CC BY
21
ЭКОЛОГИЯ
УДК 504.064.2:58.006:631.453:632.95
ПРИОРИТЕТНЫЕ ОРГАНИЧЕСКИЕ ЗАГРЯЗНИТЕЛИ В ПОЧВЕ ДЕНДРОПАРКА БОТАНИЧЕСКОГО САДА МГУ имени М.В. ЛОМОНОСОВА
Сообщение 3. Особенности вертикального распределения хлорорганических пестицидов в профиле урбанозема
Г.И. Агапкина, Е.С. Бродский, A.A. Шелепчиков, Д.Б. Фешин
Рассмотрено вертикальное распределение ДДТ, его метаболитов, изомеров ГХЦГ и ГХБ в урбаноземе дендропарка Ботанического сада МГУ имени М.В.Ломоносова на Воробьевых горах. Максимальное содержание ДДТ, ДДЕ и изомеров ГХЦГ в профиле почвы наблюдается в гумусовом гор.Аи и/или верхней части техногенного слоя и (10—20 см), ГХБ — в техногенном слое и (20—30 см). Суммарное содержание ДДТ и его метаболитов (156,2 мкг/кг) в поверхностном слое лежит в диапазоне, характерном для почв «старых» парково-рекреационных зон. Остаточные количества ДДТ в почвенном профиле составляют 1,47—0,336 ПДК. Соотношение метаболитов и изомеров ДДТ свидетельствует о слабой степени его трансформации (5,67—37,6%) и применении в форме технического препарата. Содержание ГХБ (2,479—5,868 мкг/кг) и суммарное количество изомеров ГХЦГ (а + Р + у) (0,3824—0,9863 мкг/кг) в профиле урбанозема на 1—2 порядка ниже ПДК/ОДК и соответствует их фоновому уровню. Соотношение изомеров ГХЦГ свидетельствует об относительно высокой степени трансформации пестицида и применении его в предшествующий период преимущественно в форме линдана.
Ключевые слова: урбоэкосистема, ботанический сад, урбанозем, почвенный профиль, загрязнение почв, хлорорганические пестициды.
Введение
Несмотря на то, что запрет на применение наиболее опасных хлорорганических пестицидов (ХОП) в СССР, а также в ряде стран Европы и Америки был введен еще в 70-х гг. прошлого века [16], остаточные количества этих стойких экотоксикан-тов до сих пор детектируются в почвах не только сельхозугодий, но и парко-рекреационной зоны городов [25, 30]. Вместе с тем информация о загрязнении ХОП последних крайне ограниченна по сравнению с аналогичными данными для почв сельхозугодий. Наибольшее внимание уделяется мониторингу в почве дихлордифенилтрихлорэтана (ДДТ), гексахлорбензола (ГХБ) и гексахлорцикло-гексана (ГХЦГ), широко используемых с 40-х гг. прошлого века [2, 5, 7, 9—11, 14—16, 24, 26, 29, 31]. В настоящее время данные пестициды входят в список стойких органических загрязнителей (СОЗ). Период полусуществования (Т50) ДДТ, ГХБ и ГХЦГ в почве в среднем составляет до 15 лет, 2,7—5,7 года и 1 год соответственно [14]. Среди наиболее опасных свойств этих пестицидов следует отметить возможное канцерогенное действие на человека (ДДТ, ГХБ), поражение эндокринной системы (ДДТ, ГХЦГ) и печени (ГХБ), воздействие на широкий
круг насекомых (ДДТ, ГХЦГ), а также высокую способность к бионакоплению и биоумножению, глобальное распространение в биосфере [7, 8, 10, 11, 14—16].
В работе приведены результаты исследования вертикального распределения ДДТ и его метаболитов, изомеров ГХЦГ и ГХБ в урбаноземе дендропарка Ботанического сада МГУ. На основе отечественных и зарубежных допустимых норм дана оценка уровня загрязнения почвы этими пестицидами, степени их трансформации и форм поступления в почву.
Объекты и методы исследования
Исследовано распределение ХОП по глубине урбанозема среднемощного среднегумусного легкосуглинистого, сформированного на погребенной урбо-дерново-подзолистой почве. Разрез расположен рядом с хозяйственными постройками (трансформаторная будка и столярная мастерская) на территории дендропарка. Почвенный профиль представлен следующими горизонтами: Аи (0—10 см) — и (10—57 см) — [А] (57—65 см). Подробное описание морфологического строения и данные об изменении содержания органического углерода, рН
и нефтепродуктов (возможных «проводников» хлор-органических соединений) в профиле урбанозема приведены в ранее опубликованной работе [1].
