1. На главную
  2. Электронные версии
  3. Почвоведение
  4. № 12, 2019

Почвоведение, 2019, № 12, стр. 1524-1538

Металлы, металлоиды и бенз(а)пирен в микрочастицах почв и дорожной пыли Алушты

Н. С. Касимов a, Л. А. Безбердая a, *, Д. В. Власов a, М. Ю. Лычагин a

a МГУ им. М.В. Ломоносова
119991 Москва, Ленинские горы, 1, Россия

* E-mail: lilia_8888@mail.ru

Поступила в редакцию 19.04.2019
После доработки 19.04.2019
Принята к публикации 22.05.2019

Полный текст (PDF)

Аннотация

Впервые установлен химический состав частиц физической глины – PM10 (диаметром менее 10 мкм) городских почв функциональных зон и дорожной пыли на разных типах дорог г. Алушты. Преимущественно под воздействием автотранспорта в почвах и дорожной пыли накапливаются Zn, Sb, Pb, Cu, Cd и бенз(а)пирен. Дана оценка пространственного распределения загрязнения фракции PM10 почв и пыли тяжелыми металлами и бенз(а)пиреном и степени их экологической опасности. Суммарное загрязнение почв и дорожной пыли тяжелыми металлами находится на низком, бенз(а)пирена – чрезвычайно высоком уровне, который установлен на 50% территории города. В частицах PM10 концентрация бенз(а)пирена и многих тяжелых металлов в 1.5–4 раза выше, чем их общее содержание, что определяет опасный уровень загрязнения PM10 почв почти на четверти, а PM10 дорожной пыли – на 70% территории Алушты. Наиболее загрязнены PM10 почв в транспортной и селитебно-рекреационной зонах, РМ10 дорожной пыли – на крупных дорогах. Изучена сезонная изменчивость загрязнения дорожной пыли и частиц PM10 тяжелыми металлами. Зимой уменьшается концентрация Zn, Cd, Sn, Sb и Pb, связанных с выбросами автотранспорта, но увеличивается концентрация Mo и Bi, поступающих при работе отопительных систем. Поведение остальных тяжелых металлов слабо зависит от сезона года.

Ключевые слова: частицы PM10, загрязнение почв, тяжелые металлы, Urbic Technosols

ВВЕДЕНИЕ

В городах одной из основных экологических проблем является высокое содержание аэрозолей в атмосферном воздухе из-за роста численности населения, промышленного производства и транспортных средств с высокой долей старых автомобилей и низким качеством топлива [30]. При проведении экологического мониторинга загрязнения атмосферного воздуха городов распространенным индикатором выступают микрочастицы PM10, где PM – аббревиатура “particulate matter”, а цифра показывает содержание всех частиц диаметром ≤10 мкм [22, 48]. При выпадении из атмосферы они могут накапливаться в других компонентах городского ландшафта и задерживаться органами верхних дыхательных путей человека, повышая риск респираторных, сердечно-сосудистых и онкологических заболеваний [17, 43].

Повышенный интерес уделяется изучению химического состава наиболее тонких фракций дорожной пыли и почв – диаметром 0.001 мм и менее (ила) и 0.01 мм и менее (физической глины), являющихся важными источниками поступления загрязненных частиц в атмосферу городов. В связи с этим, как и для атмосферного воздуха [19, 21, 33], для их обозначения применяются символы PM1 и PM10. Так, в результате движения автотранспорта в воздух поступает 37–50% и более массы PM10 дорожной пыли [23, 38].

При эколого-геохимической оценке состояния городов основное внимание уделяется Pb, Zn, Cd, Cu, Mn, Fe, Ni, накопление Sb, W, Bi, V, Mo, As в наиболее тонких и опасных частицах физической глины исследовано недостаточно. Бенз(а)пирен (БП) с его канцерогенными и мутагенными свойствами является одним из приоритетных токсикантов и поступает в окружающую среду в результате выбросов автотранспорта и объектов энергетики, при печном отоплении домов дровами и углем, истирании шин и дорожного полотна [40]. На поверхность почвы БП оседает в составе пыли и аэрозолей, в основном диаметром ≤10 мкм [28], частицы <3 мкм, аккумулирующие до 90% массы поллютанта, перемещаются на дальние расстояния, загрязняя фоновые территории [18].

В городской среде чрезвычайно важно проводить оценку сезонной динамики содержания поллютантов в дорожной пыли, являющейся информативным объектом эколого-геохимического мониторинга, что позволяет определить сезонные поставки загрязняющих веществ из атмосферы, почв и транспорта, а также установить основные источники их поступления за период опробования.

На черноморском побережье интенсивное развитие туристической деятельности вызывает необходимость изучения экологического состояния приморских курортных городов, удаленных от крупных промышленных центров. Большинство городов Южного берега Крыма являются агропромышленными центрами, качество продукции которых зависит от содержания поллютантов в почвах. Данное исследование направлено на выявление особенностей накопления тяжелых металлов и металлоидов (ТМ) и БП во фракции PM10 городских почв и дорожной пыли курортного центра – Алушты. Детальное эколого-геохимическое исследование Алушты проводилось впервые. Решались следующие задачи: определить уровни накопления ТМ и БП во фракции PM10 городских почв в различных функциональных зонах; оценить обогащение частиц PM10 дорожной пыли ТМ и БП на дорогах с разной интенсивностью движения транспорта; провести эколого-геохимическую оценку загрязнения частиц PM10 почв и пыли ТМ и БП; исследовать сезонную динамику загрязнения дорожной пыли и ее фракции PM10.

ОБЪЕКТЫ И МЕТОДЫ

Курортный город Алушта находится на Южном берегу Крыма и характеризуется грядово-эрозионным рельефом с крутыми склонами и эрозионными долинами. Климат субтропический субсредиземноморский со средними температурами февраля – +2.5°C, июля – +22.9°C [2]. На элюво-делювии и элювии триас-юрских отложений – алевролитов, глинистых сланцев, известняков и песчаников под можжевелово-дубовыми лесами формируются коричневые почвы [13]. В жилых кварталах, промышленной зоне и вблизи автомобильных дорог в почвенном покрове города доминируют антропогенные и антропогенно-преобразованные почвы: урбаноземы, реплантоземы и экраноземы, под виноградниками и на территории парков – агрокоричневые с агроземами и урбокоричневые с рекреаземами соответственно.

По “Детальному плану города…” [8] и космическим снимкам Sentinel-2 и WorldView-2 выделены функциональные зоны: селитебная, селитебно-рекреационная, рекреационная, агрогенная, промышленная и транспортная (рис. 1). Объемы выбросов загрязняющих веществ от стационарных источников в атмосферный воздух города в 2014 и 2015 гг. составили 132 и 134 т соответственно [9]. Значительный вклад в загрязнение города вносят предприятия теплоэнергетики (“Крымтеплокоммунэнерго”), пищевой промышленности, производства строительных материалов (“Шархинский карьер”), Алуштинский полигон отходов, а также осадки сточных вод городской канализации, накапливающиеся на полях аэрации в северной части города.

Рис. 1.

