 0,20 0,21 0,37
1,00
0,59 0,48 0,18 0,29 0,61
1,00
0,64 0,66 0,66 0,47
0,76 0,74 0,71 0,58
0,50 0,58 0,54 0,54
1,00
0,20 -0,01 0,56 0,75 0,11 -0,06 0,24 -0,25 0,10 0,25 -0,02 -0,23 0,02 0,16 -0,27 -0,26 0,12 0,10 0,16
общ
pH
Физи- 0,10 0;
ческая
глина
0,97
1,00 0,28 1,00 0,07 1,00 0,13 1,00
В ряде стран мира широко применяется трехуровневая система нормативов с учетом типа землепользования. В США и странах Евросоюза применяют показатели качества, устанавливающие пределы безопасного содержания поллютантов в почвах для здоровья человека и нормального функционирования экосистем - Soil Screening Value / Levels [25-27], выделяя три уровня этого предела: незначительный (Target Value); неприемлемый (Intervention Value); и средний или предостерегающий (Middle, Trigger Value) - средняя между предыдущими значениями, при которой необходимо исследование возможности использования почвы.
По данным содержания ТМ была составлена корреляционная матрица (табл. 6). Анализ матрицы коэффициентов корре-
Таблица 4
Концентрации химических элементов в почвах и грунтах исследуемых зон (в мг/кг)
Район / функциональная зона
Элемент / класс опасности*
As / I Cd / I Hg / I Pb / I Zn / I Ni / II Cu / II
7,11 0,91 2,57 296,40 343,00 89,00 74,00
4,91 0,69 1,86 126,70 96,00 61,90 59,10
5,74 0,52 2,05 82,04 71,30 72,10 64,00
6,30 0,64 2,70 237,12 301,40 74,20 53,00
6,10 0,63 1,53 101,30 204,00 40,00 23,20
5,98 0,49 1,10 120,01 80,00 33,70 20,00
6,10 0,79 2,43 147,00 147,00 17,20 52,00
5,60 0,42 1,30 22,70 116,90 22,80 25,50
4,10 0,36 0,37 19,10 51,20 12,20 22,30
2,62 0,17 0,03 19,10 43,10 15,30 18,00
2,00 0,50 2,10 32,00 55,00 20,00 33,00
Кировский / производственная Кировский / селитебная Кировский / рекреационная Василеостровский / производственная Василеостровский / селитебная Василеостровский / рекреационная Приморский / производственная Приморский / селитебная Приморский / рекреационная Фоновое содержание ОДК, с учетом фона (кларка) для песчаных\супесчаных почв
Hygiene & Sanitation (Russian Journal). 2016; 95(9)
_DOI: http://dx.doi.org/10.1882/0016-9900-2016-9-827-837
Original article
Таблица 7
Содержание ПАУ в почвах (в мг/кг)
Функциональная Слой, NAP ANA FLU PHE ANT FLT PYR BaA CHR BbF BkF BaP DBA BPE IPY 15 PAH 7 PAHa
зона см
Приморский район
Рекреационная 0- -5 0,03 0,00c 0,09 0,06 0,01 0,11 0,10 0,05 0,04 0,05 0,03 0,04 0,00c 0,04 0,01 0,67 0,23
5- 10 0,03 0,00c 0,06 0,08 0,01 0,12 0,12 0,05 0,04 0,05 0,03 0,05 0,00c 0,04 0,02 0,70 0,24
10 -20 0,03 0,00c 0,05 0,05 0,01 0,09 0,09 0,04 0,03 0,06 0,02 0,04 0,00c 0,05 0,02 0,58 0,21
Селитебная 0 -5 0,06 0,00b 0,04 0,03 0,00c 0,06 0,06 0,02 0,02 0,20 0,01 0,02 0,00c 0,01 0,01 0,55 0,29
5- 10 0,05 0,00b 0,03 0,03 0,00c 0,04 0,04 0,02 0,02 0,05 0,01 0,02 0,00c 0,01 0,01 0,33 0,13
10 -20 0,05 0,00с 0,04 0,04 0,00c 0,05 0,04 0,02 0,02 0,02 0,01 0,02 0,00c 0,01 0,01 0,33 0,10
Производственная 0 -5 0,03 0,00с 0,06 0,07 0,01 0,11 0,16 0,07 0,07 0,10 0,04 0,07 0,00c 0,06 0,01 0,86 0,36
5- 10 0,02 0,00b 0,10 0,15 0,02 0,31 0,31 0,12 0,11 0,14 0,06 0,13 0,00c 0,12 0,04 1,64 0,61
10 -20 0,03 0,00b 0,06 0,09 0,02 0,23 0,23 0,09 0,09 0,14 0,05 0,11 0,00c 0,09 0,07 1,31 0,56
Василеостровский район
Рекреационная 0 -5 0,04 0,00c 0,05 0,06 0,01 0,17 0,14 0,08 0,01 0,09 0,04 0,08 0,00c 0,08 0,00b 0,85 0,30
5- 10 0,04 0,00c 0,07 0,11 0,01 0,25 0,25 0,10 0,10 0,13 0,05 0,11 0,00c 0,09 0,03 1,35 0,53
10 -20 0,04 0,00c 0,09 0,14 0,02 0,35 0,35 0,16 0,14 0,19 0,09 0,17 0,00c 0,15 0,06 1,95 0,81
Селитебная 0 -5 0,05 0,00с 0,20 0,29 0,04 0,85 0,88 0,46 0,39 0,68 0,28 0,71 0,04 0,44 0,45 5,77 3,02
5- 10 0,05 0,00c 0,25 0,45 0,06 1,23 1,22 0,64 0,52 0,84 0,34 0,70 0,03 0,52 0,40 7,26 3,47