Анализ почвенных проб на содержание п, п' -и о,п'-изомеров ДДТ, п,п'- и о,п'-изомеров его метаболитов дихлордифенилдихлорэтилена (ДДЕ) и дихлордифенилдихлорэтана (ДДД), a-, Р-, у-, S-изомеров ГХЦГ и ГХБ проводили на хромато-масс-спектрометрической системе — Hewlett Packard HP 6890 Plus, Finnigan MAT 95XP при разрешении около 10 000 с использованием метода изотопного разбавления [12, 17].
Результаты и их обсуждение
Было выявлено присутствие ХОП в профиле урбнозема до глубины 60 см, что, очевидно, объясняется «историей» использования пестицидов в парковом хозяйстве Москвы до наложения запрета на их применение (рис. 1 и 2). Максимальным содержанием ДДТ, его метаболита ДДЕ и изомеров ГХЦГ характеризуется гумусовый гор. Au и/или верхняя часть техногенного слоя U (10—20 см), что свойственно большинству липофильных органических соединений антропогенного происхождения, в том числе и ХОП [7, 11, 26, 29]. Максимум содержания ГХБ наблюдается в техногенном слое U на глубине 20—30 см (рис. 2, е), что может быть связано с возможностью его поступления в формирующийся почвенный слой не только в качестве пестицида. Ранее ГХБ использовался в составе лаков, красок, антисептиков, присутствовал как примесь в некоторых технических жидкостях [11, 14] и поэтому мог поступать в профиль урбанозема со стоком с территории, прилегающей к располо-
женной рядом столярной мастерской и трансформаторной будке.
Суммарное содержание ДДТ и его метаболитов (ДДТ + ДДЕ + ДДД) (156,2 мкг/кг) в поверхностном слое (0—10 см) урбанозема дендропар-ка превышает фоновые уровни почв европейской части РФ в настоящее время (1,8—58,0 при среднем значении 22,2 мкг/кг) [13] и лежит в диапазоне, характерном для почв «старых» парково-ре-креационных зон, функционировавших еще в период интенсивного применения этого пестицида. Например, в почвах парков Катовицы (Польша) содержание суммы ДДТ и его метаболитов изменяется в пределах 100—260 мкг/кг [22], Пекина (Китай) — 5,942—1039 мкг/кг (при среднем значении 162,0 и медиане 64,87 мкг/кг) [25], Национального парка Принс Альберт в Саскачеване (Канада) — 119—150 мкг/кг [19]. В верхней части почвенного профиля урбанозема дендропарка остаточные количества ДДТ до 1,5 раз выше установленной в РФ ПДК [4] (табл. 1). В нижележащих слоях почвы превышения этого норматива не наблюдается. Голландская нормативная база устанавливает для токсичных веществ два сигнальных уровня их содержания в почве: выше первого уровня выявлено воздействие токсиканта на почвенные характеристики, а выше второго уровня требуется проведение ремедиационных мероприятий [21]. Как видно из табл. 1, суммарное содержание ДДТ и его метаболитов в профиле урбанозема превышает значение первого сигнального уровня в десятки раз, но значительно ниже второго сигнального уровня.
Присутствие ДДТ в почве дендропарка могло быть обусловлено применением технического препарата этого токсиканта или препаратов других
Рис. 2. Вертикальное распределение индивидуальных изомеров (а, ß, у, 5) ГХЦГ (а—г), суммы изомеров ГХЦГ (а + ß + у) (д)
и ГХБ (5) (е) в профиле урбанозема дендропарка
пестицидов, содержащих его как примесь. К числу последних может быть отнесен дикофол (кельтан, дихлордифенилтрихлорэтанол) [14]. Для оценки форм поступления ДДТ в почву в настоящее время используют соотношение его изомеров (о,п'-ДДТ/п,п'-ДДТ), которое в техническом препарате колеблется в пределах 0,2—0,3, а в дикофоле — 1,3—9,3 [24, 25, 28]. Согласно данным табл. 2, соотношение изомеров ДДТ в профиле урбанозема дендропарка наиболее близко к данному показателю для технического ДДТ. Более низкие значения о,п'-ДДТ/п,п'-ДДТ в почве по сравнению с составом технического ДДТ объясняются большей устойчивостью изомера п,п'-ДДТ, имеющего симметричную структуру по сравнению с изомером о,п'-ДДТ [23,24].