Функциональное зонирование Алушты с точками отбора проб почв и дорожной пыли. Далее на рисунках функциональные зоны и типы дорог приводятся с использованием аналогичных условных знаков.

Алушта – один из основных транспортных узлов Крыма – через город проходит трасса Симферополь–Алушта–Ялта. Наибольшая плотность движения характерна для крупных дорог – Ялтинского шоссе, улиц Симферопольской и Ленина. Помимо роста интенсивности движения транспортных средств на ухудшение экологической обстановки в городе существенное влияние оказывают стандарты топлива в регионе – в основном используется бензин классов Евро-3 и Евро-4, поставляющий в 5 раз больше твердых частиц по сравнению с Евро-5 и Евро-6 [27]. При обслуживании и эксплуатации автомобильных заправочных станций, гаражей, автостоянок и автовокзалов в атмосферу поступают частицы бензина, технического масла, полициклические ароматические углеводороды и другие поллютанты. Таким образом, транспорт, особенно транзитный, является многолетним источником загрязнения Алушты (около 80% от суммарного объема выбросов), поставляющим в окружающую среду большое количество наиболее опасных загрязнителей городских ландшафтов – ТМ и БП.

В основу работы положены полевые материалы, собранные в составе Крымской экспедиции Русского географического общества и МГУ им. М.В. Ломоносова. Отбор проб поверхностных (0–15 см) горизонтов почв (n = 49) проводили в июне 2016 г. методом конверта в узлах регулярной сети с равномерным шагом около 600 м. Для получения средней пробы почвенные образцы отбирали в пяти повторностях на расстоянии 5–10 м друг от друга. Тогда же отбирали пробы дорожной пыли (n = 29) с поверхности дорожного полотна в нескольких повторностях рядом с точками опробования городских почв на дорогах разной ширины и с различной интенсивностью движения транспорта (автомобилей в час): крупных (700–900) – Ялтинское шоссе, ул. Ленина, ул. Судакская, средних (300–500) – улицы Партизанская, Комсомольская, Набережная, Туристов, малых (50–200) – ул. Виноградная и др. В качестве регионального геохимического фона ТМ и БП служили поверхностные горизонты коричневых почв (n = 5) в пределах южного склона хребта Демерджи. Для оценки сезонной динамики обогащения пыли и ее фракции PM10 ТМ осуществляли выборочное повторное опробование в феврале 2017 г. (n = 22).

Гранулометрические фракции PM10 почв и дорожной пыли выделяли в Эколого-геохимическом центре географического факультета МГУ методом отмучивания [4], с использованием при фильтровании мембранного фильтра с диаметром пор 0.45 мкм. Содержание ТМ определяли в сертифицированной лаборатории ВНИИ минерального сырья им. Н.М. Федоровского масс-спектроскопией и атомно-эмиссионной спектрометрией с индуктивно-связанной плазмой (ICP-MS, ICP-AES), БП – низкотемпературной спектрофлуориметрией в условиях эффекта Шпольского [1] в лаборатории углеродистых веществ биосферы географического факультета МГУ им. М.В. Ломоносова с использованием международного стандарта 2260а Национального института стандартов и технологий (США), точность определения ±25% (аналитик Н.И. Хлынина).

Загрязнение фракции PM10 почв ТМ оценивали с помощью коэффициентов концентрации (CF) и рассеяния (DF): CF = Сi/Сb и DF = Сb/Сi, где Сi – содержание поллютанта в почвах или их фракции PM10 в городе, мг/кг; Сb – в фоновых почвах или их фракции РМ10, мг/кг. Для дорожной пыли из-за отсутствия фонового аналога содержание элементов сравнивали с их кларками и рассчитывали кларки концентрации (КК) и рассеяния (КР): КК = Сi/К, КР = К/Сi, где Сi – содержание элемента в дорожной пыли или ее фракции PM10, мг/кг, К – кларк элемента в верхней части континентальной земной коры, мг/кг. Для Bi, V, Cs, Cu, Co использовали кларки [31], Ag, Ba, Cd, Mo [41], As, Sb, Sr, Be, Cr, Ni, Pb, Ti, W, Zn [7], Sn [47].

Загрязнение микрочастиц PM10 почв ассоциациями ТМ характеризовалось величиной суммарного показателя загрязнения (Zс): Zс = ΣCF – – (n – 1), где n – число химических элементов с CF > 1.5 [6]. Для PM10 дорожной пыли Zс рассчитывали по формуле: Zc = ΣКК – (n – 1), где КК > 1.5. Степень экологической опасности загрязнения ТМ определяли в зависимости от величины Zc: для почв – <16 – неопасный, 16–32 – умеренно опасный, 32–64 – опасный, 64–128 – очень опасный, >128 – чрезвычайно опасный; для дорожной пыли – <32 – неопасный, 32–64 – умеренно опасный, 64–128 – опасный, 128–256 – очень опасный, >256 – чрезвычайно опасный [11].

Экологическую опасность загрязнения фракции PM10 почв и дорожной пыли ТМ и БП содержания поллютантов оценивали на основе предельно допустимых (ПДК) или ориентировочно допустимых концентраций (ОДК). Поскольку гигиенические нормативы для дорожной пыли и частиц РМ10 дорожной пыли и почв не разработаны, то использовали уровни, принятые для почв в целом, мг/кг: V – 150, As – 10, Cd – 2.0, Sb – 4.5, Ni – 80, Mn – 1500, Pb – 130, Cu – 132, Zn – 200, БП – 20 нг/г [ГН 2.1.7.2041–06; ГН 2.1.7.2042–06]. Коэффициент экологической опасности RF = = Сi/ПДКi показывает, во сколько раз превышен гигиенический норматив. В качестве градаций экологической опасности загрязнения почв и дорожной пыли БП для величины RF приняты уровни: <1 – неопасный, 1–2 – умеренно опасный, 2–5 – опасный, >5 – чрезвычайно опасный [15].

Статистическую обработку результатов проводили в пакете Statistica 8. Создание схем загрязнения почв и дорожной пыли осуществляли в пакете ArcGis 10.4, способ изображения – градуированные значки.

РЕЗУЛЬТАТЫ И ОБСУЖДЕНИЕ

Фракция PM10 городских почв

Тяжелые металлы и металлоиды. Во фракции PM10 почв концентрации Sb, Cu, Pb, Zn, Sn, Cd примерно в 1.5–3 раза выше фоновых уровней, что обусловлено, главным образом, выбросами выхлопных газов автотранспорта. Sb, Sn, Pb, Cd (табл. 1) могут также активно поступать при сжигании твердых бытовых отходов, топлива на теплоэлектростанциях, особенно угля для отопления жилых домов [6, 26, 34].

Таблица 1.  