10 -20 0,05 0,01 0,22 0,37 0,05 1,10 1,19 0,62 0,53 0,76 0,33 0,67 0,03 0,48 0,07 6,48 3,01
Производственная 0 -5 0,10 0,00b 0,24 0,50 0,06 0,84 0,81 0,39 0,38 0,41 0,20 0,46 0,02 0,44 0,17 5,03 2,04
5- 10 0,00b 0,00b 0,09 0,43 0,04 0,74 0,71 0,33 0,29 0,47 0,18 0,41 0,08 0,29 0,19 4,25 1,95
10 -20 0,11 0,00b 0,28 0,65 0,08 1,17 1,09 0,45 0,50 0,52 0,26 0,52 0,03 0,28 0,35 6,29 2,63
Кировский район
Рекреационная 0 -5 0,05 0,01 0,19 0,30 0,04 0,99 1,01 0,39 0,33 0,44 0,21 0,48 0,02 0,36 0,17 4,99 2,04
5- 10 0,28 0,18 2,35 1,80 0,37 2,87 2,65 1,21 1,20 1,35 0,56 1,35 0,18 0,86 0,24 17,45 6,09
10 -20 0,04 0,01 0,23 0,45 0,05 0,88 0,84 0,53 0,44 0,69 0,30 0,70 0,03 0,46 0,49 6,14 3,18
Селитебная 0 -5 0,07 0,00с 0,19 0,33 0,04 0,51 0,73 0,30 0,25 0,39 0,16 0,38 0,02 0,29 0,16 3,82 1,66
5- 10 0,06 0,01 0,19 0,33 0,07 0,89 0,85 0,41 0,37 0,46 0,22 0,49 0,03 0,35 0,34 5,07 2,32
10 -20 0,00b 0,00b 0,40 0,47 0,11 1,49 1,67 0,64 0,69 0,78 0,36 0,87 0,02 0,51 0,09 8,10 3,45
Производственная 0 -5 0,21 0,00с 0,08 0,17 0,02 0,32 0,29 0,09 0,08 0,14 0,04 0,08 0,00c 0,06 0,00b 1,58 0,43
5- 10 0,20 0,00с 0,31 0,53 0,07 1,25 1,19 0,49 0,45 1,00 0,27 0,57 0,04 0,36 0,38 7,11 3,20
10 -20 0,11 0,03 0,31 0,63 0,09 1,50 1,50 0,67 0,54 0,78 0,33 0,73 0,02 0,69 0,13 8,06 3,20
Примечание. NAP - нафталин, ANA - аценафтен, FLU - флуорен, PHE - фенантрен, ANT - антрацен, FLT - флуорантен, PYR -пирен, BaA - бенз[а]антрацен, CHR- хризен, BbF - бенз[Ь]флуорантен, BkF - бенз[к]флуорантен, BaP - бенз[а]пирен, DBA -дибенз[а,Цантрацен, BPE - бенз^^Д]перилен, IPY - индено[1,2,3^]пирен; a - канцерогенные ПАУ: хризен, бенз[а]антрацен, бенз[Ь] флуорантен, бенз[k]флуорантен, бенз[а]пирен, индено[1,2,3-cd]пирен и дибенз[а,Цантрацен; b - значения ниже уровня определения; c - значения < 0,01 мгкг-1.
ляции изучаемых проб показал положительную корреляцию между концентрациями всех элементов. Статистически значимая положительная взаимосвязь выявлена между: РЬ и Cd (г = 0,71), Cd и Си (г = 0,53), РЬ и № (г = 0,53), № и Си (г = 0,61), РЬ и А8 (г = 0,59), А8 и Zn (г = 0,61), РЬ и Щ (г = 0,64), Щ и Cd (г = 0,66), Си и Щ (г = 0,66), Щ и Zn (г = 0,50), А8 и Щ (г = 0,54). Наименее выраженной связью характеризуются пары С(!^п, Си^п и (г = 0,20-0,30). Значения полученных коэффициентов корреляции содержания химических элементов с основными почвенными характеристиками (-0,27-0,28) свидетельствует об очень низкой взаимосвязи либо об ее отсутствии. Статистически значимая корреляция выявлена только между содержанием органического углерода и такими элементами, как Си (г = 0,56) и № (г = 0,75), характеризующимися умеренной и высокой положительной взаимосвязью соответственно.
Содержание ПАУ в анализируемых пробах. В данной работе анализировали содержание 15 приоритетных органических токсикантов (табл. 7). Высокие значения суммы ПАУ (далее 15 ПАУ) выявлены в почвах всех исследуемых участков, с наибольшими значениями в Кировском районе Санкт-Петербурга. При этом абсолютное значение 15 ПАУ обнаружено в урбаноземе на территории Парка им. 9 января в слое 5-10 см - 17,45 мг/кг Это подтверждает имеющуюся информацию о наличии критического загрязнения на данной территории, что связано с воздействием выбросов предприятий «Северная Верфь» и «Знамя Октября». Состояние почвы оценивается как чрезвычайно загрязненное.
Почвы исследуемых участков в Приморском районе характеризуются меньшими значениями 15 ПАУ - 0,33-1,31 мг/кг, состояние почв оценивается как слабо и умеренно загрязненные. Почвы исследуемых участков на Васильевском острове занимают второе место по степени загрязненности, значения 15 ПАУ в анализируемых слоях почвы колеблются в диапазоне от 0,86 до 7,27 мг/кг.
