1. На главную
  2. Электронные версии
  3. Почвоведение
  4. № 5, 2022

Почвоведение, 2022, № 5, стр. 538-555

Уровни и факторы накопления металлов и металлоидов в придорожных почвах, дорожной пыли и их фракции РМ10 в Западном округе Москвы

Д. В. Власов a, О. В. Кукушкина a, Н. Е. Кошелева a, *, Н. С. Касимов a

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

* E-mail: natalk@mail.ru

Поступила в редакцию 25.10.2021
После доработки 09.11.2021
Принята к публикации 30.12.2021

Полный текст (PDF)

Аннотация

Впервые для Москвы на примере Западного округа выполнен комплексный геохимический анализ 18-ти элементов (As, Bi, Cd, Co, Cr, Cu, Fe, Mn, Mo, Ni, Pb, Sb, Sn, Sr, Ta, V, W, Zn), определенных масс-спектрометрией и атомно-эмиссионной спектроскопией с индуктивно связанной плазмой в придорожных почвах, дорожной пыли и их фракции физической глины (частиц диаметром <10 мкм, PM10). Приоритетными поллютантами придорожных почв и их фракции PM10 являются W, Sb, Mo, Cu, Cd, Sn, Zn, Bi. При этом концентрация большей части этих элементов в мелкодисперсной фракции РМ10 заметно больше. Количество приоритетных поллютантов в дорожной пыли при одинаковых уровнях накопления несколько меньше, чем в почвах. В частицах РМ10 почв и дорожной пыли набор приоритетных поллютантов совпадает, но уровни содержания во фракции РМ10 пыли примерно в 2 раза выше из-за большей удельной поверхности. В системе почвы – дорожная пыль формируется общий парагенезис W–Sb–Sn–Mo–Zn–Cu, причем в подсистеме, связанной с фракцией PM10, для Cu, Mo и Sb установлены значимые корреляции, что указывает на преобладающую роль тонких частиц в переносе элементов между почвами и пылью. Результаты регрессионного анализа показали, что аккумуляция химических элементов в почвах и их фракции PM10 определяется геохимической позицией, типом дороги, гранулометрическим составом и реакцией среды почв. Ведущими факторами накопления элементов в дорожной пыли и ее фракции PM10 являются объем выбросов автотранспорта и тип дороги, а также физико-химические свойства пыли. Загрязнение мелкодисперсной фракции пыли является очень высоким и очень опасным (суммарный показатель загрязнения Zc = 113), а аналогичной фракции придорожных почв – высоким, усиливаясь до очень высокого (Zc = 71) на крупных дорогах из-за воздействия транспорта. Загрязнение почв и дорожной пыли в ЗАО умеренно опасное с незначительными колебаниями на разных типах дорог.

Ключевые слова: гранулометрические фракции, физическая глина, тяжелые металлы, металлоиды, городские почвы, нелинейный регрессионный анализ, Urbic Technosols

ВВЕДЕНИЕ

Одной из глобальных экологических проблем в последние десятилетия стала урбанизация, которая сопровождается ростом числа мегаполисов, где концентрируются опасные загрязняющие вещества, поступающие с выбросами промышленности, транспорта и бытовыми отходами. Москва является крупнейшим городом Европы, поэтому изучение химического состава почвенного покрова и дорожной пыли представляет особый интерес: оно позволяет оценить накопление и распределение тяжелых металлов и металлоидов (ТММ) в городских ландшафтах, выявить приоритетные загрязнители и определить факторы, влияющие на локализацию их техногенных аномалий [11, 43, 44].

Выбросы отработанных автомобильных газов и жидкостей, остатки смазочных масел и других нефтепродуктов, частицы шин и тормозных колодок, обогащенные ТММ, поступают в дорожную пыль и придорожные почвы [21, 38]. Выдувание частиц дорожной пыли и почв способствует росту загрязнения атмосферного воздуха в городах [50], увеличивая в том числе риск оксидативного стресса клеток организма человека [32, 60].

Основной депонирующей средой для ТММ являются почвы, так как в отличие от атмосферы, грунтовых и подземных вод возможность их самоочищения весьма ограничена. Почвы являются одним из главных источников материала дорожной пыли [62], однако для микрочастиц дорожной пыли характерен более высокий уровень загрязнения ТММ, чем придорожных почв [31]. Особый интерес вызывают микрочастицы с диаметром <10 мкм (англ. “particulate matter” – PM10) и более тонкие фракции [9, 34, 42, 49, 53, 54, 59]. По Качинскому [13] PM10 – это фракция физической глины, состоящая из ила, мелкой и средней пыли. С уменьшением размера частиц концентрации ТММ в них увеличиваются, что связано с ростом удельной площади поверхности, сорбционной емкости и емкости катионного обмена, увеличением количества органического вещества и содержания глинистых минералов и одновременным снижением доли кварца в минералогическом составе [33].

