CC BY
43
ЭКОЛОГИЯ
УДК 504.064.2:58.006:631.453:547.6
ПРИОРИТЕТНЫЕ ОРГАНИЧЕСКИЕ ЗАГРЯЗНИТЕЛИ В ПОЧВЕ ДЕНДРОПАРКА БОТАНИЧЕСКОГО САДА МГУ имени М.В. ЛОМОНОСОВА
Сообщение 2. Особенности вертикального распределения полициклических ароматических углеводородов в профиле урбо-дерново-подзолистой почвы*
Г.И. Агапкина, В.В. Столбова, Е.С. Бродский, A.A. Шелепчиков, Д.Б. Фешин
Рассмотрено распределение 12 полициклических ароматических углеводородов (ПАУ) в профиле урбо-дерново-подзолистой почвы дендропарка Ботанического сада МГУ имени М.В.Ломоносова на Воробьевых горах. Выявлено несколько зон аккумуляции ПАУ, показана роль факторов окружающей среды в накоплении полиаренов на почвенных геохимических барьерах, оценена экологическая значимость уровней загрязнения и возможные источники поступления данных соединений в почву. Приведены данные о вкладе полиаренов с выявленными канцерогенными свойствами в спектр ПАУ и эквиваленте их токсичности по бенз(а)пирену.
Ключевые слова: урбоэкосистема, ботанический сад, урбо-дерново-подзолистая почва, почвенный профиль, загрязнение почв, состав полициклических ароматических углеводородов, эквивалент токсичности по бенз(а)пирену.
Введение
Полициклические ароматические углеводороды (ПАУ) относятся к приоритетным загрязнителям окружающей среды [13]; их содержание в почвенном покрове входит в число основных показателей при мониторинге состояния природно-городских экосистем [8, 11, 15, 18, 23, 25—27, 32, 33]. Данный факт связан с высоким вкладом этих соединений и их производных в канцерогенную активность городской среды [9, 11]. В урбо-экосистемах имеются многочисленные источники ПАУ: выбросы автотранспорта, тепловых электростанций, промышленных предприятий, мусоросжигательных заводов и др. [7, 9, 11, 14, 34]; полиарены присутствуют в составе промышленной продукции и бытовых товаров (строительные материалы, автомобильные шины и т.д.).
Настоящая работа является продолжением цикла исследований по содержанию в почвах дендро-парка Ботанического сада МГУ имени М.В.Ломоносова на Воробьевых горах приоритетных органических загрязнителей, рассмотренных ранее на примере полихлорированных бифенилов [2]. В статье приведены данные об изменении содержания 12 ПАУ в профиле урбо-дерново-подзоли-стой почвы дендропарка. Рассмотрена роль факторов окружающей среды в накоплении полиаренов на почвенных геохимических барьерах, оценена экологическая значимость уровней загрязнения и
возможные источники поступления данных соединений в почву.
Объекты и методы исследования
Согласно группировке и систематике почв ботанических садов [17] в рамках классификации городских антропогенных почв [12], объектом исследования на территории дендропарка явилась среднегумусная среднесуглинистая урбо-дерново-подзолистая почва. С момента создания парка она не подвергалась агрохимическим и агрокультуро-техническим мероприятиям. Почвенный профиль представлен современными маломощной подстилкой — О (0—1,5(2) см), гумусово-аккумулятив-ным Аи (1,5(2)—10(12) см) и переходным АЕLu (10(12)—20(25) см) горизонтами, сформировавшимися на слое техногенного грунта и (20(25)—40 см), использованного при планировке поверхности дендропарка. Под данными слоями залегает исходная дерново-подзолистая почва, представленная погребенными горизонтами В (40—80 см) и С естественных почв.
ПАУ определяли методом высокоэффективной жидкостной хроматографии (ВЭЖХ) на хроматографе НР 1090—НР 1046 с двумя последовательно установленными детекторами — ультрафиолетовым с диодной матрицей и программируемым флуоресцентным; колонка MN №с1ео8Д 100-5С^8 РАН [10]. Разделение осуществляли в системе рас-
* Сообщение 1 опубликовано в «Вестн. Моск. ун-та. Сер. 17. Почвоведение» № 4 за 2012 г.