В почве ДДТ первоначально претерпевает лишь частичные химические превращения, преимущественно с образованием двух метаболитов — ДДЕ и ДДД [8—11,16]. Для оценки степени трансформации ДДТ в почве используют отношение суммы концентраций метаболитов к сумме концентраций ДДТ и его метаболитов— (ДДЕ+ДДД)/(ДДТ+ДДЕ+ДДД) ■ 100%, а для оценки направленности процесса — отноше-
ние концентраций его метаболитов — ДДЕ/ДДД [3, 7, 9, 22, 24, 25]. При значении первого показателя ниже 50% менее половины ДДТ претерпевает превращение в метаболиты, что свидетельствует о слабой трансформации этого пестицида. Значение второго показателя > 1 указывает, что процесс протекает в сторону образования ДДЕ, а <1 — в сторону образования ДДД. Отношение концентрации каждого метаболита к сумме концентраций ДДТ и его метаболитов — ДДЕ/(ДДТ + ДДЕ + ДДД) ■ 100% и ДДД/(ДДТ+ДДЕ + ДДД) -100% — характеризует долю пестицида, которая превратилась в каждый метаболит [7]. Согласно данным табл. 2, в профиле урбанозема дендропарка менее половины ДДТ претерпело превращение в метаболиты, причем наиболее слабо данный процесс идет в верхней части профиля. Так, в поверхностном слое (0—10 см) урбанозема транформировалось <6% от исходного количества пестицида. С глубиной степень трансформации ДДТ в почве растет. Для сравнения отметим, что в почвах Национального парка Принс Альберт в Саскачеване (Канада) также отмечалась небольшая степень превращения ДДТ в метаболиты (ДДТ:ДДД:ДДЕ = 9:1:4) [19].
Таблица 1
Уровень загрязнения ХОП урбанозема дендропарка
Нормативная база Доля от допустимого уровня содержания ХОП
Au U U+ [A]
0—10 см 10—20 см 20—30 см 30—40 см 40—50 см 50—60 см
ДДТ
РФ: ПДК — 100 мкг/кг 1,47 1,03 0,692 0,418 0,431 0,336
ДДТ + ДДЕ + ДДД
Голландия: 1-й сигнальный уровень — 10 мкг/кг* 24,9 23,5 13,8 14,2 6,3 20,6
Голландия: 2-й сигнальный уровень — 4000 мкг/кг* 0,0624 0,0588 0,0345 0,0356 0,0158 0,0516
Сумма изомеров ГХЦГ (а + ß + у)
РФ: ПДК — 100 мкг/кг 0,00986 0,00959 0,00489 0,00321 0,00331 0,00382
Сумма изомеров ГХЦГ (а + Р + у + 5); а-ГХЦГ; Р-ГХЦГ; у-ГХЦГ
Голландия: 1-й сигнальный уровень — 10; 3; 9; 0,05 мкг/кг* 0,165; 0,0524; 0,0606; 17,4 0,215; 0,0813; 0,0832; 19,5 0,0912; 0,0363; 0,0294; 10,1 0,084; 0,0283; 0,0252; 9,81 0,0402; 0,0179; 0,0167; 3,52 0,156; 0,0475; 0,0331; 20,5
Голландия: 2-й сигнальный уровень — 2000 мкг/кг для суммы изомеров ГХЦГ (а + ß + у + 5)* 0,000826 0,00107 0,000456 0,000421 0,000201 0,000781
ГХБ
РФ: ОДК — 30 мкг/кг 0,0826 0,126 0,196 0,159 0,154 0,0889
*Сигнальный уровень указан для стандартной почвы с содержанием органического вещества 10%; при содержании <10% значение сигнального уровня рассчитывается по корректирующей формуле [21].