Дорожная пыль формируется в результате осаждения промышленных и транспортных выбросов, а также при дефляции придорожных почв летом и противогололедных реагентов (ПГР) зимой [36]. Поэтому частицы пыли являются фазой-носителем многих поллютантов, в первую очередь, ТММ. С дорожного полотна пыль легко выдувается в воздух, особенно частицы PM10, а затем поступает в городские почвы, способствуя их загрязнению. Химический состав дорожной пыли и ее отдельных фракций изучается во всем мире, но в России он по-прежнему анализируется редко и для ограниченного числа ТММ [7, 8, 41, 45, 52]. Подобные исследования проведены в ряде округов Москвы, однако загрязнение мелкодисперсных частиц пыли оценивалось далеко не всегда [16, 27, 37, 48, 57].

Цель работы – дать эколого-геохимическую оценку состояния придорожных почв и дорожной пыли, а также их фракции PM10 по содержанию ТММ на примере Западного административного округа (ЗАО) Москвы, где расположены крупнейшие дорожные магистрали города.

Решались следующие задачи:

– проанализировать основные физико-химические свойства почв и дорожной пыли на разных типах дорог, способствующие фиксации загрязняющих веществ, и сравнить их с фоновыми уровнями;

– определить уровни накопления элементов-приоритетных поллютантов в верхних горизонтах почв и дорожной пыли, а также их фракции PM10 на дорогах разной крупности;

– выявить физико-химические свойства депонирующих сред, ландшафтные и антропогенные факторы, влияющие на аккумуляцию ТММ в почвах и дорожной пыли;

– оценить степень загрязнения и связанную с ней экологическую опасность поллютантов по суммарному показателю загрязнения.

ОБЪЕКТ И МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЯ

Бóльшая часть территории ЗАО расположена на Теплостанской возвышенности, которая отличается максимальными для Москвы высотой и перепадом высот, а также сильной расчлененностью речной и овражно-балочной сети. В рельефе преобладают плоские поверхности, пологие и крутые склоны моренной холмистой, пологоувалистой аккумулятивной равнины с выраженной латеральной твердофазной миграцией поллютантов в результате плоскостного смыва и овражной эрозии. Центральная часть округа расчленена пологими и крутыми склонами долины р. Сетунь и ее притоков, способствующими латеральной миграции веществ; на юге долина местами засыпана и значительно преобразована хозяйственной деятельностью. Пространства между холмистой равниной и речными долинами представлены выположенными участками флювиогляциальной аккумулятивной равнины с менее интенсивной боковой миграцией поллютантов. Северо-восток ЗАО занимает долинный комплекс р. Москвы и ее притоков, включающий пойму, первую надпойменную террасу и ее склоны [2].

В почвообразовании в ЗАО преобладают техногенные факторы, поэтому здесь распространены антропогенные почвы, в основном урбаноземы и квазиземы [18], состоящие из пылевато-гумусового субстрата с примесью бытового и строительного мусора, иногда подстилаемые водонепроницаемыми материалами, например, бетоном и др. Квазиземы отличаются от урбаноземов более легким гранулометрическим составом и бóльшим количеством гумуса, они включают несколько привнесенных гумусированных слоев и слоев подстилающего техногенного грунта. Для всех антропогенно-измененных почв характерно нарушение почвенного профиля и несогласованное залегание горизонтов.

Летом 2017 г. в ЗАО отобрано 29 смешанных проб придорожных почв из верхнего (0–10 см) горизонта в 2–3 м от дорожного полотна и 29 смешанных проб дорожной пыли на разных типах дорог вдоль бордюров (рис. 1). Смешанные пробы составлялись из 3–5 индивидуальных, взятых на расстоянии 3–10 м друг от друга. Автомобильные дороги разделялись на типы в зависимости от количества полос движения в одну сторону и плотности выбросов транспорта [17]: Московская кольцевая автомобильная дорога (МКАД) (5 полос с выбросами 1000–1500 т/км2 в год) – по 4 пробы почв и дорожной пыли; главные радиальные дороги (4 полосы, 1500–2000 т/км2 в год) – по 4 пробы; крупные (3 полосы, 1500–2000 т/км2 в год) – по 10 проб; средние (2 полосы, 2000–4000 т/км2 в год) – по 3 пробы; малые дороги (1 полоса, 500–1000 т/км2 в год) – по 3 пробы. Дворы (плотность выбросов транспорта до 1000 т/км2 в год), где отобрано 5 проб в пределах автопарковок и 5 проб почв рядом с парковками, представлены своеобразными “колодцами-ловушками” из двух–четырех 9–16-этажных домов с узкими проездами [15], которые формируют зону застоя приземного воздуха и способствуют осаждению поллютантов [39]. В качестве фоновых эталонов для почв и пыли использовались дерново-подзолистые почвы (14 проб) на покровных суглинках в Коралловском лесничестве Одинцовского района Московской области, в 50 км к западу от Москвы, развитые под разнотравным елово-березовым лесом.

Рис. 1.

Точки отбора проб почв и дорожной пыли в западной части Москвы (лето 2017 г.). Промышленные зоны (показаны серой заливкой): A – Фили, B – Западный порт, C – Бережковская набережная, D – Кунцево, E – Северное Очаково, F – Южное Очаково.