творителей вода—ацетонитрил. Подготовка почвенных проб к анализу включала предварительную высокоэффективную экстракцию смесью толуола и ацетона (9:1) при температуре 90° и последующую очистку экстракта с помощью хроматографии. В последнем случае использовали колонку с силикатом калия и безводным сульфатом натрия и колонку с оксидом алюминия (щелочной, активированный при 500° в течение двух часов). В почве идентифицировали 12 ПАУ, входящих в стандартный список возможных компонентов выбросов техногенных источников: аценафтен, фенантрен, антрацен, флуорантен, пирен, бенз(а)антрацен, хризен, бенз^флуорантен, бенз^флуорантен, бен-з(а)пирен, бенз^,^ЬД)перилен, индено(1,2,3^)пи-рен. Содержание флуорена и дибенз(а,К)антраце-на было ниже предела обнаружения.
Органический углерод в почве определяли методом Тюрина, рНвод — потенциометрически (рис. 1, I и II).
Результаты и их обсуждение
Содержание суммы ПАУ в поверхностных горизонтах урбо-дерново-подзолистой почвы денд-ропарка (312, 2529 и 2481 мкг/кг в подстилке, слоях 2—7 и 7—12 см соответственно) и отдельных по-лиаренов (рис. 1, Ш—XV) лежит в диапазоне, характерном для поверхностных горизонтов почв Москвы (208—9605 мкг/кг при среднем значении 1554 мкг/кг) [3], в том числе в ее парково-рек-реационной зоне [1, 8]. Для сравнения отметим, что суммарное содержание 16 ПАУ в почвах парков Майами (Флорида, США) составляет 1595 ± ± 224 мкг/кг [18], а городских парков Гонконга — в пределах 50,2—19 500 мкг/кг при среднем значении 811,5 и медиане 210,5 мкг/кг [23]. В двух городских парках Швеции этот показатель в поверхностных слоях почв равен 646 и 8465 мкг/кг [25], а в городском парке центральной части Кота-Бару (Келантан, Малайзия) — 144 мкг/кг [26].
При исследовании вертикального распределения ПАУ в урбо-дерново-подзолистой почве денд-ропарка Ботанического сада МГУ выявлено несколько зон аккумуляции индивидуальных поли-аренов (рис. 1, IV—XV). Такой тип распределения этих соединений в почвенном профиле, очевидно, сформировался в результате воздействия нескольких антропогенных факторов в сочетании с почвенными условиями. Первый небольшой максимум содержания некоторых полиаренов в почве наблюдался на глубине 2—12 см, что отражает барьерную функцию гумусово-аккумулятивного гор. Аu при воздушном поступлении ПАУ в почву с выбросами автотранспорта. Рассматриваемый почвенный разрез находился в угловой части Ботанического сада, примыкающей к пересечению ул. Менделеева и Университетского просп., где наблюдается интенсивное движение автотранспорта. Аккумуля-
ция ПАУ, поступающих из атмосферы, на данном геохимическом барьере характерна как для почв районов индустриального развития, так и для фоновых территорий [3, 5, 6, 11, 14].
Второй наиболее выраженный максимум содержания ПАУ в профиле почвы на глубине 22—32 см соответствует техногенному слою U (рис. 1, IV—XV). Концентрация полиаренов в данном слое (84 661 мкг/кг для суммы полиаренов и 3874,4 мкг/кг для бенз(а)пирена) превосходит на один—три порядка таковую в поверхностных горизонтах почвы. Чрезвычайно высокое содержание ПАУ в техногенном слое, вероятно, связано с загрязнением грунта при строительстве университета, на котором впоследствии сформировались верхние горизонты почвенного профиля в саду. На это указывают включения угля, бетонной крошки и кирпича. Источником загрязнения почвы могли быть как продукты горения топлива, так и строительно-композиционный материал (асфальтобетонное покрытие и др.), в состав которого входят битумы и каменноугольные смолы, содержащие ПАУ [9]. При этом инкубация ПАУ в техногенном слое почвы на глубине 22—32 см могла препятствовать их физико-химической трансформации под действием ультрафиолетового излучения, а нейтральная среда (рис. 1, I) и анаэробные условия могли замедлять микробиологическое разложение [35]. По литературным данным, наиболее интенсивно микробиологическое разложение ПАУ протекает в кислых и хорошо аэрируемых почвах [14]. Возможность формирования исключительно высоких уровней содержания этих соединений в почвенном покрове городских почв подтверждают литературные данные. Так, в почве района старой застройки Будапешта было обнаружено до 3400 мкг/кг фенантрена и 4620 мкг/кг пирена [4]. Следует отметить, что захоронение на территории строящихся объектов остатков строительных, промышленных и бытовых отходов, продуктов их горения, разложение и выщелачивание из них экотоксикантов с консервацией в городской почве в последующий период относятся к широко распространенным явлениям. Это приводит к тому, что под верхними горизонтами почв залегают техногенные слои с высоким уровнем содержания химических веществ. Данные особенности вертикального распределения стойких токсических веществ в городских почвах необходимо учитывать при контроле за их загрязнением. Сходные черты с поведением ПАУ в почве дендропар-ка МГУ имеет распределение тяжелых металлов в почвенных профилях партерной части ЦПКиО им. М. Горького (Москва) [12] и Ботанического сада Ботанического института РАН им. В.Л. Комарова (Санкт-Петербург) [17], характеризующихся аномально высоким содержанием этих поллю-тантов в погребенных горизонтах.