В целом суммарное содержание ПАУ в почвах промышленных и селитебных зон Кировского и Василеостровского
10 п 9'53
5-
с
W
5,19
Кировский район
п г
Василеостровский район
1,27 0,41 °'64
Промышленная зона
Приморский район
Жилая зона
0 Рекреационная зона
Рис. 2. Суммарное содержание ПАУ (15) в почвах функциональных зон города.
Оригинальная статья Идентификация источников ПАУ
Таблица 8
Молекулярное соотношение
Диапазон значений
Источник ПАУ
Литературный источник
ANT / (ANT + PHE) <0,10 >0,10
FLU / (FLU + PYR) <0,40
Нефть/petrogenic source Сжигание
Нефть/фоновый источник 0,40-0,50 Газ, горение дизеля или сырой
[28] [28]
>0,50
BaA / (BaA + CHR) <0,20
0,20-0,35
>0,35
IPY / (IPY + BPE) <0,20
0,20-0,50
>0,50
BaP / BPE
<0,60 >0,60
Пирогенные ПАУ!1 <0,30 /15 ПАУ
0,30-0,70 >0,70
нефти, легковые автомобили и дизельные грузовики
Сжигание растительных остатков, угля и древесины
Нефть/фоновый источник
Нефть/фоновый источник или сжигание
Сжигание
Нефть/фоновый источник
Сжигание жидкого ископаемого топлива (бензин или сырая нефть)
Сжигание растительных остатков, угля и древесины
Нетранспортные источники
Транспортные источники
Нефть/фоновый источник
Нефть/фоновый источник или сжигание
Преимущественно сжигание
[28]
[28]
[31]
[32]
Примечание/ - пирогенные ПАУ - сумма FLU, PYR, BkF, BaP, IPY и BPE
Молекулярные соотношения ПАУ в исследуемых почвах
BaA, CHR, BbF, Таблица 9
Молекулярное соотношение Слой, см Район
Приморский Василеостровский Кировский
Рек. Жил. Пр. Рек. Жил. Пр. Рек. Жил. Пр.
ANT / (ANT + PHE) 0 510
FLU / (FLU + PYR) 0 510
BaA / (BaA + CHR) 0 510
IPY / (IPY + BPE) 0 510
BaP / BPE 0
510
Пирогенные 0
ПАУ/15ПАУ
-5 0,14 10 0,11 -20 0,17 5 0,48 10 0,50 20 0,50 5 0,56 10 0,56 20 0,57 0,20 10 0,33 20 0,29 1,00 10 1,25 20 0,80 0,72
-5
-5
-5
0,00 0,00 0,00 0,50 0,50 0,44 0,50 0,50 0,50 0,50 0,50 0,50 2,00 2,00 2,00 0,76
0,13 0,12 0,18 0,59 0,50 0,50 0,50 0,52 0,50 0,14 0,25 0,44 1,17 1,08 1,22 0,78
0,14 0,08 0,13 0,45 0,50 0,50 0,89 0,50 0,53 0,00 0,25 0,29 1,00 1,22 1,13 0,80
0,12 0,12 0,12 0,51 0,50 0,52 0,54 0,55 0,54 0,51 0,43 0,13 1,61 1,35 1,40 0,89
0,11 0,09 0,11 0,51 0,49 0,48 0,51 0,53 0,47 0,28 0,40 0,56 1,05 1,41 1,86 0,82
0,12 0,17 0,10 0,51 0,48 0,49 0,54 0,50 0,55 0,32 0,22 0,52 1,33 1,57 1,52 0,88
0,12 0,00 0,19 0,59 0,49 0,53 0,55 0,53 0,48 0,36 0,49 0,15 1,31 1,40 1,71 0,83
5-10 0,74 0,67 0,82 0,82 0,88 0,85 10-20 0,76 0,57 0,84 0,85 0,89 0,81
0,70 0, 0,87 0,
0,11 0,12 0,13 0,48 0,49 0,50 0,53 0,52 0,55 0,00 0,51 0,16 1,33 1,58 1,06 0,69
0,84 0,85
Примечание. Рек. - рекреационная зона, Жил. - жилая, Пр. - производственная.
районов в несколько раз превышает европейские нормативы (Дания - 1,5 мг/кг; Германия, при содержании углерода почв <8% - 3 мг/кг). Средние значения сумм ПАУ в анализируемом слое почв исследуемых участков представлены на рис. 2.
Содержание бенз[а]пирена во всех пробах характеризуется значениями не ниже ПДК, при этом 18 из 27 проб превышают установленный норматив (0,02 мг/кг) более чем в 5 раз, что соответствует чрезвычайно опасному уровню загрязнения. 9 проб соответствуют 1-2 ПДК и характеризуют умеренно опасный уровень загрязнения.
Анализ качественного состава ПАУ выявил общее преобладание тяжелых ПАУ (от 4 до 6 бензольных колец) в сумме ПАУ в исследуемых почвах. Доля тяжелых ПАУ в проанализированных пробах изменяется от 61 до 81%. В составе тяжелой фракции ПАУ максимальная доля приходится на бенз[а]пирен и бензо[Ь]флуорантен (до 30%), оба являются выраженными канцерогенами. В составе легких ПАУ резко преобладают такие соединения, как пирен и флуорантен, достигающие от 20 до 30% от общего содержания легкой фракции ПАУ
Для идентификации источников загрязнения почв ПАУ нами были рассчитаны молекулярные индексы ПАУ. Данный метод является надежным и широко применяется при исследовании загрязнения окружающей среды ПАУ из разных источников [28]. Рассчитанные значения молекулярных соотношений свидетельствуют о доминировании пирогенных источников ПАУ в результате загрязнения почв нефтепродуктами, а также влияния транспортной активности на исследуемую территорию (табл. 8, 9).