ТМ в почве в целом и фракции PM10 почв в Алуште

Элемент Фракция PM10 почв Почвы в целом Dx
Ci Cb CF Ci Cb CF
мг/кг мг/кг
Sb 2.0 (0.28–16) 0.83 2.4 1.3 (0.6–2.8) 0.69 1.8 1.6
Cu 55 (4.6–180) 24 2.3 48 (13–147) 29 1.7 1.1
Pb 73 (15–272) 35 2.1 50 (16–154) 27 1.8 1.5
Zn 407 (56–1130) 199 2.0 190 (76–1152) 97 1.9 2.1
Sn 5.9 (1.0–68) 3.4 1.7 3.1 (1.8–5.6) 2.4 1.3 1.9
Cd 0.38 (0.05–2.0) 0.24 1.6 0.29 (0.13–1.8) 0.21 1.4 1.3
Sr 101 (19–205) 83 1.2 270 (65–317) 64 2.7 0.6
Co 16 (4.6–40) 15 1.1 12 (5.1–19) 13 0.9 1.4
Ni 49 (9.7–112) 44 1.1 39 (10–65) 40 1.0 1.3
Ba 393 (81–881) 361 1.1 316 (220–418) 303 1.0 1.2
W 2.6 (0.78–8.6) 2.7 1.0 1.7 (0.68–5.8) 1.7 1.0 1.5
Bi 0.38 (0.10–1.0) 0.37 1.0 0.35 (0.12–1.3) 0.34 1.0 1.1
V 124 (31–275) 130 1.0 91 (26–183) 106 0.9 1.4
Cr 89 (22–190) 86 1.0 59 (6.8–109) 64 0.9 1.5
Be 2.4 (0.56–5.6) 2.4 1.0 1.6 (0.8–3.0) 1.7 0.9 1.5
As 16 (4.0–36) 16 1.0 15 (3.0–27) 15 0.9 1.1
Cs 9.7 (2.4–21) 11 0.9 6.3 (1.7–13.5) 7.3 0.9 1.5
Mn 827 (222–1966) 899 0.9 733 (488–1239) 871 0.8 1.1
Fe 40580 (10302–86623) 48 258 0.8 33401 (21630–49350) 38563 0.8 1.2
Mo 0.34 (0.09–1.3) 0.48 0.7 0.76 (0.5–1.4) 0.8 1.0 0.4

Примечание. В скобках указаны минимальные и максимальные значения. Элементы ранжированы по убыванию CF во фракции PM10 почв. Здесь и в табл. 3: Dx – отношение содержания элемента в РМ10 почв или дорожной пыли к почвам или дорожной пыли в целом. Полужирным выделены наиболее активно накапливающиеся элементы.

Интенсивность накопления поллютантов в частицах PM10 относительно общего (валового) содержания определяли с помощью показателя Dx = = Cфракция/Cвал. Для PM10 почв, обладающих высокой сорбционной емкостью по сравнению с почвами в целом, характерно повышенное накопление (Dx = 1.1–2.1) практически всех ТМ, кроме Mo (Dx = 0.4) и Sr (Dx = 0.6), концентрации которых имеют положительную корреляционную связь (r = = 0.3–0.5 при p < 0.05) с более крупными частицами диаметром >50 мкм. В PM10 почв по отношению к общему содержанию наиболее интенсивно накапливаются Zn (Dx = 2.1), Sn (Dx = 1.9), Sb (Dx = 1.6), а также Pb, W, Cr, Be, Cs (Dx = 1.5). В целом на частицы PM10 почв приходится более половины массы Zn (I класс опасности), Cs и Cr; 40–50% Pb (I), Co и Sb (II), V и W (III), а также Sn и Be; 30–40% Cd и As (I), Ni и Cu (II), Ba, Fe, Bi, Mn (рис. 2). Доля Sr и Mo в частицах PM10 составляет 23 и 13% соответственно. Полученные результаты согласуются с данными для почв Гонконга, где до 20–40 мас. % большинства ТМ содержится во фракции PM10 [36]. В пяти европейских городах в почвенных частицах диаметром ≤10 мкм интенсивно накапливаются Cr, Cu, Ni, Pb и Zn [21], в почвах Китая Pb и Zn также сконцентрированы преимущественно в тонкодисперсных частицах [45]. Повышенные концентрации ТМ в наиболее мелких почвенных частицах могут быть связаны с увеличением площади их поверхности, а также содержания глинистых минералов, оксидов Fe, Mn и органического вещества, которые способствуют накоплению поллютантов в результате осаждения, комплексообразования и адсорбции [35].

Рис. 2.

Доля ТМ во фракции PM10 от общего содержания элементов в городских почвах (А); в дорожной пыли малых (Б), средних (В), крупных (Г) дорог и в Алуште в целом (Д).

Концентрация поллютантов изменяется в зависимости от характера функционального использования территории. В почвах селитебно-рекреационной и транспортной зон в частицах PM10 выявлены повышенные уровни (нижние индексы – значения коэффициента концентрации CF) Sb3.0Sn3.0Zn2.3Pb2.1Cd2.0 и Sb3.0Cu2.6Pb2.2Zn2.0 соответственно, что связано с ежегодным ростом количества туристов и, следовательно, интенсивности транспортного потока. Менее загрязнены частицы РМ10 почв селитебной зоны, где накапливаются Pb2.6Cu2.6Zn2.4Sb2.2.

Почвы под виноградниками (агрогенная зона) в северной и северо-западной части Алушты накапливают Cu (CF = 1.5–4.4), что указывает на использование фунгицидов, содержащих медь: бордоской жидкости – смеси медного купороса (CuSO4 · 5H2O) в известковом молоке (Ca(OH)2); бургундской жидкости – смеси медного купороса и кальцинированной соды (Na2CO3); раствора хлорокиси меди (CuCl2 · 3Cu(OH)2) [42]. Проблема загрязнения сельскохозяйственных почв Cu особенно остро стоит в странах Южной Европы, где виноградарство является важным сектором экономики, а концентрации поллютанта в почвах достигают 72–92 мг/кг [24]. Ниже уровень загрязнения частиц PM10 в рекреационной зоне, где накапливаются только Zn2.5 и Pb2.1, поступающие в почву в результате воздушного переноса техногенных выбросов.

В микрочастицах PM10 почв контрастные аномалии большинства элементов установлены в восточной части Алушты на пойме р. Улу-Узень за счет смыва и дальнейшего транспорта речным потоком наиболее мелкой и обогащенной ТМ фракции. Zn–Pb–Cu–Sb–Cd аномалии с превышением фоновых концентраций Zn в 2.5–4.5 раза, Pb – 2–8, Cu – 7–8, Sb – 3.5–6, Cd – 2–5 раз образовались во фракции PM10 почв северо-западной части города в 15 м от правого берега р. Улу-Узень, а также в селитебной зоне (ул. Туристов) и вблизи автозаправок на Ялтинском шоссе. На рис. 3 приводится пример увеличения в несколько раз контрастности техногенных геохимических аномалий Zn во фракции РМ10 почв по сравнению с общим содержанием, что характерно и для других ТМ. Высокое содержание Cd объясняется его накоплением на органо-минеральном барьере [14], что установлено по положительной значимой связи между концентрациями элементов и содержанием органического углерода (r = 0.4 при p < 0.05). В южной части города (ул. Набережная) в селитебно-рекреационной зоне частицы PM10 интенсивно накапливают Sb, Sn, Zn, Cd, Pb (CF = 1.5–7). Для Sn и Sb характерны аномалии с экстремально высокими концентрациями, превышающими фоновые значения почти в 20 раз.