Фракция РМ10 почв и пыли выделялась методом отмучивания после диспергирования образцов с помощью влажного растирания [3]. Полученный раствор фильтровали через мембранный фильтр с диаметром пор 0.45 мкм. Физико-химические свойства пыли и почв определялись в Эколого-геохимическом центре географического факультета МГУ: pH и удельная электропроводность (EC1:5) водной вытяжки – потенциометрическим и кондуктометрическим методами, содержание органического углерода (Cорг) – методом Тюрина с титриметрическим окончанием, гранулометрический состав – лазерной гранулометрией.

Содержание ТММ в общих пробах почв, пыли и частицах РМ10 определялось масс-спектральным (ICP-MS) и атомно-эмиссионным спектральным (ICP-AES) методами с индуктивно-связанной плазмой во ВНИИ минерального сырья им. Н.М. Федоровского. Анализировались ТММ разных классов опасности: I класса (Zn, As, Cd, Pb); II (Cr, Co, Ni, Cu, Sb, Mo); III (V, W, Sr, Mn), а также Bi, Sn, Fe, Ta. Большинство выбранных для анализа элементов характеризуются интенсивным накоплением в аэрозолях [5], атмосферных осадках [55, 56], снежном покрове [1, 58], речной взвеси [14, 26], дорожной пыли и ее отдельных гранулометрических фракциях [10, 16, 27], а также в верхних горизонтах почв [39, 46, 51] Москвы.

Данные анализировались в пакете Statistica 10. Для каждого из 18 изучаемых элементов в придорожных почвах, дорожной пыли и фракции РМ10 рассчитывались коэффициенты накопления Kc = = Ci/Cф, где Cф, Ci – концентрация изучаемого элемента в фоновых почвах и в городских почвах или пыли, соответственно, или коэффициенты рассеяния Kр = Cф/Ci при Cф/Ci > 1. Расчет суммарного показателя загрязнения Zс = ΣKс–(n – 1), где n – число химических элементов с Kс > 1, позволил определить категорию загрязнения: <16 – низкое, неопасное, 16–32 – среднее, умеренно опасное, 32–64 – высокое, опасное, 64–128 – очень высокое, очень опасное, >128 – максимальное, чрезвычайно опасное [11]. Вклад фракции PM10 дорожной пыли или придорожных почв в содержание ТММ в общей пробе пыли или почв оценивалось по доле Di (%): Di = C10 × P10/Ci, где C10 – концентрация элемента в PM10, мг/кг фракции, P10 – доля фракции PM10 в пробе пыли или почв, %.

Коэффициенты экологической опасности Ко = = Ci/ПДК(ОДК) вычислялись для As, Cd, Pb, Zn, Ni, Cu, Sb, V, Mn, у которых существуют утвержденные в РФ предельно допустимые (ПДК) или ориентировочно допустимые концентрации (ОДК) в почвах [20].

Влияние природных и техногенных факторов на аккумуляцию ТММ в придорожных почвах, дорожной пыли и в их фракции PM10 оценивалось в программном пакете S-PLUS с помощью метода регрессионных деревьев [39]. Дендрограммы строились в зависимости от следующих факторов и условий: геохимическая позиция (положение в рельефе), свойства почв или пыли, определяющие их сорбционную способность по отношению к ТММ (pH, удельная электропроводность EС1:5, содержание РМ10, то есть частиц физической глины, и Cорг), тип дороги, объем выбросов автотранспорта (неопубликованные данные о выбросах предоставлены проф. В.Р. Битюковой).

Для учета ландшафтно-геохимической неоднородности территории использованы данные об абсолютных высотах в каждой точке, определенных по цифровой модели рельефа (данные SRTM, Shuttle Radar Topography Mission). Повышенные и выровненные плоские поверхности (абс. высоты 182–204 м), пологие и крутые склоны (184–199 м) моренной равнины, сложенной валунными суглинками, соответствуют автономным элювиальным и трансэлювиальным ландшафтам, соответственно (рис. S1 ). Засыпанные участки долины р. Сетунь и ее притоков на техногенных отложениях (166–170 м) и выположенные участки флювиогляциальной аккумулятивной равнины (161–170 м), сложенной песками, песчано-гравелистыми отложениями и суглинками, представлены трансэлювиально-аккумулятивными ландшафтами. Пониженные участки пологих и крутых склонов долины р. Сетунь и ее притоков (146–154 м) с преимущественно песчаными отложениями относятся к трансэлювиальным ландшафтам, а пойма, первая надпойменная терраса р. Москвы и ее притоков и ее пологие склоны (123–142 м) с песками, супесями и суглинками с прослоями торфа, в значительной степени перекрытыми техногенными отложениями, относятся к супераквальным ландшафтам.

РЕЗУЛЬТАТЫ И ОБСУЖДЕНИЕ

Основные физико-химические свойства придорожных почв и дорожной пыли. Более половины проб почв имеет легкосуглинистый состав, содержание частиц РМ10 в придорожных почвах более чем в полтора раза меньше, чем на фоновых участках. Наблюдаются колебания содержания крупных фракций (крупнее РМ10), которое максимально на МКАД, минимально на радиальных многополосных шоссе и малых дорогах. Реакция среды в придорожных почвах всюду близка к нейтральной со средним рН 7.26. Наибольшие величины pH отмечаются на МКАД и во дворах. Почвы вблизи крупных и малых дорог обладают нейтральной реакцией среды (табл. 1), тогда как для фоновых дерново-подзолистых почв характерна слабокислая реакция. Основной причиной подщелачивания почв в городе является строительная пыль, применение ПГР и сильнощелочных моющих средств с pH 9–11.