Нами была изучена корреляционная зависимость между содержанием индивидуальных ПАУ, а также их суммы и общим содержанием органического углерода почв. Ряд исследований показывают существенную роль органического вещества почв в сорбции и удержании ПАУ в почве [29]. Сорбционная способность органического вещества почв определяется его содержанием и качеством - чем больше содержание и меньше полярность органического вещества почвы, тем больше ПАУ может быть абсорбировано [30]. Для выявления взаимосвязи между содержанием ПАУ и почвенной характеристикой был использован метод расчета коэффициента корреляции Пирсона. Статистически значимая корреляция, характеризующаяся положительной взаимосвязью, была выявлена для суммы ПАУ (Й2 = 0,8), идено[1,2,3-с(!]пирена (Й2 = 0,75), дибенз[а,Цантрацена (Й2 = 0,56), бенз[а]пирена (Й2 = 0,85), бенз[Ь]флуоран-тена (Й2 = 0,35) и бенз[к]флуорантена (Й2 = 0,32). Отрицательная взаимосвязь (Й2 = -0,43) установлена для нафталина. Для остальных соединений корреляционная зависимость не установлена или считается незначительной (табл. 11).
Анализ дисперсий средних значений выборок, составленных по данным содержания ПАУ в почвах, выявил достоверные различия по содержанию большинства индивидуальных соединений ПАУ, а также суммы ПАУ между исследуемыми участками. Различия характеризуются высоким уровнем значимости (р = 0,001-0,0007). Результаты однофакторного дисперсионного анализа приведены в табл. 11.
Канцерогенная опасность, связанная с загрязнением почв ПАУ, была оценена с помощью расчета токсических эквивалентов бенз[а]пирена (далее БаП-эквиваленты). Для расчета использовались значения факторов токсикологической
Hygiene & Sanitation (Russian Journal). 2016; 95(9)
_DOI: http://dx.doi.org/10.1882/0016-9900-2016-9-827-837
Таблица 10
Коэффициент корреляции Пирсона (ПАУ/С )
Вещество
^ (ПАУ/Собщ)
Уровень значимости (p)
Число наблюдений
Original article
Таблица 11
Различия по среднему содержанию суммы ПАУ в почвах исследуемых районов
NAP -0,43 0,0035 9
BaA 0,23 0,0003 9
CHR 0,17 0,0086 9
BbF 0,35 0,0067 9
BkF 0,32 0,0113 9
BaP 0,85 0,0002 9
DBA 0,56 0,0093 9
BPE 0,21 0,0009 9
IPY 0,75 <0,0001 9
ЕПАУ (15) 0,80 <0,0001 9
эквивалентности бенз[а]пирену (TEFc), опубликованные в работе [8]. БаП-эквиваленты для индивидуальных соединений ПАУ находили простым произведением между значениями TEFc для индивидуальных соединений ПАУ и значениями их концентраций в почве (в мг/кг). Значения БаП-эквивалентов анализируемых ПАУ приведены в табл. 12 (для удобства значения ВаР-эквивалентов приведены в нг/г). Рассчитанные значения БаП-эквивалентов для индивидуальных соединений во всех пробах изменяются в диапазоне от 0 до 1347,00 нг/г Максимальный вес в формировании значений БаП-эквивалентов 15ПАУ во всех пробах вносят бенз[а]пирен, дибенз[а]антра-
Район
Вещество Приморский (n = 9) Василеостровский (n = 9) Кировский (n = 9) p One-way ANOVA
Mean ± SD
NAP 0,04 ± 0,01 0,08 ± 0,07 0,11 ± 0,08 0,06
ANA 0,009 ± 0,006 0,006 ± 0,002 0,03 ± 0,01 0,43
FLU 0,06 ± 0,02 0,16 ± 0,08 0,47 ± 0,09 0,10
PHE 0,07 ± 0,04 0,33 ± 0,19 0,55 ± 0,16 0,008
ANT 0,01 ± 0,005 0,04 ± 0,02 0,09 ± 0,05 0,003
FLT 0,12 ± 0,08 0,74 ± 0,40 1,18 ± 0,74 0,0004
PYR 0,13 ± 0,09 0,73 ± 0,41 1,19 ± 0,68 0,0002
BaA 0,05 ± 0,03 0,36 ± 0,20 0,52 ± 0,31 0,0004
CHR 0,05 ± 0,03 0,31 ± 0,19 0,48 ± 0,32 0,001
BbF 0,09 ± 0,06 0,45 ± 0,27 0,67 ± 0,36 0,0004
BkF 0,03 ± 0,02 0,20 ± 0,11 0,27 ± 0,14 0,0002
BaP 0,05 ± 0,04 0,42 ± 0,25 0,63 ± 0,36 0,0002