Рис. 3.

Zn в поверхностных горизонтах почв и дорожной пыли (А) и их фракциях PM10 (Б) Алушты.

Суммарный показатель загрязнения (Zc) ТМ во фракции PM10 почв соответствует низкому, неопасному уровню. Только 10% территории имеет средний умеренно опасный (Zc = 16–32), 4% – высокий опасный (Zc = 32–51) уровни. В этой фракции техногенные геохимические аномалии имеют более высокие и опасные уровни загрязнения по отношению к общему содержанию в почвах (рис. 4). В частицах PM10 почв выявлены четыре геохимические аномалии ТМ. Северо-западная аномалия с умеренно опасным уровнем образовалась в пределах селитебной и транспортной зон. Центральная – с высоким уровнем загрязнения и наибольшим количеством накапливающихся элементов (Pb, Cu, Sb, Zn, Cd, Sn, Co, Ni, Bi, Sr, Ba, Be, Cr, Mn, Mo, As, V, Fe, W) – сформировалась под влиянием выбросов автотранспорта, а также поступления загрязняющих веществ из автономных ландшафтов и аккумуляции в почвах долины р. Улу-Узень. Южная аномалия со средним умеренно опасным и высоким опасным уровнями образовалась на ул. Набережная также под влиянием выбросов транспорта, а юго-западная – вблизи автозаправки на Ялтинском шоссе.

Рис. 4.

Суммарное загрязнение ТМ почв и дорожной пыли в целом (А) и их фракции PM10 (Б) Алушты.

Наибольшую экологическую опасность во фракции PM10 представляют Zn и As, ОДК которых превышены на 84 и 82% территории соответственно. ПДК V превышены примерно на 16%, ОДК Cu и Pb на 8%, а Ni и Sb на 2% территории. Превышений нормативов для Cd в частицах PM10 не выявлено. Таким образом, в Алуште техногенное воздействие приводит к накоплению во фракции PM10 почв в транспортной и селитебно-рекреационной зонах элементов-индикаторов воздействия транспорта и сжигания топлива, представляющих наибольшую экологическую опасность для городских жителей и туристов – Zn, Sb, Pb, Cd, Cu и Sn.

Бенз(а)пирен. Во фракции PM10 почв среднее содержание БП составляет 73 нг/г, что в 146 раз выше фона и в 3.6 раза – ПДК (табл. 2). За счет повышенной сорбционной способности более мелких частиц БП активнее аккумулируется в PM10 почв, превышая общие содержания в 1.2–3.0 раза. Накопление поллютанта в пылеватых и илистых фракциях почв отмечалось и в других работах [12, 37]. БП хорошо сорбируется органическим веществом почвы и осаждается на органо-минеральном геохимическом барьере [15, 40], на что указывает прямая зависимость между содержанием БП и количеством органического вещества (r = 0.4 при p < 0.05). По уровню накопления БП в PM10 функциональные зоны образуют ряд: транспортная (CF = 305) > промышленная (135) > > селитебная (130) > селитебно-рекреационная (95) > рекреационная (64) > агрогенная (16).

Таблица 2.  

Бенз(а)пирен в поверхностных горизонтах почв функциональных зон Алушты

Показатель Функциональная зона* (число проб) Алушта (49)
Т (13) П (4) С (7) С–Р (14) Р (5) А (6)
Почвы в целом
Среднее, нг/г 111 20 65 49 48 8.3 60
min–max, нг/г 0.5–322 2–39 0.5–210 1–187 0.5–178 0.5–47 0.5–322
CF 222 41 130 99 95 17 121
RF 5.5 1.0 3.2 2.5 2.4 0.4 3.0
Фракция PM10 почв
Среднее, нг/г 152 67 65 47 32 7,9 73
min–max, нг/г 0.5–510 0.5–140 0.5–230 0.5–270 0.5–130 0.5–45 0.5–510
CF 305 135 130 95 64 16 146
RF 7.6 3.4 3.2 2.4 1.6 0.4 3.6

* Функциональные зоны: Т – транспортная, П – промышленная, С – селитебная, С–Р – селитебно-рекреационная, Р – рекреационная, А – агрогенная.

В почвах транспортной зоны интенсивная аккумуляция связана с эмиссией выхлопных газов, содержащих БП как продукт неполного сгорания бензина и дизельного топлива. В почвах селитебной и селитебно-рекреационной зон накопление БП обусловлено его выбросами при печном отоплении жилых домов и наличием автомобильного движения, что в совокупности определяет высокий уровень загрязнения почв [15, 25, 44]. В почвы промышленной зоны поллютант может поступать в результате сжигания ископаемого топлива на отопительных станциях [46]. В рекреационной зоне накопление БП в почвах связано, по-видимому, с его переносом воздушным путем в составе выбросов транспорта и предприятий теплоэлектроэнергетики. В агрогенной зоне относительно низкое содержание БП в почвах объясняется удаленностью от источников техногенного воздействия, а также распашкой и перемешиванием верхних горизонтов почв, что приводит к улучшенной аэрации, достаточно быстрому разложению и выносу БП из почвенного профиля [32].

Во фракции РМ10 городских почв выявлено четыре ярко выраженные техногенные геохимическое аномалии БП с его содержание в среднем выше ПДК в 10–15 раз (рис. 5). Центральная аномалия с экстремально высоким чрезвычайно опасным загрязнением (до 25 ПДК), а также северная, южная и юго-западная аномалии протягиваются вдоль крупнейших автомагистралей города (ул. Ленина, Ялтинское шоссе, ул. Комсомольская, ул. Набережная). Повышенные содержания БП наблюдаются на северо-западе Алушты в селитебной зоне, что связано с выбросами продуктов неполного сгорания угля при отоплении жилых домов. Другая аномалия во фракции PM10 БП образовалась на северо-востоке и востоке города в долине р. Улу-Узень (коэффициент экологической опасности RF = 10–15) и р. Демерджи (RF = 2–5) в результате механической миграции БП в подчиненные позиции и аккумуляции более мелкими частицами в восстановительной среде, где он способен сохраняться длительное время [15].

Рис. 5.

Коэффициент экологической опасности загрязнения бенз(а)пиреном почв и дорожной пыли в целом (А) и их фракции PM10 (Б) Алушты.

Таким образом, в Алуште умеренно опасный (1–2 ПДК) и неопасный (<1 ПДК) уровни загрязнения наблюдаются у 10 и 45% проб фракции. В зону чрезвычайной экологической опасности (>5 ПДК) попадают около 25% проб фракции PM10 почв (рис. 6), 20% проб имеют опасный уровень загрязнения (2–5 ПДК), что указывает на высокую опасность загрязнения почв и дорожной пыли города этим органическим поллютантом.

Рис. 6.

Экологическая опасность загрязнения фракции PM10 почв (А) и дорожной пыли (Б) Алушты бенз(а)пиреном.