Слабая трансформация ДДТ в почве — нередкое явление на территориях их применения или захоронения в прошлом [6, 9]. Причиной этого может быть отсутствие благоприятных условий для микробиологической трансформации данно-
гоперсистентного соединения [8, 9,18]. Устойчивость ДДТ зависит от свойств почв и общих экологических условий. Так, в почвах Азербайджана период полусуществования пестицида (Т50) — 2—21 год, а период полного исчезновения (Т99) —
Таблица 2
Показатели степени и направленности трансформации и возможных форм поступления ДДТ и ГХЦГ в урбанозем дендропарка
Показатель Au U U+ [A]
0—10 см 10—20 см 20—30 см 30—40 см 40—50 см 50—60 см
(ДДЕ + ДДД)/(ДДТ + ДДЕ + ДДД) • 100, % 5,67 10,2 9,97 26,7 21,6 37,6
ДДЕ/ДДД 7,98 0,953 0,659 0,111 0,170 0,066
ДДЕ/(ДДТ + ДДЕ + ДДД) • 100, % 5,04 5,00 3,96 2,67 3,13 2,32
ДДД/(ДДТ + ДДЕ + ДДД) • 100, % 0,632 5,25 6,01 24,0 18,5 35,3
о, п'- ДДТ/п, п'-ДДТ 0,056 0,060 0,074 0,045 0,085 0,091
а-ГХЦГ, % 33,03 34,90 29,05 26,89 37,39 19,09
ß-ГХЦГ, % 9,51 11,37 11,93 10,07 13,35 9,13
у-ГХЦГ, % 52,77 45,47 55,24 58,27 43,82 65,59
5-ГХЦГ, % 4,69 8,26 3,78 4,77 5,44 6,19
а-ГХЦГ/у-ГХЦГ 0,180 0,250 0,216 0,173 0,304 0,139
14—142 года [2, 3]. В условиях Горного Алтая эти показатели составляют 50—70 и 330—450 лет соответственно [9]. К числу наиболее важных факторов, влияющих на трансформацию ДДТ, можно отнести тип почвы, температурный режим, влажность, аэрацию, рН, содержание органического вещества, гранулометрический состав, высокие концентрации этого пестицида и других персистентных экотоксикантов [3, 9, 10, 28]. С течением времени трансформация ДДТ замедляется [18], особенно при высоких его концентрациях и в случае «застарелого» загрязнения [9].
При трансформации ДДТ в поверхностном слое урбанозема преобладает образование ДДЕ (табл. 2). Вниз по профилю почвы направленность процесса резко меняется, и на глубине более 30 см преимущественно образуется ДДД. Вероятно, это связано с тем, что хлорированные экотоксиканты могут трансформироваться как в аэробных, так и в анаэробных условиях [8, 16]. Чем сильнее хлорировано химическое соединение, тем оно более устойчиво в аэробных условиях и более подвержено деградации в анаэробных условиях. В поверхностных горизонтах урбанозема аэробные условия поддерживают окислительное дегидрохлорирова-ние ДДТ с образованием ДДЕ, а в нижележащих слоях анаэробные условия способствуют восстановительному дехлорированию ДДТ с образованием Д ДД [7,8,16]. Как видно из табл. 2, последний процесс обеспечивает более высокую степень трансформации пестицида в урбаноземе. Так, на глубине 50—60 см степень трансформации ДДТ достигает 37,6%, из которых 35,3% приходится на превращение пестицида в метаболит ДДД. Данная специфика трансформационных процессов объясняет более высокое содержание ДДД в нижней части почвенного профиля по сравнению с поверхностными слоями (рис. 1).
Суммарное содержание изомеров ГХЦГ (а + + Р + у + 5) (1,034 мкг/кг) в поверхностном слое урбанозема ниже соответствующих показателей для парковой зоны городских территорий Пекина: 0,2490—197,0 мкг/кг (при среднем значении 10,54 и медиане 1,768 мкг/кг) [25] и 29,26 ± 45,79 мкг/кг [30]. Суммарное содержание изомеров ГХЦГ (а + Р + + у) в профиле урбанозема дендропарка (рис. 2, д) на два порядка ниже ПДК, установленной в РФ (табл. 1) [4], а содержание у-ГХЦГ, являющегося наиболее токсичной формой пестицида, соответствует фоновому уровню в почвах европейской части РФ в настоящее время (0,1—2,9 при среднем значении 1,1 мкг/кг) [13] (рис. 2, в). Согласно голландским допустимым нормам [21], суммарное содержание изомеров ГХЦГ (а + Р + у + 5) и содержание индивидуальных а- и Р-изомеров в урба-ноземе ниже уровня, вызывающего изменение почвенных характеристик (табл. 1). В тоже время содер-
жание у-изомера превосходит данный показатель в 3,5—20,5 раза (табл. 1).