DBA 0,003 ± 0,002 0,03 ± 0,02 0,04 ± 0,01 0,08
BPE 0,05 ± 0,04 0,30 ± 0,17 0,44 ± 0,23 0,0001
IPY 0,02 ± 0,01 0,19 ± 0,16 0,22 ± 0,15 0,007
15PAH 0,77 ± 0,43 4,35 ± 2,40 6,92 ± 4,46 0,0007
Таблица 12
Содержание ПАУ в исследуемых почвах, выраженное через значения БаП-экивалентов, нг/г (жирным шрифтом выделены значения на уровне ПДК бенз[а]пирена и свыше)
Функциональная Слой, NAP ANA FLU PHE ANT FLT PYR BaA CHR BbF BkF BaP DBA BPE IPY 15 PAH 7 PAH
зона см
Приморский район
Рекреационная 0 5 0,03 0,00c 0,09 0,06 0,10 0,11 0,10 5,00 0,40 5,00 3,00 40,00 10,00 4,00 1,00 68,89 64,40
5- 10 0,03 0,00c 0,06 0,08 0,10 0,12 0,12 5,00 0,40 5,00 3,00 50,00 11,55 4,00 2,00 81,46 76,95
10 20 0,03 0,00c 0,05 0,05 0,10 0,09 0,09 4,00 0,30 6,00 2,00 40,00 16,67 5,00 2,00 76,38 70,97
Селитебная 0 5 0,06 - 0,04 0,03 0,04 0,06 0,06 2,00 0,20 20,00 1,00 20,00 27,30 1,00 1,00 72,50 71,50
5- 10 0,05 - 0,03 0,03 0,01 0,04 0,04 2,00 0,20 5,00 1,00 20,00 19,95 1,00 1,00 50,35 49,15
10 20 0,05 0,01 0,04 0,04 0,05 0,05 0,04 2,00 0,20 2,00 1,00 20,00 11,70 1,00 1,00 39,18 37,90
Производствен- 0 5 0,03 0,02 0,06 0,07 0,10 0,11 0,16 7,00 0,70 10,00 4,00 70,00 13,20 6,00 1,00 112,45 111,90
ная 5- 10 0,02 - 0,10 0,15 0,20 0,31 0,31 12,00 1,10 14,00 6,00 130,00 44,00 12,00 4,00 224,19 211,10
10 20 0,03 - 0,06 0,09 0,20 0,23 0,23 9,00 0,90 14,00 5,00 110,00 27,50 0,90 7,00 175,14 173,40
Василеостровский район
Рекреационная 0 -5 0,04 0,00c 0,05 0,06 0,10 0,17 0,14 8,00 0,10 9,00 4,00 80,00 9,45 0,80 - 111,91 110,55
5- 10 0,04 0,00c 0,07 0,11 0,10 0,25 0,25 10,00 1,00 13,00 5,00 110,00 34,50 0,90 3,00 178,22 176,50
10 -20 0,04 0,00c 0,09 0,14 0,20 0,35 0,35 16,00 1,40 19,00 9,00 170,00 16,50 1,50 6,00 240,57 237,90
Селитебная 0 -5 0,05 0,00c 0,20 0,29 0,40 0,85 0,88 46,00 3,90 68,00 28,00 710,00 0,20 4,40 45,00 908,17 901,10
5- 10 0,05 0,00c 0,25 0,45 0,60 1,23 1,22 64,00 5,20 84,00 34,00 700,00 0,15 5,20 40,00 933,45 927,35
10 -20 0,05 0,01 0,22 0,37 0,50 1,10 1,19 62,00 5,30 76,00 33,00 670,00 0,15 4,80 7,00 948,43 853,45
Производствен- 0 -5 0,10 - 0,24 0,50 0,60 0,84 0,81 39,00 3,80 41,00 20,00 460,00 0,10 4,40 17,00 588,39 166,90
ная 5- 10 - - 0,09 0,43 0,40 0,74 0,71 33,00 2,90 47,00 18,00 410,00 0,40 2,90 19,00 535,57 530,30
10 -20 0,11 - 0,28 0,65 0,80 1,17 1,09 45,00 5,00 52,00 26,00 520,00 0,15 2,80 35,00 690,05 686,95
Кировский район
Рекреационная 0 -5 0,05 0,01 0,19 0,30 0,40 0,99 1,01 39,00 3,30 44,00 21,00 480,00 0,10 3,60 17,00 610,95 604,40
5- 10 0,28 0,18 2,35 1,80 3,70 2,87 2,65 121,00 12,00 135,00 56,00 1350,00 0,90 8,60 24,00 1821,33 1698,90
10 -20 0,04 0,01 0,23 0,45 0,50 0,88 0,84 53,00 4,40 69,00 30,00 700,00 0,15 4,60 49,00 913,10 905,55
Селитебная 0 -5 0,07 0,00c 0,19 0,33 0,40 0,51 0,73 30,00 2,50 39,00 16,00 380,00 0,10 2,90 16,00 488,73 483,60
5- 10 0,06 0,01 0,19 0,33 0,70 0,89 0,85 41,00 3,70 46,00 22,00 490,00 0,15 3,50 34,00 643,48 636,85
10 -20 - - 0,40 0,47 1,10 1,49 1,67 64,00 6,90 78,00 36,00 870,00 0,10 5,10 9,00 1074,23 1064,00
Производствен- 0 -5 0,21 0,00c 0,08 0,17 0,20 0,32 0,29 90,00 0,80 14,00 4,00 80,00 23,00 0,60 - 213,67 211,80
ная 5- 10 0,20 0,00c 0,31 0,53 0,70 1,25 1,19 49,00 4,50 100,00 27,00 570,00 0,20 3,60 38,00 796,48 787,70
10 -20 0,11 0,03 0,31 0,63 0,90 1,50 1,50 67,00 5,40 78,00 33,00 730,00 0,10 6,90 13,00 938,38 926,50
TEFa 0,001 0,001 0,001 0,001 0,01 0,001 0,001 0,10 0,01 0,10 0,10 1,00 5,00 0,01 0,10
Примечание.a - значения факторов токсической эквивалентности бенз[а]пирену, [8]: c - значения <0,01 нг • г1.