Рис. 1. Изменение значения рН (I), содержания органического углерода (II) и ПАУ (Ш—ХУ) по глубине профиля урбо-
дерново-подзолистой почвы дендропарка
Формирование зон аккумуляции индивидуальных ПАУ в профиле урбо-дерново-подзоли-стой почвы также связано с различиями в миграционной способности индивидуальных полиаренов, зависящей от их молекулярной структуры. На рис. 1, УП—ХУ видно, что под техногенным гор. и в нижней части почвенного профиля (гор. В,
42—72 см) наблюдается резкое снижение содержания большинства 4—6-ядерных структур (флуоран-тен, пирен, хризен, бенз(а)антрацен, бенз(а)пирен, бенз^,^ЬД)перилен, бенз(Ь)флуорантен, бенз(к)-флуорантен, индено(1,2,3-сё)пирен), имеющих преимущественно техногенное происхождение. Подобный характер распределения в почвенном профиле
Таблица 1
Уровень загрязнения ПАУ урбо-дерново-подзолистой почвы (по горизонтам) дендропарка
(доля от допустимого уровня)
Нормативная база О Аи AELu U B
0—2 см 2—7 см 7—12 см 12—22 см 22—32 см 32—42 см 42—52 см 52—62 см 62—72 см
РФ: ПДК бенз(а)пирена (20 мкг/кг) 1,9 12,6 10,2 23,1 193,7 18,0 4,1 2,7 10,5
Голландия: допустимое суммарное содержание 10 индикаторных ПАУ 1-й «сигнальный» уровень (1 мг/кг*) 2-й «сигнальный» уровень (40 мг/кг*) 0,2 0,01 1,8 0,05 1,3 0,03 4,1 0,10 60,5 1,50 5,1 0,13 7,2 0,18 5,8 0,14 3,7 0,09
* Для почв с содержанием органического вещества < 10%.
типичен для данных высокоядерных структур, слабо проникающих в иллювиальные горизонты [5,6, 11]. Иной характер поведения в нижней части почвенного профиля проявляют 3-ядерные структуры (аценафтен, фенантрен), накопление которых отмечается на адсорбционном барьере в иллювиальном горизонте на глубине 42—62 см (рис. 1, IV и V). Образование данной зоны аккумуляции, вероятно, является следствием миграции из наиболее загрязненного техногенного слоя и в глубь почвы этих малоядерных соединений, обладающих большей подвижностью по сравнению с высокоядерными полиаренами. По литературным данным, фенантрену, относящемуся к типичным природным ароматическим углеводородам, свойствен аккумулятивно-элювиально-иллювиальный тип распределения по вертикальному профилю почв как в природных экосистемах, так и в урбоэкосисте-мах [5, 6, 11]. В целом в профиле урбо-дерново-под-золистой почвы была выявлена значимая положительная корреляция содержания индивидуальных ПАУ (г = 0,80—1,0, р < 0,01). Значимая корреляция содержания ПАУ с содержанием органического углерода и значением рН не наблюдалась.