Ранее ГХЦГ применяли в форме технического препарата, содержащего в качестве основных компонентов а-ГХЦГ (55—80%), Р-ГХЦГ (5—14%), у-ГХЦГ (8—15%), 5-ГХЦГ (6—10%), или в виде линдана, представляющего практически чистый у-изомер (не менее 99%) с незначительной примесью других изомеров [3, 14, 30]. В техническом препарате ГХЦГ отношение а-ГХЦГ/у-ГХЦГ достаточно высокое и равно, по разным данным, 4,64—5,83 [25], 4—7 [30] и 3,7—10,0 [14]. Поэтому этот показатель практикуется для идентификации формы поступления ГХЦГ в почву [25,26, 28]. Среди изомеров пестицида Р-ГХЦГ обладает наибольшей устойчивостью: его период полусуществования в почве на порядок выше по сравнению с другими изомерами [10, 25]. Поэтому с течением времени в процессе трансформации ГХЦГ в почве процентное содержание Р-изомера должно расти, что используется для оценки степени трансформации первоначальной формы пестицида и времени его применения [3, 9, 25, 26, 28, 30]. В профиле урба-нозема дендропарка содержание а-ГХЦГ и отношение а-ГХЦГ/у-ГХЦГ значительно ниже, чем в техническом препарате ГХЦГ или в очагах загрязнения почв техническим ГХЦГ [3] (табл. 2), а также не превосходит эти показатели для почв территорий, где предположительно применяли линдан [22, 26, 30]. Поэтому можно сделать вывод о применении пестицида на территории дендропарка преимущественно в форме линдана. Вклад Р-изомера в общее содержание а-, Р-, у-, 5-изомеров пестицида в профиле урбанозема превосходит данный показатель для линдана (табл. 2). Это свидетельствует о высокой степени трансформации пестицида и отсутствии его поступления в почву в последнее время.
Содержание ГХБ в поверхностном слое профиля урбанозема (2,48 мкг/кг) лежит в диапазоне колебаний этого параметра (0,010—5,20 при среднем значении 0,68 мкг/кг), наблюдаемых при глобальном мониторинге пестицида в фоновых почвах [20, 27]. В профиле урбанозема в целом содержание ГХБ на порядок ниже ОДК, установленной в РФ [4] (табл. 1).
Корреляционный анализ с вычислением непараметрических коэффициентов Спирмена выявил наличие в профиле урбанозема дендропарка значимой положительной корреляции содержания ДДТ, ДДЕ и изомеров ГХЦГ (г = 0,89—0,99, р < 0,05) и их отрицательной корреляции со значением рН (г = —(0,91—0,98), р < 0,05). Рядом авторов также были установлены данные корреляционные связи в почве [28, 30, 31]. В профиле урбанозема отмечена значимая положительная корреляция содержания ГХБ с содержанием нефтяных углеводородов. Вероятно, последние выступают в качестве «про-
водников» ГХБ, в которых он растворяется и затем мигрирует в глубь почвенного профиля [11].
Выводы
• Максимальное содержание ДДТ, ДДЕ и изомеров ГХЦГ в профиле урбанозема наблюдается в гумусовом гор. Au и/или верхней части техногенного слоя U (10—20 см), ГХБ — в техногенном слое U (20—30 см).
• Суммарное содержание ДДТ и его метаболитов (156,2 мкг/кг) в поверхностном слое почвы превышает фоновые уровни в почвах европейской части РФ и лежит в диапазоне, характерном для почв парково-рекреационных зон, функционировавших до запрета на применение пестицида.
• Содержание остаточных количеств ДДТ в верхней части почвенного профиля составляет 1,03—1,47, а в нижележащих слоях — 0,336—0,692 ПДК.
СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ
1. 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.
2. Галиулин Р.В., Галиулина Р.А. Откуда в речной воде пестициды? // Вестн. РАН. 2008. Т. 78, № 12.
3. Галиулин Р.В., Галиулина Р.А. Эколого-геохими-ческая оценка «отпечатков» стойких хлорорганических пестицидов в системе почва—поверхностная вода // Агрохимия. 2008. № 1.