гиена и санитария. 2016; 95(9)
DOI: http://dx.doi.org/10.1882/0016-9900-2016-9-827-837_
Оригинальная статья
цен, идено[1,2,3-с(!]пирен и бенз^Ы]перилен - соединения из группы вероятных канцерогенов для человека (7 ПАУ). Значения БаП-эквивалентов 15 ПАУ во всех пробах колеблются в диапазоне от 44,33 до 2470,65 нг/г. Учитывая отсутствие нормативов содержания для прочих ПАУ в почве, данный подход позволяет нормировать их по бенз[а]пирену, предельно допустимая концентрация для почв которого составляет 20,00 нг/г (0,02 мг/кг). Содержание суммы ПАУ во всех пробах, оцененной по величине БаП-эквивалентов 15 ПАУ, превышает норматив бенз^пирена в среднем в 28 раз.
Выводы
1. По уровню техногенной нагрузки на почвы исследуемые районы города можно выставить в убывающую последовательность: Кировский > Василеостровский > Приморский. В общих чертах загрязнение почв выбранных функциональных зон оценивается как опасное и чрезвычайно-опасное, при этом уровни загрязнения почв селитебных зон соизмеримы с производственными зонами.
2. Все почвы и грунты в пределах исследуемых зон характеризуются высоким содержанием органического вещества (до 6,42% Собщ), облегченным механическим составом (рыхлые и связные пески), средним содержанием общего азота органических соединений почвы, при общих низких значениях молекулярного соотношения углерода к азоту (17-20 условных единиц), а также общей нейтрально-слабощелочной реакцией среды.
3. Отмечено превышение нормативов по всем анализируемым химическим элементам. Все исследованные участки, за исключением парка 300-летия Санкт-Петербурга, характеризуются высокими значениями показателя суммарного загрязнения почв химическими элементами (47,28-121,14).
4. Все исследуемые участки характеризуются высокими концентрациями ПАУ в поверхностном слое почв, во много раз превышающими международные и отечественные нормативы содержания данных соединений в почве. Выявлена статистически значимая корреляция между содержанием ПАУ и общим содержанием органического углерода почв (r = 0,560,85: p = 0,05). Содержание бенз[а]пирена в среднем во всех пробах более чем в 5 раз превышает установленную ПДК и характеризует чрезвычайно опасный уровень загрязнения исследуемых почв.
5. Качественный состав ПАУ в исследуемых пробах почв характеризуется преобладанием тяжелых ПАУ в сумме 15ПАУ Среди тяжелых ПАУ преобладают бенз[а]пирен, бензо[Цфлу-орантен и бензо^,ЬД]перилен. В составе легких ПАУ наибольшая доля приходится на такие соединения, как флуорантен, пирен и фенантрен.
6. Полученные значения молекулярных маркеров свидетельствуют о преобладании пирогенных источников ПАУ, связанных, главным образом, с деятельностью автотранспорта, а именно сжиганием дизельного топлива.
7. Расчет токсических эквивалентов бенз[а]пирена показал существенное превышение норматива по содержанию Б[а]П как по сумме ПАУ, так и по ряду индивидуальных соединений, в том числе неканцерогенных ПАУ. Наибольший вклад в величину БаП-эквивалентов 15ПАУ вносят соединения из группы B2 (7ПАУ) - вероятные канцерогены для человека, доля которых составляет от 76 до 99% 15ПАУ
Финансирование. Работа выполнена при поддержке внутреннего гранта СПбГУ № 1,37.151,2014 и гранта № 15-34-20844 мол-а-вед.
Конфликт интересов. Авторы заявляют об отсутствии конфликта интересов.
Литература (п.п. 1-11, 17-21, 25-32 см. References)
12. Абакумов Е.В., Лодыгин Е.Д., Габов Д.Н., Крыленков В.А. Полициклические ароматические углеводороды в почвах Антарктиды на примере Российских полярных станций. Гигиена и санитария. 2014; 93(1): 30-4.
13. Габов Д.Н., Безносиков В.А., Кондратенок Б.М. Полициклические ароматические углеводороды в подзолистых и торфянисто-подзо-листо-глееватых почвах фоновых ландшафтов. Почвоведение. 2007; (3): 282-91.
14. Геннадиев А.Н., Пиковский Ю.И., Флоровская В.Н., Алексеева Т.А., Козин И.С., Оглоблина А.И. и др. Геохимия полициклических ароматических углеводородов в горных породах и почвах. М.: Издательство МГУ; 1996.
15. Голубев Д.А., Сорокин Н.Д. Охрана окружающей среды, природопользование и обеспечение экологической безопасности в Санкт-Петербурге в 2002 году. СПб.: Сезам; 2003.
16. Растворова О.Г. Физика почв (практическое руководство). Ленинград: Издательство Ленинградского университета; 1983.
22. Качинский Н.А. Механический и микроагрегатный состав почвы, методы его изучения. М.: Издательство АН СССР; 1958: 32-5.
23. Строганова М.Н., Мягкова А.Д., Прокофьева Т.В. Городские почвы: генезис, классификация, функции. В кн.: Добровольский Г.В., ред. Почва, город, экология. М.: Фонд За экономическую грамотность; 1997: 15-85.
24. Водяницкий Ю.Н. Тяжелые металлы и металлоиды в почвах. М.: ГНУ Почвенный институт им. В.В. Докучаева РАСХН; 2008.
Reference s
1. Wilcke W., Amelung W., Martius C., Garcia M.V., Zech W. Biological sources of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in the Amazonian rain forest. J. PlantNutr. Soil Sci. 2000; 163(1): 27-30.
2. Wickstrom K., Tolonen K. The history of airborne polycyclic aromatic hydrocarbons (PAH) and perylene as recorded in dated lake sediments. Water Air Soil Pollut. 1987; 32(1-2): 155-75.