В Российской Федерации из всех полиаренов в почве нормируется только содержание бенз(а)-пирена [7]. Из табл. 1 следует, что содержание бенз(а)пирена в профиле урбо-дерново-подзоли-стой почвы превосходит ПДК от нескольких раз в подстилке до сотен раз в техногенном слое и. Накопленный к настоящему времени экспериментальный материал показывает, что использование только бенз(а)пирена в качестве индикатора загрязнения природных сред ПАУ не позволяет дать целостную и объективную картину их экологического состояния [9, 18]. Поэтому в ряде стран Европы и Америки установлены нормы содержания группы ПАУ в почве с учетом экотоксико-логического последействия их на биоту [22, 24]. Например, в Голландии используют два допустимых («сигнальных») уровня для суммарного со-
держания 10 индикаторных полиаренов (нафталин, фенантрен, антрацен, флуорантен, бенз(а)-антрацен, хризен, бенз(к)флуорантен, бенз(а)пи-рен, бенз(£,ИД)перилен, индено(1,2,3-сфпирен) [24]. При превышении первого «сигнального» уровня наблюдается нарушение экологических функций почвы, а при превышении второго «сигнального» уровня требуется проведение ремедиационных мероприятий. Таким образом, согласно нормативной базе Голландии, можно считать, что в нашем случае присутствие ПАУ вызывает нарушение экологических функций урбо-дерново-подзолистой почвы практически по всей глубине профиля (табл. 1). При этом максимальное влияние ПАУ на почву отмечается в техногенном слое на глубине 22—32 см, что вызывает необходимость проведения «оздоровления» почвы. Для оценки рисков для здоровья человека также можно использовать классификацию почв Европы по уровню их загрязнения ПАУ [29]. При содержании суммы поллютантов в почве <200 мкг/кг почва считается незагрязненной; 200—600 мкг/кг — слабозагрязненной; 600—1000 мкг/кг — загрязненной и > 1000 мкг/кг — сильнозагрязненной. В соответствии с данной классификацией весь почвенный профиль урбо-дер-ново-подзолистой почвы следует рассматривать как сильнозагрязненный, за исключением подстилки, характеризующейся как слабозагрязнен-ная (рис. 1, III).
При анализе источников поступления и оценке экологических последствий загрязнения почвы ПАУ имеет значение не только содержание, но и вклад индивидуальных полиаренов. Как видно из рис. 2, основной вклад в спектр ПАУ в подстилке и верхней части гумусово-аккумулятив-ного горизонта вносит группа 4—6-ядерных полиаренов (в сумме 98—99%, отдельные соединения — 6—19%). В техногенном слое почвы среди ПАУ доминирует флуорантен (26%), а в иллювиальном горизонте — аценафтен (51—62%) и фенантрен (20—34%). Преобладание высокоядерных
Рис. 2. Относительное содержание индивидуальных полиаренов в спектре ПАУ в отдельных слоях урбо-дерново-подзоли-
стой почвы дендропарка
ПАУ в поверхностных слоях почвы, очевидно, связано с их преимущественным поступлением с выбросами автотранспорта, высокой устойчивостью и слабой подвижностью в почвенном профиле по сравнению с малоядерными [9, 18, 33, 34]. Преобладание последних в нижней части почвенного профиля (иллювиальный горизонт), наоборот, объясняется их способностью к вертикальной миграции из наиболее загрязненного техногенного слоя ^ Китайские исследователи отметили аналогичное накопление и доминирование в спектре ПАУ 3-ядерных структур в подповерхностных слоях гидроморфных почв эстуария [35].
Для оценки возможных источников поступления ПАУ в техногенный слой U урбо-дерново-подзолистой почвы был проведен практикуемый в настоящее время расчет отношения содержания флуорантена к содержанию суммы флуоран-тена и пирена, а также бенз(а)антрацена к сумме бенз(а)антрацена и хризена [19—21, 26, 33, 35].
Данное отношение в техногенном слое почвы было равно 0,69 и 0,56 соответственно. По литературным данным, значения отношений флуорантен/(флуо-рантен + пирен) > 0,5 и бенз(а)антрацен/(бенз(а)-антрацен + хризен) > 0,5 указывают на вероятность поступления ПАУ в почву в результате горения угля, травы и древесины [36]. Подтверждением роли пирогенных процессов в поступлении ПАУ в почву могут также служить значения отношений фенантрен/антрацен < 10, флуорантен/пи-рен > 1 и индено(1,2,3^)пирен/(индено(1,2,3-сd)пирен + бенз^,^ЬД)перилен) > 0,2 [21,28, 32, 36]. При этом последнее отношение в интервале 0,2—0,5 указывает на то, что ПАУ могли образоваться в результате горения жидкого топлива. В техногенном слое урбо-дерново-подзолистой почвы указанные показатели были равны 8,6; 2,3 и 2,8 соответственно.