Фракция PM10 дорожной пыли

Тяжелые металлы и металлоиды. Поступая, главным образом, от техногенных источников – истирания шин и тормозных колодок, эмиссии выхлопных газов и частиц моторного масла, абразии дорожного покрытия и др., частицы PM10 дорожной пыли обогащаются (цифры – величина КК) Zn6.6Sb4.9Cd4.9Pb3.6Cu2.9As2.5Sn2.4W2.0Bi1.7. Ba и Sr рассеиваются, остальные элементы имеют около кларковые концентрации. Такая ассоциация элементов типична для дорожной пыли и ее фракции PM10 других городов [3, 5, 10, 20, 23, 33, 39]. В настоящее время все больше внимания уделяется выбросам твердых частиц в результате износа шин и колодок, изучению их физико-химических свойств и состава. Так, около 50% частиц, образующихся при истирании, имеют размер ≤10 мкм и обогащены Cu, Sb, Zn, Sn, Pb, Cr, Fe, Mn [29].

Из-за повышенной сорбционной способности тонких частиц содержание практически всех поллютантов (за исключением Mo и Sr) в PM10 больше (отношение содержания элемента в РМ10 к пыли в целом Dx = 1.4–3.9): Zn, W, Cs в 3–4 раза, Sb, Cr, Be, Bi, Co, Sn в 2–3 раза, что согласуется с данными для городских почв (рис. 3). Наибольшая аккумуляция Mo (Dx = 0.7) и Sr (Dx = 0.6) зафиксирована в дорожной пыли в целом, куда они могут поступать из придорожных почв с более крупными частицами (табл. 3).

Таблица 3.  

ТМ в дорожной пыли и фракции PM10 в Алуште и кларки химических элементов в верхней части континентальной земной коры

Эле-мент Июнь 2016 г. Январь 2017 г. Кларк, мг/кг
пыль в целом фракция PM10 Dx пыль в целом фракция PM10 Dx
мг/кг мг/кг
Sb 1.5 (0.6–4.7) 4.0 (1.1–12) 2.7 1.1 (0.6–2.5) 2.8 (1.4–6.7) 2.6 0.81
Cu 44 (14–191) 78 (19–240) 1.8 50 (24–200) 67 (39–181) 1.3 27
Pb 37 (12–329) 61 (29–99) 1.7 29 (13–62) 56 (31–79) 1.9 17
Zn 127 (87–225) 495 (183–1162) 3.9 126 (78–240) 315 (175–714) 2.5 75
Sn 3.2 (1.2–17) 6.0 (2.8–13) 1.9 2.2 (1.1–6.0) 4.5 (2.2–12) 2.0 2.5
Cd 0.3 (0.12–0.6) 0.44 (0.16–0.81) 1.7 0.20 (0.12–0.47) 0.44 (0.22–0.92) 2.2 0.09
Sr 266 (65–445) 149 (95–236) 0.6 289 (160–420) 209 (102–322) 0.7 270
Co 7.4 (3.8–17) 15 (7.9–26) 2.0 8.3 (5.1–13) 14 (8.8–50) 1.7 15
Ni 23 (10–53) 39 (20–75) 1.7 25 (9.2–74) 46 (22–171) 1.9 50
Ba 237 (143–467) 391 (263–589) 1.7 251 (190–380) 453 (289–895) 1.8 628
W 1.1 (0.5–3.9) 4.1 (1.8–17) 3.7 1.5 (0.7–5.9) 4.2 (1.3–8.2) 2.8 2.03
Bi 0.18 (0.06–0.5) 0.40 (0.19–0.79) 2.2 0.3 (0.06–1.9) 0.41 (0.18–0.93) 1.6 0.23
V 56 (24–150) 103 (60–211) 1.8 62 (34–98) 106 (59–191) 1.7 106
Cr 31 (11–83) 70 (41–139) 2.3 38 (12–230) 61 (18–112) 1.6 92
Be 0.9 (0.47–2.2) 1.95 (0.9–3.8) 2.2 0.97 (0.56–1.7) 2.3 (1.0–7.5) 2.4 2.3
As 8.0 (2.6–28) 14 (6.4–34) 1.7 8.3 (2.8–16) 15 (5.2–51) 1.8 5.6
Cs 2.4 (0.75–10) 7.5 (3.0–16) 3.1 2.0 (1.0–4.2) 6.5 (2.9–17) 3.2 4.9
Mn 613 (356–1084) 840 (543–1418) 1.4 645 (473–930) 1022 (719–1688) 1.6 770
Fe 26 001 (12 740–48 090) 42 383 (25 448–70 651) 1.6 27 388 (20 790–36 050) 48 099 (34 977–66 336) 1.7 40 600
Mo 1.1 (0.5–4.3) 0.75 (0.15–2.2) 0.7 2.2 (1.2–16) 1.5 (0.79–3.1) 0.7 1.1

Примечание. В скобках указаны минимальные и максимальные значения. Dx – отношение содержания элемента в РМ10 почв или дорожной пыли к почвам или дорожной пыли в целом.

В дорожной пыли Алушты на частицы PM10 приходится более 50% W, Cs, Zn, Sb, Bi, Cr, Pb, Sn, Be. На дорогах с разной интенсивностью автомобильного движения доля большинства ТМ во фракции PM10 пыли уменьшается с ростом транспортного потока. В пыли малых дорог с PM10 связаны 70–90% W, Cs, Zn, Sb, Bi, Cr, Pb, Sn, 50–70% Be, Co, Cu, V, As, Ni, Cd. На средних и крупных дорогах доля всех ТМ в частицах PM10 (кроме Cs, Mn и Sr) уменьшается: в пыли средних дорог на них приходится 50–65% W, Cs, Zn; на крупных дорогах – 50–80% W, Cs, Zn, Sn, Sb, Bi, Cu. Аналогичная зависимость установлена для дорожной пыли Москвы, где на частицы РМ10 приходится до 40–60% содержания большинства ТМ, а концентрации Cd, Sb, Sn, Cu, Bi, Pb, Zn, Mo, W в этой фракции в 4–22 раза выше, чем их кларки верхней части континентальной земной коры [10]. Обогащенность фракции PM10 пыли ТМ на малых дорогах связана с повышенным содержанием более мелких экологически опасных частиц за счет низкой скорости движения транспорта и продуваемости территории.

На всех типах дорог для частиц PM10 пыли характерно накопление Zn, Sb, Cd, Pb, Cu, As, Sn, W и Bi. В зависимости от интенсивности движения транспорта KK увеличивается в ряду от средних и малых дорог к крупным. As и Cs активнее концентрируются во фракции PM10 малых дорог, а Sb, Zn, Cu, Sn, W – крупных. Интенсивность движения не влияет на распределение Cd, Bi и Pb. В дорожной пыли крупных дорог аккумуляция ТМ объясняется составом транспортного потока, в котором общественный транспорт поставляет наибольшее количество пылевых частиц в результате частых остановок, заторов, дорожных пробок, особенно в центральной части города (Ялтинское шоссе) и наиболее интенсивного разрушения дорожного покрытия.