Таблица 1.  

Основные физико-химические свойства придорожных почв и дорожной пыли (приведены средние значения)

Территория Придорожные почвы Дорожная пыль
PM10, % рН Сорг, % ЕС1:5, мкСм/см PM10, % рН Сорг, % ЕС1:5, мкСм/см
МКАД 22.5 7.46 5.4 247 15.3 7.16 2.8 156
Радиальные шоссе 17.3 7.22 4.3 173 10.7 7.68 1.3 175
Крупные дороги 19.4 7.15 5.6 221 19.4 7.53 2.1 211
Средние дороги 20.4 7.25 3.8 185 16.5 7.62 1.8 210
Малые дороги 17.5 7.10 4.7 132 13.6 7.53 2.6 193
Дворы с автопарковками 21.1 7.36 4.2 181 13.2 7.13 4.4 136
Среднее по ЗАО 19.7 7.30 4.7 190 14.8 7.44 2.5 180
Фоновые почвы 31.9 6.40 3.3 65.5 – – – –

Средняя удельная электропроводность ЕС1:5 водной вытяжки из почв ЗАО составляет 190 мкСм/см, что почти в три раза выше фонового уровня. ЕС1:5 варьирует от минимальных значений в почвах вблизи малых дорог до максимальных рядом с крупными магистралями и МКАД. Увеличение EC1:5 связано с применением ПГР зимой, которые весной лишь частично смываются талыми водами и осадками. Среднее содержание Сорг = 4.67%, что в полтора раза выше фона за счет органических частиц техногенного происхождения – асфальта, выбросов автотранспорта и промышленности [28]. Минимальные величины Сорг приурочены ко дворам, малым дорогам и радиальным шоссе. Больше всего органического вещества содержится в почвах рядом с МКАД и крупными дорогами.

Почвенные свойства варьируют в зависимости от крупности дорог и интенсивности движения автотранспорта. Наибольшие колебания характерны для ЕС1:5 (в 1.9 раза) и содержания Сорг (в 1.5 раза). Варьирование содержания частиц PM10 (физической глины) можно отнести к среднему (в 1.3 раза), наименьшие колебания значений характерны для рН. По сравнению с фоновыми почвами рН придорожных почв почти на единицу больше, их отличает в 3 раза более высокая электропроводность, повышенное в 1.4 раза содержание Сорг и более легкий гранулометрический состав.

Дорожная пыль имеет супесчаный состав, содержание фракции PM10 в пыли практически в два раза меньше, чем в фоновых почвах. Максимум тонких фракций наблюдается на крупных дорогах, минимум – на малых дорогах и во дворах, что, вероятно, связано с активной поставкой РМ10 при истирании шин и металлических деталей тормозных механизмов автомобилей [50].

Реакция среды пыли близка к слабощелочной со средним значением 7.44 при незначительных колебаниях на разных типах дорог. Максимальные значения характерны для шоссе и средних дорог, минимальные – для МКАД и дворов. Применение моющих средств на радиальных шоссе и крупных дорогах приводит к подщелачиванию пыли. Из-за применения ПГР средняя ЕС1:5 составляет 180 мкСм/см, что превышает фоновый уровень дерново-подзолистых почв в 2.8 раза. Наибольшие значения ЕС1:5 зафиксированы на крупных и средних дорогах, наименьшие – во дворах с автопарковками. Содержание Сорг составляет в среднем 2.5% при колебаниях от 1.35% на крупных дорогах до 4.42% во дворах, куда Сорг поступает с близлежащих газонов, с выхлопами автотранспорта и при истирании шин.

По сравнению с придорожными почвами дорожная пыль имеет более легкий гранулометрический состав, содержит в 1.5 раза меньше мелкодисперсных частиц и в 3 раза меньше Сорг. Реакция среды и электропроводность в водной вытяжке из почв и пыли имеют близкие значения – 7.3–7.45 и 180–190 мкСм/см.

ТММ в придорожных почвах и их фракции PM10. Приоритетные поллютанты придорожных почв ЗАО – W, Sb, Mo, Cu, Cd, Sn, Zn, Bi (Kc 2.4–6.0) (табл. 2). По сравнению с фоновыми почвами наиболее активно аккумулируется W (средний Kc 6.0) с сильным варьированием концентраций на дорогах с разной интенсивностью движения. Основными источниками W являются износ шин и дорожного покрытия, а также промышленные выбросы [57, 63]. Максимальное накопление W зафиксировано в почвах рядом со средними и крупными магистралями, рядом с МКАД и радиальными шоссе его концентрация снижается в три и два раза соответственно. Похожая картина аккумуляции наблюдается у Sb, которая после W вносит наибольший вклад в загрязнение почв ТММ (рис. S2 ). К увеличению концентрации Sb приводит износ тормозных колодок транспорта [61]. Наибольшая концентрация Sb выявлена вблизи средних внутрирайонных дорог; на МКАД и во дворах с автопарковками она накапливается в три раза слабее.