3. Marty M.A., Alexeeff G.V., Collins J.F., Blaisdell R.J., Rosenbaum J., Lee L. Airborne emissions from industrial point sources and associated cancer risks of selected carcinogens in California. In: The Emissions Inventory: Perception and Reality Proceedings of an International Specialty Conference. Pittsburgh: Air and Waste Management Association; 1994: 1086-97.
4. Durant J.L., Busby W.F.Jr, Lafleur A.L., Penman B.W., Crespi C.L. Human cell mutagenicity of oxygenated, nitrated and unsubstituted polycyclic aromatic hydrocarbons associated with urban aerosols. Mutat. Res. 1996; 371(3-4): 123-57.
5. Chu M., Chen C.W. The Evaluation and Estimation of Potential Carcinogenic Risks of Polynuclear Aromatic Hydrocarbons (PAH). US Environmental Protection Agency, Office of Health and Environmental Assessment, Office of Research and Development; 1985.
6. Thorslund T., Charnley G. Comparative Potency Approach for Estimating the Cancer Risk Associated with Exposure to Mixtures of Polycyclic Aromatic Hydrocarbons. Fairfax, VA, ICF Clement Associates; 1988.
7. Collins J.F., Brown J.P., Alexeeff G.V., Salmon A.G. Potency equivalency factors for some polycyclic aromatic hydrocarbons and polycyclic aromatic hydrocarbon derivatives. Regul. Toxicol. Pharm. 1998; 28(1): 45-54.
8. Nisbet I.C., LaGoy P.K. Toxic equivalency factors (TEFs) for polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs). Regul. Toxicol. Pharm. 1992; 16(3): 290-300.
9. Wilcke W., Zech W. Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in forest floors of the Northern Czech Mountains. Z. Pflanz. Boden. 1997; 160(5): 573-9.
10. Nikolaou K., Masclet P., Mouvier G. Sources and chemical reactivity of polynuclear aromatic hydrocarbons in the atmosphere - A critical review. Sci. Total Environ. 1984; 32(2): 103-32.
11. Wilcke W. Synopsis polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in soil - a review. J. Plant Nutr. Soil Sci. 2000; 163(3): 229-48.
12. Abakumov E.V., Lodygin E.D., Gabov D.N., Krylenkov V.A. Polycyclic aromatic hydrocarbons in Antarctic soils on example of Russian polar stations. Gigiena i sanitariya. 2014; 93(1): 30-4. (in Russian)
13. Gabov D.N., Beznosikov V.A., Kondratenok B.M. Polycyclic aromatic hydrocarbons in podzol and peat-podzol-gley soils of natural landscapes. Pochvovedenie. 2007; (3): 282-91. (in Russian)
14. Gennadiev A.N., Pikovskiy Yu.I., Florovskaya V.N., Alekseeva T.A., Kozin I.S., Ogloblina A.I. et al. Geochemestry of Polycyclic Aromatic Hydrocarbons in Rocks and Soils [Geokhimiya politsiklicheskikh aro-maticheskikh uglevodorodov v gornykh porodakh i pochvakh]. Moscow: Izdatel'stvo MGU; 1996. (in Russian)
15. Golubev D.A., Sorokin N.D. Nature Protection, Nature Use and Ensuring Environmental Safety in St.Petersburg in 2002 [Okhrana okruzhay-ushchey sredy, prirodopol'zovanie i obespechenie ekologicheskoy bezo-pasnosti v Sankt-Peterburge v 2002 godu]. St.Petersburg: Sezam; 2003. (in Russian)
16. Rastvorova O.G. Soil Physics (practical manual) [Fizika pochv (prak-ticheskoe rukovodstvo)]. Leningrad: Izdatel'stvo Leningradskogo univer-siteta; 1983. (in Russian)
17. U.S. Environmental Protection Agency. Method 8310: Polynuclear Aromatic Hydrocarbons. Revision 0. 1986. Available at: http://www.crom-lab.es/Articulos/Metodos/EPA/8000/8310.pdf.
Hygiene & Sanitation (Russian Journal). 2016; 95(9)
_DOI: http://dx.doi.org/10.1882/0016-9900-2016-9-837-841
18. U.S. Environmental Protection Agency. Evaluation and estimation of potential carcinogenic risks of polynuclear aromatic hydrocarbons: carcinogen assessment group. Washington DC: Office of Heath and Environmental Assessment; 1985.
19. U.S. Environmental Protection Agency. Method 3550b: Ultrasonic extraction. Revision 2. 1996. Available at: http://ctntes.arpa.piemonte.it/ Raccolta%20Metodi%202003/pdf/Metodi%20EPA/3550b.pdf.
20. U.S. Environmental Protection Agency. Method 3630c: Silica gel cleanup. Revision 3. 1996. Available at: http://ctntes.arpa.piemonte.it/Rac-colta%20Metodi%202003/pdf/Metodi%20EPA/3630c.pdf.
21. Smith D.J., Edelhauser E.C., Harrison R.M. Polynuclear aromatic hydrocarbon concentrations in road dust and soil samples collected in the United Kingdom and Pakistan. Environ. Technol. 1995; 16(1): 45-53.
22. Kachinskiy N.A. Mechanical andMicroaggregational Soil Composition, Methods of its Study [Mekhanicheskiy i mikroagregatnyy sostav pochvy, metody ego izucheniya]. Moscow: Izdatel'stvo AN SSSR; 1958: 32-5. (in Russian)
23. Stroganova M.N., Myagkova A.D., Prokof'eva T.V. Urban soils: genesis, classification, functions. In: Dobrovol'skiy G.V., ed. Soil, City, Ecology [Pochva, gorod, ekologiya]. Moscow: Fond Za ekonomicheskuyu gramotnost'; 1997: 15-85. (in Russian)
24. Vodyanitskiy Yu.N. Heavy Metals and Non-Metals in Soils [Tyazhelye metally i metalloidy v pochvakh]. Moscow: GNU Pochvennyy institut im. V.V. Dokuchaeva RASKhN; 2008. (in Russian)
25. Swartjes F.A. Risk-based assessment of soil and groundwater quality in
Original article
the Netherlands: standards and remediation urgency. Risk Anal. 1999; 19(6): 1235-49.