Как известно, опасность ПАУ для организма связана преимущественно с их канцерогенным и
Таблица 2
Относительное содержание полиаренов с выявленным канцерогенным действием в спектре ПАУ в урбо-дерново-подзолистой почве дендропарка, %
Горизонт, глубина, см Бенз(а)антра-цен Хризен Бенз(Ь)флуо-рантен Бенз(к)флуо-рантен Бенз(а)пирен Инде-но(1,2,3^)пирен Сумма ПАУ
О 0—2 15,5 12,7 10,5 0,0 12,3 8,3 59,3
Аи 2—7 19,2 14,8 10,5 0,0 10,0 2,6 57,1
Аи 7—12 10,2 10,5 7,1 0,0 8,2 0,0 36,0
AELu 12—22 12,1 7,8 12,0 0,1 7,6 9,3 48,9
и 22—32 7,1 5,6 4,2 0,1 4,6 4,9 26,5
и 32—42 3,4 0,0 2,4 0,0 2,2 2,1 10,1
В 42—52 0,7 1,0 0,6 0,0 0,5 0,2 3,0
В 52—62 0,5 0,0 0,3 0,0 0,3 0,0 1,1
В 62—72 2,8 2,3 1,4 0,0 2,4 0,1 9,0
мутагенным действием. В настоящее время бенз(а)-пирен, бенз(а)антрацен и дибенз(а,И)антрацен включены в отечественный список канцерогенных факторов [16], а бенз(к)флуорантен, бенз(Ь)-флуорантен, индено(1,2,3-сё)пирен и хризен рассматриваются как возможные канцерогены (группа 2В) Международным агентством изучения рака (МАИР, IARC) [27] и как вероятные канцерогены Агентством по охране окружающей среды США (и8 ЕРА) [31]. Из табл. 2 следует, что относительное содержание суммы данных канцерогенов в спектре ПАУ в верхних слоях урбо-дерново-под-золистой почвы достигает 59%. Важно также отметить, что вклад бенз(а)антрацена и хризена в спектр ПАУ превышает вклад бенз(а)пирена, а вклад бензо(Ь)флуорантена сопоставим с ним. Для верхних слоев почв урбоэкосистем Китая вклад канцерогенов в спектр ПАУ несколько ниже, чем в почве дендропарка МГУ, и составляет 40% [33].
Для оценки канцерогенного потенциала суммы ПАУ Агентством по охране окружающей среды США был предложен эквивалент токсичности по бенз(а)пирену (ВаРЕ), учитывающий вклад в него полиаренов с выявленными канцерогенными свойствами [31]: ВаРЕ (мкг/кг) = ZFi • РАШ (мкг/кг), где РАШ — концентрация /-го полиарена, Fi — его фактор эквивалентной токсичности по бенз(а)пирену. Расчет показал, что в профиле урбо-дерново-подзолистой почвы дендропарка величина ВаРЕ изменяется от 49 мкг/кг в подстилке до 5262 мкг/кг в техногенном слое и (22—32 см) (табл. 3). При этом основной вклад в нее вносит бенз(а)пирен (69—85%), что связано с низкими значениями факторов эквивалентной токсичности для других полиаренов. Тем не менее использование только содержания бенз(а)пирена для оценки риска в связи с канцерогенным действием ПАУ снижает данную оценку в 1,2—1,4 раза (табл. 3).