Таблица 2.  

Среднее содержание элементов (мг/кг) в придорожных почвах, дорожной пыли и их фракции РМ10 на разных типах дорог и во дворах с автопарковками в ЗАО Москвы

Объект и дороги V Cr Mn Fe Co Ni Cu Zn As Sr Mo Cd Sn Sb Ta W Pb Bi
Почвы МКАД 67 55 515 27 890 9.7 25 41 166 5.8 132 1.9 0.47 3.8 1.8 0.62 5.6 28 0.32
радиальные шоссе 54 42 412 25 127 6.8 33 45 131 3.4 116 1.6 0.42 4.2 2.0 0.45 7.2 21 0.58
крупные дороги 52 38 390 25 054 7.7 32 56 147 5.4 126 1.7 0.39 4.1 1.9 0.40 7.0 27 0.27
средние дороги 66 45 462 27 161 9.6 35 61 162 6.9 139 1.7 0.35 5.6 2.2 0.49 7.9 33 0.41
малые дороги 47 38 379 18 628 6.1 26 44 165 4.0 114 1.1 0.62 3.6 1.5 0.37 4.6 32 0.25
дворы с автопарковками 58 52 446 21 109 7.5 34 38 258 4.9 114 1.0 0.76 3.2 1.4 0.43 3.3 36 0.49
PM10 почв МКАД 92 69 777 42 670 14 37 61 301 9.1 110 3.6 0.76 7.5 3.1 0.80 10 48 0.58
радиальные шоссе 87 67 649 38 069 13 35 80 320 5.9 123 4.5 0.76 8.9 4.7 0.86 17 39 0.78
крупные дороги 82 80 636 41 197 15 44 120 386 9.8 136 5.4 0.63 10 5.2 0.87 21 54 0.78
средние дороги 86 63 684 41 876 15 39 107 334 11 134 4.4 0.53 11 4.7 0.81 19 55 0.78
малые дороги 90 78 804 42 886 14 42 95 437 8.6 116 3.4 1.2 9.6 4.0 0.83 11 79 0.92
дворы с автопарковками 84 74 673 38 253 13 42 69 580 6.3 119 2.6 1.0 5.8 2.6 0.85 8.6 51 0.78
Дорожная пыль МКАД 65 56 424 29 918 8.9 21 52 335 0.8 156 1.3 0.20 4.6 3.0 1.3 6.3 15 0.26
радиальные шоссе 57 43 393 25 505 6.5 21 67 220 1.8 134 1.5 0.20 3.7 1.3 0.57 2.2 26 0.19
крупные дороги 66 53 409 30 131 6.1 24 51 156 1.4 168 2.6 0.22 4.8 2.7 0.53 4.2 24 0.27
средние дороги 61 55 403 26 718 5.1 24 47 128 1.7 182 3.3 0.24 4.3 1.8 0.56 2.5 22 0.51
малые дороги 48 34 341 21 939 4.5 16 50 143 1.7 130 2.1 0.19 4.9 1.3 0.58 2.4 63 0.18
дворы с автопарковками 39 38 319 21 123 5.7 17 29 262 2.2 138 1.7 0.26 3.1 1.3 0.27 3.9 25 0.20
PM10 дорожной пыли МКАД 90 57 620 42 106 17 35 144 1045 2.7 182 4.1 0.48 14 14 0.52 27 37 1.0
радиальные шоссе 99 78 718 49 626 19 46 200 1364 3.0 200 6.2 0.57 25 14 0.63 22 60 1.8
крупные дороги 85 72 661 46 618 16 45 222 879 2.5 191 6.2 0.62 25 13 0.63 28 154 1.9
средние дороги 74 62 597 41 624 14 41 188 618 2.3 197 6.2 0.77 25 12 0.36 21 66 2.0
малые дороги 71 62 584 37 057 13 45 142 692 1.5 161 4.1 0.60 22 7.1 0.44 22 111 1.4
дворы с автопарковками 87 56 736 41 743 16 53 147 1282 2.3 207 2.6 1.0 19 7.3 1.9 31 75 1.5
Фоновые почвы 86 55 1006 25 398 9.4 24 18 71 3.6 137 0.50 0.20 1.7 0.40 0.80 1.0 19 0.20

Концентрация Mo и Cu достигает максимальных значений (Kc 3.2 и 2.7 соответственно) на средних дорогах, на магистралях с более интенсивным движением постепенно уменьшается, минимальные значения приурочены ко дворам с автопарковками. Обогащению почв Cu и Mo способствуют также выбросы заводов машиностроения и металлообработки [19], а также невыхлопные выбросы автотранспорта [47]. На увеличение концентраций Cu влияют предприятия по производству электролитической медной фольги и оптоэлектронных устройств. Zn, Cd и Sn аккумулируются в почвах вблизи всех типов дорог довольно равномерно (Kc 2.4–2.45). Основным поставщиком Zn являются железнодорожный транспорт, выбросы промышленных предприятий и автотранспорт – Zn присутствует в шинах в неорганических формах (ZnS и ZnO) и в виде органического стеарата [23]. Высокие концентрации Cd и Sn характерны для шин, дорожной разметки, тормозных колодок и других деталей автомобилей [47]. Для Pb, As, Ni свойственно слабое накопление (Kc 1.3–1.5), Ta, Cr, Co, V, Sr, Mn рассеиваются (Кр 1.7–1.1).