26. Carlon C., D'Alessandro M., Swartjes F. Derivation Methods of Soil Screening Values in Europe. A Review and Evaluation of National Procedures Towards Harmonization. European Commission, Joint Research Centre, Ispra, EUR; 2007.
27. USEPA Ecological Soil screening levels (Eco-SSLs). Available at: http:// www.epa.gov/ecotox/ecossl/ (accessed 02 February 2016).
28. Yunker M.B., Macdonald R.W., Vingarzan R., Mitchell R.H., Goyette D., Sylvestre S. PAHs in the Fraser River basin: a critical appraisal of PAH ratios as indicators of PAH source and composition. Org. Geochem. 2002; 33(4): 489-515.
29. Chung N., Alexander M. Effect of soil properties on bioavailability and extractability of phenanthrene and atrazine sequestered in soil. Chemo-sphere. 2002; 48(1): 109-15.
30. Karickhoff S.W., Brown D.S., Scott T.A. Sorption of hydrophobic pollutants on natural sediments. Water Res. 1979; 13(3): 241-8.
31. Pandey P.K., Patel K.S., Lenicek J. Polycyclic aromatic hydrocarbons: need for assessment of health risks in India? Study of an urban-industrial location in India. Environ. Monit. Assess. 1999; 59(3): 287-319.
32. Hwang H.M., Wade T.L., Sericano J.L. Destabilized lysosomes and elimination of polycyclic aromatic hydrocarbons and polychlorinated biphe-nyls in eastern oysters (Crassostrea virginica). Environ. Toxicol. Chem.
2004; 23(8): 1991-5. Поступила 15.02.16
Принята к печати 14.04.16
О ДЕМЕНТЬЕВА Д.М., ДЕМЕНТЬЕВ М.С., 2016 УДК 614.777(470.62)
Дементьева Д.М., ДементьевМ.С.
ПРЕДПОСЫЛКИ ТРАНСГРАНИЧНОГО ЭКОЛОГИЧЕСКОГО КРИЗИСА ВОДНОГО ТРАКТА КУБАНЬ-МАНЫЧ
ФГАОУ ВПО «Северо-Кавказский федеральный университет» Министерства образования и жуки Российской федерации, 355009, Ставрополь
В результате ирригационного строительства большая часть стока верховьев реки Кубань была передана в засушливые равнинные районы Ставропольского края, Ростовской области и Калмыкии по самотечному водному тракту Кубань-Маныч. Предполагалось, что в эту систему будет поступать чистая горная вода. В действительности на водозабор ирригационной системы (Невинномысский канал) в настоящее время поступает загрязненная вода 3-4-го класса. Наблюдается тенденция дальнейшего ухудшения качества поверхностных вод. Определено, что в последние десятилетия на водосборной площади верховьев Кубани (Карачаево-Черкесия) резко увеличилась численность населения. В результате существенно увеличился сброс в реки промышленных, сельскохозяйственных, хозяйственно-бытовых и рекреационных отходов. При этом на водосборной территории для ирригационной системы практически отсутствует инфраструктура сбора, переработки и утилизации образующихся отходов. Интенсивное рекреационное и транспортное освоение горных территорий Карачаево-Черкесии усугубляет ситуацию и может привести к необходимости глубокой очистки воды для последующего потребления уже на огромных территориях Центрального Предкавказья. Так как необходимой инфраструктуры водоподготовки в верховьях Кубани не имеется, это может привести к серьезному системному кризису. Предлагается приступить на водосборной территории к созданию экономически обоснованной системы утилизации отходов жизнедеятельности на основе их пиролизной переработки.
Ключевые слова: река Кубань; водоснабжение; структура загрязнения; предпосылки кризиса; пиролизная утилизация.
Для цитирования: Дементьева Д.М., Дементьев М.С. Предпосылки трансграничного экологического кризиса водного тракта Кубань-Маныч. Гигиена и санитария. 2016; 95(9): 837-841. DOI: http://dx.doi.org/10.18821/0016-9900-2016-95-9-837-841
Dementieva D.M., Dementiev M.S.
PREMISES TO THE TRANSBOUNDARY ENVIRONMENTAL CRISIS IN THE WATER TRACT ON THE EXAMPLE OF WATER TRACT OF THE KUBAN-MANYCH
North- Caucasian Federal University, Stavropol, 355009, Russian Federation
As a result, of the management of the irrigation system the most part of the runoff headwaters of the river Kuban was transferred to the arid plains of the Stavropol Territory, Rostov Region and Kalmykia Gravity Water via the water tract of the Kuban-Manych. This system was assumed to be supplied by pure mountain water. In fact, 3-4 class contaminated water currently passes to the water intake of the irrigation system (Nevinnomyssky channel). There is a tendency to the further deterioration in the quality of surface waters. It was determined that in the last decades in the catchment area of the upper reaches of the Kuban (Karachaevo-Cherkessia) the population was determined to increase sharply. As a result the discharge of industrial, agricultural, domestic and recreational waste into the river significantly increased. In that in catchment areas there is practically no infrastructure of the acquisition, processing and recycling of waste for the irrigation system. Intensive recreational and transport development of mountainous areas of Karachay-Cherkessia aggravates the situation and may lead to the need for deep water purification for