Таблица 3
Оценка канцерогенного потенциала ПАУ в урбо-дерново-подзолистой почве дендропарка
Горизонт, глубина, см Ш ЕРА [31] TEQ [30], мкг/кг
ВаРЕ, мкг/кг ВаРЕ/бен-з(а)пирен вклад индивидуальных ПАУ в ВаРЕ, %
бенз(а)ант-рацена хризена бенз(Ь)флуо-рантена бенз(к)флуо-рантена бенз(а)-пирена индено(1,2,3-cd)пирена
О 0—2 49 1,3 9,89 0,08 6,69 0,00 78,03 5,31 50
Аи 2—7 335 1,3 14,50 0,11 7,91 0,02 75,49 1,97 341
Аи 7—12 247 1,2 10,26 0,11 7,12 0,00 82,51 0,00 252
AELu 12—22 665 1,4 11,04 0,07 10,95 0,10 69,37 8,48 681
и 22—32 5262 1,4 11,43 0,09 6,83 0,21 73,63 7,80 5472
и 32—42 493 1,4 11,48 0,00 8,21 0,00 73,21 7,10 516
В 42—52 109 1,3 12,07 0,16 9,12 0,00 75,15 3,50 129
В 52—62 67 1,2 11,31 0,00 6,47 0,00 82,22 0,00 84
В 62—72 248 1,2 9,91 0,08 4,98 0,00 84,58 0,45 261
Рядом авторов также была предложена оценка канцерогенного потенциала ПАУ (TEQ) с помощью факторов эквивалентной токсичности (TEFs) для учета возможной канцерогенной активности 15 по-лиаренов [30]. Как видно из табл. 3, канцерогенный потенциал ПАУ в профиле урбо-дерново-под-золистой почвы дендропарка МГУ, рассчитанный с помощью системы факторов TEFs, близок к аналогичному показателю, оцененному по факторам эквивалентной токсичности US EPA. В поверхностных слоях почвы дендропарка величина ВаРЕ сопоставима с аналогичными показателями для почв городских парков Майами (Флорида, США) — 271 мкг/кг [18], а величина TEQ — с данным показателем для городских почв Китая (256 мкг/кг) [33]. Согласно установленным в Канаде критериям оценки риска для здоровья населения загрязнения почв полиаренами [22], величина токсического эквивалента ПАУ в верхней части профиля урбо-дерново-подзолистой почвы лежит ниже безопасного уровня (600 мкг/кг), а в техногенном слое в 9 раз превосходит его (табл. 3).
Выводы
• В профиле урбо-дерново-подзолистой почвы дендропарка Ботанического сада МГУ выявлено несколько зон аккумуляции ПАУ: верхняя часть гумусово-аккумулятивного горизонта (2—7 см),
техногенный слой (22—32 см) и иллювиальный горизонт (42—52 см).
• Содержание суммы ПАУ в верхней части почвенного профиля (312—2529 мкг/кг) и отдельных полиаренов (38,3—252,8 мкг/кг, 1,9—12,6 ПДК для бенз(а)пирена) лежит в диапазоне, характерном для поверхностных горизонтов почв Москвы.
• Максимальные уровни содержания ПАУ в почвенном профиле отмечаются в техногенном слое: 84 661 мкг/кг для суммы полиаренов и 3874,4 мкг/кг (194 ПДК) для бенз(а)пирена.
• Соотношение полиаренов-изомеров в спектре ПАУ в техногенном слое свидетельствует о преимущественном поступлении их в почву в результате пирогенных процессов.
• Основной вклад в спектр ПАУ в подстилке и верхней части гумусово-аккумулятивного горизонта вносит группа 4—6-ядерных полиаренов (6—19% каждое соединение), в техногенном слое — флуорантен (26%) и в иллювиальном горизонте — аценафтен (51—62%) и фенантрен (20—34%).
• Относительное содержание суммы полиаре-нов с выявленными канцерогенными свойствами в спектре ПАУ варьирует от 1,1% в нижней части почвенного профиля до 59% в подстилке.
• Эквивалент токсичности полиаренов по бенз(а)пирену (ВаРЕ, и8 ЕРА) изменяется в почвенном профиле от 49 мкг/кг в подстилке до 5262 мкг/кг в техногенном слое.
СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ
1. Агапкина Г.И., Бродский Е.С., Шелепчиков А.А., Фешин Д.Б. Особенности поведения ПАУ в почвенном покрове парков Москвы// Мат-лы Второй Междунар. науч.-практ. конф. «Экология биосистем: проблемы изучения, индикации и прогнозирования». Астрахань, 2009.
2. Агапкина Г.И., Ефименко Е.С., Бродский Е.С. и др. Приоритетные органические загрязнители в почве дендропарка Ботанического сада МГУ имени М.В.Ломоносова. Сообщение 1. Особенности вертикального распределения полихлорированных бифенилов в профиле урбанозема // Вестн. Моск. ун-та. Сер. 17. Почвоведение. 2012. № 4.
3. Агапкина Г.И., Чиков П.А., Шелепчиков A.A. и др. Полициклические ароматические углеводороды в почвах г. Москвы // Там же. 2007. № 3.