Тонкие частицы РМ10 обладают большей способностью поглощать загрязнители, поэтому все ТММ отличаются высокой интенсивностью аккумуляции в этой фракции придорожных почв (рис. 2). Наибольший Kc = 15.6 у W с максимальными концентрациями на крупных и средних дорогах, наименьшие значения свойственны МКАД и дворам. Близкое распределение концентраций на разных типах дорог характерно для Mo и Sn (Kc 8.8 и 5.4 соответственно). Как и в валовых пробах, вторым по значимости поллютантом для фракции PM10 является Sb с одинаковым уровнем аккумуляции (10.8) на разных типах дорог, который вдвое больше, чем в почвах в целом. Значительно больше в частицах РМ10 по сравнению с валовыми пробами содержание Zn и Cu (Kc ≥ 5.3), которое не дифференцировано по типам дорог. В мелкодисперсных частицах накапливаются также Bi, Cd, Pb, As (Kc 2.4–4.5) и менее активно Ni, Co, Fe и Cr (Kc 1.3–1.7). V, Sr и Mn рассеиваются (Кр 1.1–1.5).

Рис. 2.

Геохимические спектры ТММ в придорожных почвах, дорожной пыли и их частицах РМ10 в ЗАО г. Москвы.

ТММ в дорожной пыли и ее фракции PM10. Основными загрязнителями дорожной пыли ЗАО являются Sb, Mo и W (Kc 3.8–5.3) (табл. 2). Концентрация главного поллютанта – Sb примерно одинакова на всех магистралях, кроме МКАД, на которой значения превышают средние в 3 раза (рис. S2 ). Варьирование содержания Mo и W невелико, с максимальными значениями на средних дорогах и минимальными на малых дорогах, во дворах (для Mo) и на МКАД и крупных дорогах (для W). Слабее в дорожной пыли аккумулируются Zn, Cu и Sn, которые распределены на всех автомагистралях и дворах с парковками довольно равномерно, за исключением высокой концентрации Zn на МКАД и низкой – Cu во дворах. Содержание Cd, Bi, Sr и Fe близко к величинам в фоновых почвах, а As, Cr, Co, Ni, V, Mn и Ta рассеиваются.

Набор приоритетных загрязнителей в дорожной пыли такой же, как и в почвах, однако содержание Sb и Mo в пыли в 1.2 и 1.4 раза больше, а W в 1.6 раза меньше. Это объясняется тем, что дорожная пыль отражает актуальную геохимическую нагрузку на городские ландшафты в теплый сезон, тогда как придорожные почвы аккумулируют некоторые поллютанты многие десятилетия, другая их часть может вымываться из верхнего горизонта (рис. S3 ).

В тонкодисперсных частицах РМ10 все ТММ накапливаются намного интенсивнее по сравнению с общими пробами. Во фракции PM10 пыли содержание приоритетных загрязнителей W и Sb в 1.7 и 2.7 раза выше, чем в РМ10 придорожных почв. Относительно почвенного фона наиболее интенсивно (средний Kc 29.4) накапливается Sb с максимумом на МКАД и радиальных шоссе (Kc 35.1) и минимумом (Kc 18.5) на малых дорогах и во дворах. Второй по значимости загрязнитель – W со средним Kc 26.3 (табл. 2) и размахом колебаний на разных дорогах в 1.5 раза. Максимальные концентрации W наблюдаются во дворах, минимальные – на средних дорогах. Высока аккумуляция Zn и Sn (Kc 13.9 и 13.4 соответственно), в почвах содержание этих элементов в 2.5 раза меньше. Активно накапливаются Cu, Mo и Bi, которые распределены на всех автомагистралях и дворах с парковками довольно равномерно. Концентрация Pb в тонких фракциях незначительно снижается относительно содержания в валовых пробах (Kc 5.8 и 5.0 соответственно). Содержание Cd во фракции PM10 в 3 раза выше, чем в валовых пробах (Kc 3.4 и 1.1 соответственно), оно слабо варьирует на всех типах дорог. Концентрации Cr, Co, Ni, V, Sr, Fe, Ta, As и Mn близки к фоновым.

Связь накопления ТММ в частицах придорожных почв и дорожной пыли. Известно, что одним из источников материала дорожной пыли служат придорожные почвы, но одновременно выражен и обратный процесс – поставка частиц дорожной пыли в придорожные почвы [31, 62], то есть существует “круговорот” частиц в пыли и почвах, в который включается дополнительная поставка поллютантов из других техногенных источников. Это движение частиц и содержащихся в них ТММ обусловливает геохимические связи между почвами и дорожной пылью, что подтверждает отмеченное ранее совместное накопление Ag, Sb, Sn, W, Bi, Cd, Cu, Pb, Zn в обоих компонентах в восточной части Москвы [37]. В почвах, дорожной пыли и их микрочастицах РМ10 Западного округа аккумулируются W, Sb, Sn, Mo, Zn, Cu (средние Кс > 2), к которым в почвах, РМ10 почв и РМ10 пыли добавляется Cd, в дорожной пыли и РМ10 почв и пыли – Pb, а в РМ10 почв и РМ10 дорожной пыли – Bi (рис. 2), то есть в целом перечень входящих в парагенезисы ТММ на западе и востоке Москвы практически не отличается.