4. Гигиенические нормативы ГН 1.2.2701-10. Гигиенические нормативы содержания пестицидов в объектах окружающей среды (перечень).
5. Государственный доклад «О состоянии и об охране окружающей среды Российской Федерации в 2012 году» / Министерство природных условий и экологии Российской Федерации. URL: http://www.ecogosdoklad.ru/ default.aspx
6. Ивасенко В.Л., Адам А.М., Цехановская Н.А. и др. Исследование поведения пестицида ДДТ в подземных захоронениях // Химия и химическая технол. 2002. Т. 45, вып. 3.
7. Исидоров В.А. Введение в химическую экоток-сикологию: Учеб. пособие. СПб., 1999.
8. Кузнецов А.Е., Градова Н.Б. Научные основы экобиотехнологии: Учеб. пособие для студентов. М., 2006.
9. Куликова-Хлебникова Е.Н., Робертус Ю.В., Ки-вацкая А.В. Особенности метаболизма хлорорганических пестицидов в объектах окружающей среды в условиях Горного Алтая // Вестн. Алт. гос. аграр. ун-та. Барнаул, 2011. № 10(84).
10. Лунёв М.И. Мониторинг пестицидов в окружающей среде и продукции: эколого-токсикологические и аналитические аспекты // Рос. хим. журн. (Журн. Рос. хим. о-ва им. Д.И. Менделеева). 2005. Т. XLIX, № 3.
• Соотношение метаболитов и изомеров ДДТ в профиле урбанозема свидетельствует о поступлении пестицида в почву в форме технического препарата и слабой степени его трансформации, которая возрастает с глубиной — от 5,67% в поверхностном слое (с образованием преимущественно метаболита ДДЕ) до 37,6% в нижней части профиля (с образованием преимущественно метаболита ДДД).
• Содержание ГХБ (2,479—5,868 мкг/кг) и суммарное содержание изомеров ГХЦГ (а + Р + у) (0,3824—0,9863 мкг/кг) в профиле урбанозема на 1—2 порядка ниже ПДК/ОДК и соответствует их фоновому уровню.
• Соотношение изомеров ГХЦГвурбаноземе свидетельствует об относительно высокой степени трансформации пестицида и применении его в предшествующий период преимущественно в форме линдана.
11. Майстренко В.Н., Клюев Н.А. Эколого-анали-тический мониторинг стойких органических загрязнителей. М., 2004.
12. МВИ ЛАЭ-04/05. Методика выполнения измерений содержаний полихлорированных бифенилов и хлорсодержащих пестицидов в почвах, донных отложениях, шламах, твердых отходах, биологических и растительных материалах, природных и сточных водах методом хромато-масс-спектрометрии. Св-во ФГУП УНИИМ № 224.10.12.118/2006.
13. Обзор фонового состояния окружающей природной среды на территории стран СНГ за 2011 г. / Под ред. Ю.А. Израэля. М., 2011.
14. Программа ООН по окружающей среде. Подпрограмма по химическим веществам. Региональная оценка стойких токсичных веществ. Европа: Региональный доклад. ЮНЕП Глобальный экологический фонд, 2002.
15. Трегер Ю.А. Стойкие органические загрязнители. Проблемы и пути их решения // Вестн. МИТХТ. 2011. Т.6, № 5.
16. Федоров Л.А., Яблоков А.В. Пестициды — токсический удар по биосфере и человеку. М., 1999.
17. Шелепчиков А.А., Бродский Е.С., Жильни-ков В.Г., Фешин Д.Б. Определение полихлорированных бифенилов и пестицидов в объектах окружающей среды и биоматериалах методом хромато-масс-спект-рометрии высокого разрешения // Масс-спектромет-рия. 2008. Т. 5, № 4.
18. Aigner E.J., Leone A.D., Falconer R..L. Concentrations and enantiomeric ratios of organochlorine pesticides in soils from the U.S. Corn Belt // Environ. Sci. Technol. 1998. Vol.32, N 9.
19. Bailey P., Waite D, Quinnett-Abbott L. et al. Residues of DDT and other selected organochlorine pesticides in soils from Saskatchewan, Canada // Canad. J. Soil Sci. 2005. Vol.85, N 2.
20. Barber J.L., Sweetman A.J., WijkD. van etal. He-xachlorobenzene in the global environment: emissions, le-
vels, distribution, trends and processes // Sci. Total. Environ. 2005. Vol.349, N 1—3.