Суммарное загрязнение частиц PM10 пыли имеет неопасный уровень (Zc = 24), увеличиваясь на разных типах дорог в ряду: малые (Zc = 22) = = средние (22) < крупные (31). В 79% проб частиц PM10 пыли загрязнение слабое (9–31), в 21% проб зафиксирован умеренно опасный уровень. Наибольший Zc установлен в центральной (32–37) и северной (50) частях города на дорогах с высокой (ул. Ленина, Ялтинское шоссе) и средней (ул. Туристов, ул. Виноградная) интенсивностью движения (рис. 4). Обогащение пыли металлами на крупных дорогах говорит о большом влиянии на загрязнение города структуры автопарка и качества используемого топлива, определяющих химический состав выбросов.

Сезонная динамика загрязнения дорожной пыли ТМ. В зимний период дорожная пыль обогащена (KK > 1.5) Cd, Mo, Cu, Zn, Pb, а фракция PM10 – Cd, Zn, Sb, Pb, As, Cu, W, Sn, Bi. Летом наибольшие концентрации ТМ характерны для Cd, Pb, Sb, Zn, Cu в дорожной пыли в целом и Zn, Sb, Cd, Pb, Cu, As, Sn, W, Bi – в PM10. Сезонная динамика оценивалась с помощью коэффициента сезонности SF – отношения содержания ТМ в дорожной пыли и во фракции РМ10 в зимний период (февраль 2017 г.) к летнему (июнь 2016 г.). Так, концентрация Mo и Bi зимой примерно в 2 раза выше по сравнению с летом, что может быть связано с их поступлением при интенсивной работе теплоэлектростанций, котельных и сжигании угля для отопления жилых домов. Летом более интенсивное накопление характерно для Zn (SF = 0.6–0.8), Cd (0.7–1.0), Sn (0.7–0.8), Sb (0.7–0.8), Pb (0.8–0.9), что обусловлено бóльшим потоком отдыхающих и транспортных средств во время туристического сезона. Уменьшение концентраций поллютантов зимой происходит также в результате вымывания пыли с ливневым стоком при выпадении большого количества осадков, характерных для этого сезона (субтропический субсредиземноморский климат). Различия в содержании V, Cr, Co, Ni, Sr, Cs, Ba, W, Mn и Fe в дорожной пыли (SF = 0.9–1.4) и частицах PM10 (SF = 0.9–1.2) незначительны.

Летом суммарное загрязнение дорожной пыли в целом и фракции PM10 (Zc = 11 и 24) и зимой (Zc = 7 и 20) оценивается как неопасное. Зимой наибольшее обогащение частиц PM10 (Zc = 62) с умеренно опасным уровнем загрязнения установлено только в восточной части Алушты на малой дороге (ул. Ленина) рядом с гостиничными комплексами и парком Стахеевка. В дорожной пыли в целом во всех точках опробования суммарное загрязнение ТМ слабое (Zc = 2–28).

Таким образом, зимой уменьшается аккумуляция ТМ в дорожной пыли и фракции PM10, связанных с выбросами автотранспорта, и увеличиваются концентрации поллютантов, поступающих при работе отопительных систем. Летняя Cd–Pb–Sb специализация дорожной пыли меняется зимой на Cd–Mo–Zn. Содержание большинства ТМ не зависит времени года, что говорит об отсутствии для некоторых поллютантов сезонной изменчивости загрязнения дорожной пыли, которая является информативным объектом эколого-геохимического мониторинга городов круглогодично.

Бенз(а)пирен. Среднее содержание БП во фракции PM10 дорожной пыли составляет 238 нг/г, варьируя от 0.5 до 850 нг/г, что выше ПДК почв почти в 12 раз (табл. 4), указывая на опасную экологическую обстановку в городе. Значительная часть БП может поступать в дорожную пыль в результате выпадений из атмосферы с выбросами автотранспорта, а также в процессе укладки асфальта и его разрушения [16]. В частицах PM10 пыли концентрация БП примерно в 2.5 раза больше относительно общего содержания (рис. 5), что соответствует ранее установленным данным об аккумуляции поллютанта более тонкими частицами [40].

Таблица 4.  

Бенз(а)пирен в дорожной пыли разных типов дорог Алушты

Показатель Тип дороги (число проб) Алушта (29)
крупные (7) средние (15) малые (7)
Дорожная пыль в целом
Среднее, нг/г 84 106 93 97
min–max, нг/г 0.5–210 12–301 0.5–468 0.5–468
RF 4.2 5.3 4.7 4.9
Фракция PM10
Среднее, нг/г 327 256 113 238
min–max, нг/г 0.5–590 15–850 0.5–600 0.5–850
RF 16 13 5.7 12

Экологическая опасность накопления БП во фракции PM10 дорожной пыли крупных, средних и малых дорог соответствует чрезвычайно высокому уровню (коэффициент экологической опасности RF = 5.7–16). Максимальная опасность загрязнения частиц PM10 пыли БП обнаружена на крупных дорогах, где ПДК превышена примерно в 16 раз. Это может быть связано с большей интенсивностью дорожного трафика и влиянием грузового транспорта, поставляющего наибольшее количество пылевых частиц с выбросами выхлопных газов и при более интенсивном разрушении дорожного покрытия, что оказывает прямое влияние на загрязнение атмосферного воздуха в городах. Максимальное загрязнение частиц PM10 дорожной пыли БП (RF = 14–29) происходит вдоль дорог с наиболее интенсивным транспортным потоком грузовых и легковых автомобилей – Ялтинском и Судакском шоссе, а также на средних дорогах (рис. 5, Б): ул. Туристов (RF = 19–25), ул. Красноармейская (10), ул. Комсомольская (20–35), ул. Набережная (8–42), ул. Октябрьская (30). Существенный вклад в загрязнение дорожной пыли БП вносит обслуживание и эксплуатация автомобильной отрасли города – заправочных станций и автовокзала в южной и центральной части Ялтинского шоссе соответственно.

Чрезвычайно опасное и опасное загрязнение обнаружено примерно в 70% проб на Ялтинском и Судакском шоссе, улицах Набережная, Ленина, Партизанская, Виноградная и других (рис. 6). Умеренно опасный уровень зафиксирован лишь в 7% проб фракции PM10, и только 21% относится к неопасному уровню. Таким образом, уровень загрязнения Алушты по содержанию БП во фракции PM10 дорожной пыли более высокий по сравнению с почвами, что свидетельствует о важности ее изучения при эколого-геохимической оценке состояния курортных городов, в которых главным источником поступления поллютанта является автотранспорт.

ВЫВОДЫ

1. Впервые для Алушты получены данные о содержании поллютантов во фракции PM10 почв и дорожной пыли как основных носителях поллютантов, в которых концентрации БП и многих ТМ в 1.5–4 раза выше, чем их общее содержание, что создает потенциальную экологическую опасность для городских жителей и туристов.

2. Основным источником загрязнения городской среды Алушты является автотранспорт, что приводит к накоплению Zn, Sb, Pb, Cu, Cd и БП во фракции PM10 почв и дорожной пыли. Суммарное загрязнение PM10 почв и пыли ТМ в целом соответствует низкому, неопасному уровню, локальные аномалии со средним умеренно опасным и высоким опасным уровнями сформировались на северо-западе, юге, юго-западе и в центре города.