Формирование геохимических связей между дорожной пылью, почвами и их фракцией РМ10 на западе Москвы подтверждает корреляционный анализ содержания ТММ в четырех изученных компонентах (всего проанализировано шесть возможных пар компонентов, указанных в табл. 3).

Таблица 3.  

Коэффициенты корреляции Пирсона r между содержанием ТММ в подсистемах почвы–дорожная пыль, PM10 почв–PM10 дорожной пыли, почвы–PM10 почв, дорожная пыль–PM10 дорожной пыли, почвы–PM10 дорожной пыли и дорожная пыль–PM10 почв

ТММ Величина r в подсистемах
почвы–пыль PM10 почв– PM10 пыли почвы–PM10 почв пыль–PM10 пыли почвы–PM10 пыли пыль–PM10 почв
V 0.03 –0.07 0.28 0.42 0.09 –0.17
Cr –0.07 0.02 0.16 0.41 –0.15 –0.07
Mn 0.20 0.06 0.57 0.18 0.24 0.02
Fe 0.04 –0.14 0.41 0.40 0.11 –0.16
Co 0.05 –0.29 0.43 0.57 –0.01 –0.31
Ni 0.03 –0.07 0.36 0.04 0.21 –0.35
Cu 0.04 0.65 0.93 0.29 0.63 –0.02
Zn 0.20 0.33 0.92 0.84 0.19 0.28
As 0.11 0.07 0.58 –0.04 –0.10 0.17
Sr 0.02 0.10 0.73 0.24 0.05 –0.06
Mo 0.01 0.56 0.77 0.11 0.56 0.16
Cd 0.07 0.04 0.84 0.62 0.18 –0.08
Sn 0.18 0.33 0.90 0.17 0.38 0.29
Sb 0.17 0.47 0.89 0.47 0.44 0.27
Ta 0.29 –0.05 0.22 –0.22 –0.02 –0.18
W –0.14 –0.32 0.93 0.56 –0.30 –0.13
Pb 0.15 0.27 0.86 0.99 0.18 0.21
Bi –0.04 0.21 0.55 –0.07 –0.06 0.19

Примечание. Полужирным выделены значимые при p < 0.05 значения r.

В подсистемах почвы – РМ10 почв и дорожная пыль – РМ10 дорожной пыли выявлены наиболее высокие r, которые указывают на существенный вклад связанных с микрочастицами РМ10 ТММ в их валовое содержание (рис. 3). В придорожных почвах ЗАО фракция PM10 содержит 40–60% Mo, W, Bi, Sb, Zn и Sn от запасов этих ТММ, а также 40–60% Cu, Cd, Pb, Mo и Co и более 60% Zn, Sn, Sb, Bi и W от их запасов в дорожной пыли.

Рис. 3.

Фракционный состав ТММ в придорожных почвах (a) и дорожной пыли (b) ЗАО Москвы.

В подсистеме PM10 почв – PM10 дорожной пыли значимые r установлены для Cu (0.65), Mo (0.56) и Sb (0.47), что указывает на общие источники этих ТММ в почвах и дорожной пыли и на ведущую роль микрочастиц РМ10 в переносе Cu, Mo и Sb между изучаемыми компонентами городской среды (рис. 4). Эти корреляционные связи сохраняются в подсистеме почвы – PM10 дорожной пыли, где к Cu (r = 0.63), Mo (0.56) и Sb (0.44) добавляется Sn (0.38), что свидетельствует о поступлении этих ТММ с микрочастицами из дорожной пыли в почвы. Следовательно, фракция PM10 является одной из наиболее важных носителей ТММ, особенно в дорожной пыли, что определяет ее повышенную экологическую опасность для населения ЗАО.

Рис. 4.

Корреляционные связи Cu, Mo и Sb в системе почвы–дорожная пыль–РМ10 почв–РМ10 дорожной пыли.

Для других ТММ значения r не значимы при p < 0.05, вероятно, из-за большего участия более крупных частиц в миграции ТММ, неоднородности источников загрязнения (дорожная пыль накапливает поллютанты в теплый сезон, почвы – за многолетний период), наличия емких геохимических барьеров в почвах и их слабой выраженности в дорожной пыли и т.д. Определить основные факторы накопления ТММ в почвах и дорожной пыли позволяет нелинейный регрессионный анализ.

Факторы накопления ТММ. Для оценки роли различных факторов накопления ТММ в придорожных почвах, дорожной пыли и их микрочастицах РМ10 использован метод регрессионных деревьев. Для Cr, Mn, Sr, Ta и V регрессионный анализ не проводился, поскольку во всех изучаемых компонентах они практически не накапливаются.