21. 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.
22. Falandysz J, Brudnowska B, Kawano M. et al. Po-lychlorinated biphenyls and organochlorine pesticides in soils from the southern part of Poland // Arch. Environ. Contam. Toxicol. 2001. Vol. 40, N 2.
23. Fry D.M., Toone C.K. DDT-induced feminization of gull embryos // Science. 1981. Vol. 213, N 4510.
24. Gong Z.M, Tao S, Xu F.L. et al. Level and distribution of DDT in surface soils from Tianjin, China // Chemosphere. 2004. Vol. 54, N 8.
25. Li X., Wang W, Wang J. et al. Contamination of soils with organochlorine pesticides in urban parks in Beijing, China // Ibid. 2008. Vol. 70, N 9.
26. Meijer S.N., Ockenden W.A., Sweetman A. et al. Global distribution and budget of PCBs and HCB in back-
ground surface soils: implications for sources and environmental processes //Environ. Sci. Technol. 2003.Vol. 37, N 4.
27. Miglioranza K.S.B., Aizppun de Moreno J.E., Moreno V.J. Dynamics of organochlorine pesticides in soils from a southeastern region of Argentina // Ibid. 2003.Vol. 22, N 4.
28. Wang G, Lu Y, Li J. et al. Regional differences and sources of organochlorine pesticides in soils surrounding chemical industrial parks // Environ. Monit. Assess. 2009. Vol. 152, N 1—4.
29. Yang X., Wang S, Bian Y. et al. Dicofol application resulted in high DDTs residue in cotton fields from northern Jiangsu province, China //J. Hazard. Mater. 2008. Vol.150, N 1.
30. Yang L, Xia X., Hu L. Distribution and Health Risk Assessment of HCHs in Urban Soils of Beijing, China // Environ. Monit. Assess. 2012. Vol. 184, N 4.
31. Zhang J., Qi S., XingX. et al. Concentrations and classification of HCHs and DDTs in soil from the lower reaches of the Jiulong River, China // Front. Environ. Sci. Engin. 2012. Vol.6, N 2.
Поступила в редакцию 15.01.2015
РRIORITY ORGANIC POLLUTANTS IN SOIL OF ARBORETUM
IN THE BOTANICAL GARDEN OF LOMONOSOV MSU
Report 3. Peculiarities of vertical distribution
of organochlorine pesticides in urbanozem profile
G.I. Agapkina, E.S. Brodskiy, A.A. Shelepchikov, D.B. Feshin
The depth distribution of organochlorine pesticides (OCPs) (dichlorodiphenyltrichlo-roethanes (DDTs) and their metabolites, hexachlorocyclohexane isomers (HCHs), hexachlo-robenzene (HCB)) in urbanozem were investigated. The soil was located in arboretum of botanical garden of Lomonosov MSU on Vorobiyovy Gory. The OCPs concentrations, composition characteristics, degree and pathway of degradation, form of introduction and pollution levels in the soil profile were assessed.
Key words: urban ecosystem, botanical garden, profile of urbanozem, soil pollution, orga-nochlorine pesticides.
Сведения об авторах
Агапкина Галина Ивановна, канд. хим. наук, ст. науч. сотр. каф. радиоэкологии и эко-токсикологии ф-та почвоведения МГУ имени М.В.Ломоносова. Тел.: 8(495)939-25-08; факс: 8(495)939-22-11; e-mail: Galina_agapkina@mail.ru. Бродский Ефим Соломонович, докт. хим. наук, зав. лабораторией аналитической экотоксикологии Ин-та проблем экологии и эволюции имени А.Н. Северцова РАН. Тел./факс: 8(499) 135-13-80; e-mail: efbr@mail.ru. Шелепчиков Андрей Александрович, канд. хим. наук, ст. науч. сотр. лаб. аналитической экотоксикологии Ин-та проблем экологии и эволюции имени А.Н. Северцова РАН. Тел.: 8(499) 135-99-45, факс: 8(499) 135-13-80; e-mail: dioxin@mail.ru. Фешин Денис Борисович, канд. хим. наук, ст. науч. сотр. лаб. аналитической экотоксикологии Ин-та проблем экологии и эволюции имени А.Н. Северцова РАН. Тел./факс: 8(499) 135-13-80; e-mail: dens@mail.ru.