4. Вредные химические вещества. Углеводороды. Га-логенпроизводные углеводородов: Справ. изд. / Под ред. В.А. Филова. Л., 1990.
5. Габов Д.Н., Безносиков В.А., Кондратенок Б.М. Полициклические ароматические углеводороды в подзолистых и торфянисто-подзолисто-глееватых почвах фоновых ландшафтов // Почвоведение. 2007. № 3.
6. Геннадиев А.Н., Пиковский Ю.И., Чернянский С.С. и др. Формы и факторы накопления полициклических ароматических углеводородов в почвах при техногенном загрязнении (Московская область) // Там же. 2004. № 7.
7. ГН 2.1.7.2041-06. Предельно допустимые концентрации (ПДК) химических веществ в почве.
8. Когут Б.М., Шульц Э., Галактионов А.Ю. Содержание и состав полициклических ароматических углеводородов в гранулоденсиметрических фракциях почв парков Москвы // Почвоведение. 2006. № 10.
9. Майстренко В.Н., Клюев Н.А. Эколого-аналити-ческий мониторинг стойких органических загрязнителей. М., 2004.
10. МУК 4.1.008-01. 3,4-бензпирен. Спектрофлуо-риметрия. Экстракционный метод определения концентрации в пробах глинистых почв. МИ.
11. Никифорова Е.М., Кошелева Н.Е. Полициклические ароматические углеводороды в городских почвах (Москва, Восточный округ) // Почвоведение. 2011. № 9.
12. Почва, город, экология / Под ред. Г.В. Добровольского. М., 1997.
13. Программа ООН по окружающей среде. Подпрограмма по химическим веществам. Региональная оценка стойких токсичных веществ. Европа: Региональный доклад. ЮНЕП. Глобальный экологический фонд, 2002.
14. Ровинский Ф.Я., Теплицкая Т.А., Алексеева Т.А. Фоновый мониторинг полициклических ароматических углеводородов. Л., 1988.
15. СанПин 2.1.7.1287-03. Санитарно-эпидемиологические требования к качеству почвы.
16. СанПин 1.2.2353-08. Канцерогенные факторы и основные требования к профилактике канцерогенной опасности.
17. Строганова М.Н., Раппопорт А.В. Антропогенные почвы ботанических садов крупных городов южной тайги// Почвоведение. 2005. № 9.
18. Banger K, Toor G.S., Chirenje T. et al. Polycyc-lic aromatic hydrocarbons in urban soils of different land uses in Miami, Florida// Soil and Sed. Contam. 2010. Vol. 19, N 2.
19. Boitsov S, Jensen H.K.B., Klungs0yr J. Natural background and anthropogenic inputs of polycyclic aro-matichydrocarbons (PAH) in sediments of South-Western Barents Sea // Marine Environ. Res. 2009. Vol. 68, N 5.
20. Brandli R.C., Bucheli T.D., Ammann S. et al. Critical evaluation of PAH source apportionment tools using data from the Swiss soil monitoring network // J. Environ. Monit. 2008. Vol. 10, N 11.
21. Budzinski H, Jones I., Bellocq J. et al. Evaluation of sediment contamination by polycyclic aromatic hydrocarbons in the Gironde estuary // Marine Chem. 1997. Vol. 58, N 1—2.
22. Canadian soil quality guidelines. Carcinogenic and other polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) (Environmental and Human Health Effects). Canadian Council of Ministers of the Environment, 2010.
23. Chung M.K., Hu R, Cheung K.C. et al. Pollutants in Hong Kong soils: Polycyclic aromatic hydrocarbons // Chemosphere. 2007. Vol. 67, N 3.
24. Circular on target values and intervention values for soil remediation: DBO/1999226863. Ministry of Housing, Spatial Planning and Environment of Netherlands, february 4th // Netherlands Government Gazette. 2000. N 39.
25. Desaules A., Ammann S, Blum F. et al. PAH and PCB in soils of Switzerland — status and critical review // J. Environ. Monit. 2008. Vol. 10, N 11.
26. Fadzil M.F., Tahir N.M., Khairul W.M. et al. Concentration and distribution of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in the town of Kota Bharu, Kelan-tan Darul Naim // The Malaysian J. Analyt. Sci. 2008. Vol. 12, N 3.
27. IARC Monographs on the evaluation of carcinogenic risks to humans. Vol. 92. Some non-heterocyclic polycyclic aromatic hydrocarbons and some related exposures. Lyon, France, 2010.