3. Наиболее загрязнены частицы PM10 почв транспортной и селитебно-рекреационной зон, что связано с большим количеством туристов и транспортного потока. В почвах агрогенной зоны при обработке виноградников накапливается Cu. На крупных дорогах установлена интенсивная аккумуляция ТМ во фракции PM10 дорожной пыли, что обусловлено качественным составом транспортного потока и большей интенсивностью движения по сравнению с другими дорогами.

4. В дорожной пыли и фракции РМ10 содержание большинства ТМ слабо зависит от сезона, то есть пыль может использоваться в качестве информативного объекта эколого-геохимического мониторинга курортных городов круглогодично. Содержание лишь некоторых ТМ в дорожной пыли слабо изменяется в зависимости от сезона – зимой уменьшаются концентрации связанных с выбросами автотранспорта Zn, Cd, Sn, Sb и Pb, но увеличиваются концентрации Mo и Bi, поступающих при работе отопительных систем.

5. Для городских ландшафтов Алушты наибольшую экологическую опасность представляет БП, для которого установлен чрезвычайно опасный уровень загрязнения частиц PM10 почв почти на четверти, а дорожной пыли – на 70% территории города.

При экологическом мониторинге состояния окружающей среды городов и особенно курортных центров в первую очередь необходимо контролировать содержание БП, а также Sb, Zn, Cd, Pb, Cu, As, Sn, W, Bi в мелких частицах (PM10 и мельче), способных проникать в организмы и накапливаться в дыхательных путях, оказывая негативное воздействие на здоровье населения.

Список литературы

  1. Алексеева Т.А., Теплицкая Т.А. Спектрофлуориметрические методы анализа ароматических углеводородов в природных и техногенных средах. Л.: Гидрометеоиздат, 1981. 215 с.

  2. Багрова Л.А., Боков В.А., Багров Н.В. География Крыма. Киев: Лыбидь, 2001. 302 с.

  3. Битюкова В.Р., Власов Д.В., Дорохова М.Ф., Касимов Н.С., Кислякова Н.Ю., Кириллов П.Л., Кошелева Н.Е., Никифорова Е.М., Петухова Н.В., Рыжов А.В., Савоскул М.С., Саульская Т.Д., Шартова Н.В. Восток – запад Москвы: пространственный анализ социально-экологических проблем. М., 2016. 70 с.

  4. Вадюнина А.Ф., Корчагина З.А. Методы исследования физических свойств почв. М.: Агропромиздат, 1986. 416 с.

  5. Власов Д.В., Касимов Н.С., Кошелева Н.Е. Геохимия дорожной пыли (Восточный округ Москвы) // Вестн. Моск. ун-та. Сер. 5, геогр. 2015. № 1. С. 23–33.

  6. Геохимия окружающей среды. М.: Недра, 1990. 335 с.

  7. Григорьев Н.А. Распределение химических элементов в верхней части континентальной коры. Екатеринбург: УрО РАН, 2009. 382 с.

  8. Детальный план территории города Алушта. Официальный сайт Муниципального образования “Городской округ Алушта”, 2015. http://alushta-adm.ru/wp–content/uploads/2014/03/ ДПТ.jpg

  9. Доклад “О состоянии и охране окружающей среды на территории Республики Крым в 2016 г.”. Ижевск, 2017. 300 с.

  10. Касимов Н.С., Власов Д.В., Кошелева Н.Е., Никифорова Е.М. Геохимия ландшафтов Восточной Москвы. М.: АПР, 2016. 276 с.

  11. Касимов Н.С., Кошелева Н.Е., Власов Д.В., Терская Е.В. Геохимия снежного покрова в Восточном округе Москвы // Вестник Моск. ун-та. Сер. 5, геогр. 2012. № 4. С. 14–24.

  12. Когут М.Б., Шульц Э., Галактионов А.Ю., Титова Н.А. Содержание и состав полициклических ароматических углеводородов в гранулометрических фракциях почв парков Москвы // Почвоведение. 2006. № 10. С. 1182–1189.

  13. Костенко И.В. Атлас почв Горного Крыма. Киев: Аграр. наука, 2014. 184 с.

  14. Кошелева Н.Е., Касимов Н.С., Власов Д.В. Факторы накопления тяжелых металлов и металлоидов на геохимических барьерах в городских почвах // Почвоведение. 2015. № 5. С. 536–553. https://doi.org/10.7868/S0032180X15050032

  15. Кошелева Н.Е., Никифорова Е.М. Многолетняя динамика и факторы накопления бенз(а)пирена в городских почвах (на примере ВАО Москвы) // Вестник Моск. ун-та. Сер. 17, почвоведение. 2011. № 2. С. 25–34.

  16. Пиковский Ю.И., Геннадиев А.Н., Ковач Р.Г., Жидкин А.П., Хлынина Н.И., Киселева А.Ю. Углеводородное состояние почв территории асфальтового месторождения (Самарская Лука) // Почвоведение. 2017. № 4. С. 427–437. https://doi.org/10.7868/S0032180X17040074

  17. Ревич Б.А. Мелкодисперсные взвешенные частицы в атмосферном воздухе и их воздействие на здоровье жителей мегаполисов // Проблемы экологического мониторинга и моделирование экосистем. 2018. № 3. С. 53–78.

  18. Цибарт А.С., Геннадиев А.Н. Полициклические ароматические углеводороды в почвах: источники, поведение, индикационное значение (обзор) // Почвоведение. 2013. № 7. С. 788–802. https://doi.org/10.7868/S0032180X13070125

  19. Acosta J.A., Faz C.A., Arocena J.M., Debela F., Martinez-Martinez S. Distribution of metals in soil particle size fraction and its implication to risk assessment of playgrounds in Murcia City (Spain) // Geoderma. 2009. V. 149. P. 101–109. https://doi.org/10.1016/j.geoderma.2008.11.034

  20. Acosta J.A., Faz C.A., Kalbitz K., Jansen B., Martinez-Martinez S. Heavy metal concentrations in particle size fractions from street dust of Murcia (Spain) as the basis for risk assessment // J. Environ. Monit. 2011. V. 13. P. 3087–3096. https://doi.org/10.1039/C1EM10364D

  21. Ajmone-Marsan F., Biasioli M., Kralj T., Grčman H., Davidson C.M., Hursthouse A.S., Madrid L., Rodrigues S. Metals in particle-size fractions of the soils of five European cities // Environ. Pollut. 2008. V. 152. P. 73–81. https://doi.org/10.1016/j.envpol.2007.05.020

  22. Amato F., Alastuey A., Karanasiou A., Lucarelli F., Nava S., Calzolai G., Severi M., Becagli S., Gianelle V.L., Colombi C., Alves C., Custodio D., Nunes T., Cerqueira M. et al. AIRUSE–LIFE+: A harmonized PM speciation and source apportionment in five southern European cities // Atmos. Chem. Phys. 2016. V. 16. P. 3289–3309. https://doi.org/10.5194/acp-16-3289-2016

  23. Amato F., Pandolfi M., Viana M., Querol X., Alastuey A., Moreno T. Spatial and chemical patterns of PM10 in road dust deposited in urban environment // Atmos. Environ. 2009. V. 43. P. 1650–1659. https://doi.org/10.1016/j.atmosenv.2008.12.009

  24. Ballabio C., Panagos P., Lugato E., Huang J–H, Orgiazzi A., Jones A, Fernandez-Ugalde O., Borrelli P., Montanarella L. Copper distribution in European topsoils: An assessment based on LUCAS soil survey // Sci. Total Environ. 2018. V. 636. P. 282–298. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2018.04.268

  25. Bortey-Sam N., Ikenaka Y., Nakayama Sh. M.M., Akoto O., Yohannes Y.B., Baidoo E., Mizukawa H., Ishizuka M. Occurrence, distribution, sources and toxic potential of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in surface soils from the Kumasi Metropolis, Ghana // Sci. Total Environ. 2014. V. 496. P. 471–478. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2014.07.071

  26. Demetriades A., Birke M. Urban geochemical mapping manual: sampling, sample preparation, laboratory analysis, quality control check, statistical processing and map plotting. Brussels: EuroGeoSurveys, 2015. 162 p.