28. Li B, Feng C, Li X. et al. Spatial distribution and source apportionment of PAHs in surficial sediments of the Yangtze Estuary, China // Mar. Pollut. Bull. 2012. Vol. 64, N 3.
29. Maliszewska-Kordybach B. Polycyclic aromatic hydrocarbons in agricultural soils in Poland: preliminary proposals for criteria to evaluate the level of soil contami-nation// Applied Geochem. 1996. Vol. 11, N 1—2.
30. Nisbet I.C., LaGoy P.K. Toxic equivalency factors (TEFs) for polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) // Regulatory Toxicol. Pharmacol. 1992. Vol. 16, N 3.
31. Provisional Guidance for Quantitative Risk Assessment of PAH. EPA/600/R-93/089. United States Environmental Protection Agency. Cincinnati, 1993.
32. Wang G, Mielke H.W., Quach V. et al. Determination of polycyclic aromatic hydrocarbons and trace metals in New Orleans soils and sediments // Soil Sed. Contam. 2004. Vol. 13.
33. Wang X.S, Zhang P., Zhou H.Y. et al. Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in urban topsoils: Concentration and source analysis in Xuzhou, China // Intern. J. Environ. Stud. 2012. Vol. 69, N 4.
34. Wilcke W.Polycyclic Aromatic Hydrocarbons (PAHs) in soil — a Review // J. Plant Nutr. Soil Sci. 2000. Vol. 163, N 6.
35. Xiao R, Bai J., Wang J. et al. Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in wetland soils under different land uses in a coastal estuary: Toxic levels, sources and relationships with soil organic matter and water-stable aggregates // Chemosphere. 2014. Vol. 110.
36. Yunker M.B., Macdonald R.W., Vingarzan R. et al. PAHs in the Fraser River basin: a critical appraisal of PAH ratios as indicators of PAH source and composition // Organic Geochem. 2002. Vol. 33, N 4.
Поступила в редакцию 08.01.2015
РRIORITY ORGANIC POLLUTANTS IN SOIL OF ARBORETUM
IN BOTANICAL GARDEN OF LOMONOSOV MSU
Report 2. Peculiarities of vertical distribution ofpolycyclic aromatic hydrocarbons
in the profile of urbo-soddy-podzolic soil
G.I. Agapkina, V.V. Stolbova, E.S. Brodskiy, A.A. Shelepchikov, D.B. Feshin
The depth distribution of 12 polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in urbo-soddy-podzolic soil were investigated. The soil was located in arboretum of botanical garden of Lomonosov MSU on Vorobiyovy Gory. The PAHs concentrations, formulations, level of contamination, credible sources and the benz(a)pyrene equivalents (BaPE) in the soil profile were assessed.
Key words: urban ecosystem, botanical garden, profile of urbo-soddy-podzolic soil, soil pollution, polycyclic aromatic hydrocarbons, benz(a)pyrene equivalent.
Сведения об авторах
Агапкина Галина Ивановна, канд. хим. наук, ст. науч. сотр. каф. радиоэкологии и экотоксикологии ф-та почвоведения МГУ имени М.В. Ломоносова. Тел.: 8(495) 939-25-08,
8(495) 939-50-09; e-mail: Galina_agapkina@mail.ru. Столбова Валерия Владимировна, канд. биол. наук, ст. преп. каф. радиоэкологии и экотоксикологии ф-та почвоведения МГУ имени М.В.Ломоносова. Тел.: 8(495) 939-25-08, 8(495) 939-50-09; e-mail: vstol@soil.msu.ru. Бродский Ефим Соломонович, докт. хим. наук, зав. лабораторией аналитической экотоксикологии Ин-та проблем экологии и эволюции имени А.Н. Северцова РАН. Тел.: 8(499) 135-13-80; e-mail: efbr@mail.ru. Шелепчиков Андрей Александрович, канд. хим. наук, ст. науч. сотр. лаборатории аналитической экотоксикологии Ин-та проблем экологии и эволюции имени А.Н. Северцова РАН. Тел.: 8(499) 135-99-45; e-mail: dioxin@mail.ru. Фешин Денис Борисович, канд. хим. наук, нач. отдела разработки процессов Междунар. биотехнол. центра «Генериум». E-mail: feshin@ibcgenerium.