  27. Emission standards. EU: cars and light trucks. DieselNet. https://www.dieselnet.com/standards/eu/ld.php

  28. Fernandez P., Vilanova R.M., Martínez C., Appleby P., Grimalt J.O. The historical record of atmospheric pyrolytic pollution over Europe registered in the sedimentary PAH from remote mountain lakes // Environ. Sci. Technol. 2000. V. 34. P. 1906–1913. https://doi.org/10.1021/es9912271

  29. Grigoratos T., Martini G. Brake wear particle emissions: a review // Environ. Sci. Pollut. Res. 2015. V. 22. № 4. P. 2491–2504. https://doi.org/10.1007/s11356-014-3696-8

  30. Gulia S., Nagendra S., Khare M., Khanna I. Urban air quality management-A review // Atmos. Pollut. Res. 2015. V. 6. P. 286–304. https://doi.org/10.5094/APR.2015.033

  31. Hu Z., Gao S. Upper crustal abundances of trace elements: A revision and update // Chem. Geol. 2008. V. 253. P. 205–221. https://doi.org/10.1016/j.chemgeo.2008.05.010

  32. Kasimov N.S., Kosheleva N.E., Nikiforova E.M., Vlasov D.V. Benzo[a]pyrene in urban environments of eastern Moscow: pollution levels and critical loads // Atmos. Chem. Phys. 2017. V. 17. P. 2217–2227. https://doi.org/10.5194/acp-17-2217-2017

  33. Kong S., Lu B., Ji Y., Zhao X., Bai Z., Xu Y., Liu Y., Jiang H. Risk assessment of heavy metals in road and soil dusts within PM2.5, PM10 and PM100 fractions in Dongying city, Shandong Province, China // J. Environ. Monit. 2012. V. 14. P. 791–803. https://doi.org/10.1039/C1EM10555H

  34. Landing W.M., Caffrey J.M., Nolek S.D., Gosnell K.J., Parker W.C. Atmospheric wet deposition of mercury and other trace elements in Pensacola, Florida // Atmos. Chem. Phys. 2010. V. 10. P. 4867–4877. https://doi.org/10.5194/acp-10-4867-2010

  35. Liu G., Wang J., Liu X., Liu X., Li X., Ren Y., Wang J., Dong L. Partitioning and geochemical fractions of heavy metals from geogenic and anthropogenic sources in various soil particle size fractions // Geoderma. 2018. V. 312. P. 104–113. https://doi.org/10.1016/j.geoderma.2017.10.013

  36. Luo X.-S., Yu S., Li X.-D. Distribution, availability, and sources of trace metals in different particle size fractions of urban soils in Hong Kong: Implications for assessing the risk to human health // Environ. Pollut. 2011. V. 159. P. 1317–1326. https://doi.org/10.1016/j.envpol.2011.01.013

  37. Müller S., Wilcke W., Kanchanacool N., Zeck W. Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) and polychlorinated biphenyls (PCBs) in particle-size separates of urban soils in Bangkok, Thailand // Soil Sci. 2000. V. 165. № 5. P. 412–419.

  38. National Emissions Inventory 2014. United States Environmental Protection Agency, 2014. URL: https:// www.epa.gov/air–emissions–inventories/2014–national–emissions–inventory–nei–data (дата обращения 25.03.2019).

  39. Padoan E., Rome C., Ajmone-Marsan F. Bioaccessibility and size distribution of metals in road dust and roadside soils along a peri-urban transect // Sci. Total Environ. 2017. V. 601–602. P. 89–98. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2017.05.180

  40. Ravindra K., Sokhi R., Van Grieken R. Atmospheric polycyclic aromatic hydrocarbons: Source attribution, emission factors and regulation // Atmos. Environ. 2008. V. 42. № 13. P. 2895–2921. https://doi.org/10.1016/j.atmosenv.2007.12.010

  41. Rudnick R.L., Gao S. Composition of the continental crust // Treatise on geochemistry. V. 3. Elsevier Sci., 2003. P. 1–64. https://doi.org/10.1016/B0-08-043751-6/03016-4

  42. Ruyters S., Salaets P., Oorts K., Smolders E. Copper toxicity in soils under established vineyards in Europe: A survey // Sci. Total Environ. 2013. V. 443. P. 470–477. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2012.11.001

  43. Tager I.B. Health effects of aerosols: Mechanisms and epidemiology // Aerosols Handbook: Measurement, dosimetry, and health effects / Ed. by Ruzer L.S., Harley N.H. Boca Raton: CRC Press, 2005. P. 619–696.

  44. Wang G., Yang M., Jia H.L., Zhou L., Li Y.F. Polycyclic Aromatic Hydrocarbons in urban street dust and surface soil: comparisons of concentration, profile, and source // Arch. Environ. Contam. Toxicol. 2009. V. 56. P. 173–180. https://doi.org/10.1007/s00244-008-9182-x

  45. Wang X.S., Qin Y., Chen, Y.K. Heavy meals in urban roadside soils, part 1: effect of particle size fractions on heavy metals partitioning // Environ. Geol. 2006. V. 50. № 7. P. 1061–1066. https://doi.org/10.1007/s00254-006-0278-1

  46. Wang X.-T., Chen L., Wang X.-K., Lei B.-L., Sun Y.-F., Zhou J., Wu M.-H. Occurrence, sources and health risk assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons in urban (Pudong) and suburban soils from Shanghai in China // Chemosphere. 2015. V. 119. P. 1224–1232. https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2014.10.019

  47. Wedepohl K.H. The composition of the continental crust // Geochim. Cosmochim. Acta. 1995. V. 59. № 7. P. 1217–1232. https://doi.org/10.1016/0016-7037(95)00038-2

  48. Zhu L., Huang X., Shi H., Cai X., Song Y. Transport pathways and potential sources of PM10 in Beijing // Atmos. Environ. 2011. V. 45. № 3. P. 594–604. https://doi.org/10.1016/j.atmosenv.2010.10.040

Дополнительные материалы отсутствуют.

Инструменты

предыдущая статья выпуска содержание выпуска

Почвоведение

Архивы выпусков Информация о журнале Отправить рукопись в журнал