В придорожных почвах аккумуляция большинства ТММ зависит от геохимической позиции участка опробования и содержания тонких частиц РМ10 (табл. 4), что согласуется с концепцией о ведущей роли рельефа в перераспределении поллютантов в техногенных ландшафтах и результатами оценки подвижности Sb, Pb, As и Hg в почвах горнопромышленных ландшафтов муниципалитета Лена (Испания) в зависимости от геоморфологических и климатических факторов [24]. Геохимическая позиция, отражающая положение в рельефе и тип почвообразующей породы, определяет накопление в придорожных почвах Bi, Cd, Fe, Mo и Ni, которое достигает максимума на отметках 199–204 м в автономных ландшафтах, соответствующих выровненным плоским поверхностям моренной равнины.

Таблица 4.  

Факторы накопления ТММ и их значимость в придорожных почвах и их фракции РМ10, а также в дорожной пыли и ее фракции РМ10 в ЗАО Москвы

Факторы накопления ТММ As Bi Cd Co Cu Fe Mo Ni Pb Sb Sn W Zn
Придорожные почвы
Кислотно-основные условия (pH) 2–* – 3+ 1+ – – – – – – 2+ 2+ 3+
Электропроводность EC1:5 1+ 2– 4– – 3– 2+ – – – – – – –
Содержание Сорг – 3+ – – – – 3+ – 2– – – – –
Содержание PM10 – – – – 1– – – 2+ – 1– 1– 1– 1–
Геохимическая позиция – 1+ 1+ 2+ 2+ 1+ 1+ 1+ – 2+ – 4+ –
Тип дороги – 2 2 3 2 – 2 3 – 3 3 3 2
Объем выбросов автотранспорта – – – – – 3+ – – 3– – – – –
Содержание элемента в пыли – – – 4+ – – – – 1+ – – – –
РМ10 придорожных почв
Кислотно-основные условия (pH) – 2+ – 1+ 2+ 1+ – 1+ – 2+ 2+ 2+ 2+
Электропроводность EC1:5 – – – – – 3– – – – – 2+ – –
Содержание Сорг – – – – – 4– – – – – – – –
Содержание PM10 – 1– 1– 2– 1– 2– 2– 2– – 1– 1– 1– 1–
Геохимическая позиция 1– – – – – – – – – – – – –
Тип дороги 3 2 2 1 – – 3 3 – 3 3 3 –
Объем выбросов автотранспорта – – – – – – 2+ – 2– – – – –
Содержание элемента в РМ10 пыли 2– – – – 2+ – 1+ – 1+ 2+ – – –
Дорожная пыль
Кислотно-основные условия (pH) – – – 2– 3– – – 4– – 1– 2+ – 1–
Электропроводность EC1:5 – 3+ 2+ – – 1+ – – – – 1+ 4+ –
Содержание Сорг 3+ 2+ 1+ – – – – – 3+ – – 3– 3+
Содержание PM10 4– – – – – – 4– – – – – – 4–
Геохимическая позиция – 1– – – – – – 3– – – – – –
Тип дороги 1 – 3 – 2 3 1 2 2 – – 1 –
Объем выбросов автотранспорта 2– – – 1+ 1+ 2+ 2+ 1+ – – – – 2+
Содержание элемента в почвах – – 4+ 3+ – 4+ 2– – 1+ 2+ 3+ 2+ –
РМ10 дорожной пыли
Кислотно-основные условия (pH) 1+ – – – – – – 2+ – – 3– – 1+
Электропроводность EC1:5 – – 2+ 3+ 3+ 3– – – – 3+ 2+ – –
Содержание Сорг 3– 1– – – – 4– – 1+ – – – – –
Содержание PM10 3– – 3– 2– – – – – – – – 2+ 3–
Геохимическая позиция – – – – 4– – 3– – – – – – –
Тип дороги 2 – 1 – – 2 – – – 2 1 3 –
Объем выбросов автотранспорта – 2– – 1+ 2+ – 2– – – – – – 2+
Содержание элемента в РМ10 почв – 3+ – – 1+ 1– 1+ – 1+ 1+ – 1– –

* Ранги от 1 до 4 показывают уменьшение значимости фактора: “+” – рост показателя способствует увеличению концентрации элемента, “–” – уменьшению. Для качественных показателей характер связи не определяется.

Гранулометрический состав оказывает наибольшее влияние на распределение Cu, Sb, Sn, W и Zn в почвах вблизи различных типов автодорог: чем меньше частиц РМ10 и состав почв ближе к супесчаному, тем интенсивнее они накапливают ТММ. Кислотно-основные условия и крупность дорог влияют на накопление шести и десяти ТММ соответственно, однако для большинства ТММ эти факторы не являются главными. pH является ведущим только для Co и вторым по значимости для As, Cd, Sn и W. С ростом pH концентрации этих ТММ увеличиваются, за исключением анионогенного As, который активнее мигрирует в щелочной среде [12]. Крупность автотрасс является вторым по значимости фактором для Bi, Cd, Cu, Mo и Zn, третьим – для Co, Ni, Sb, Sn и W.

Ключевую роль в аккумуляции наиболее опасных загрязнителей – W и Sb – в придорожных почвах играет гранулометрический состав (табл. 4). В суглинистых почвах (при содержании РМ10 > 20%) W накапливается в 2.2 раза интенсивнее на высотных отметках >165 м (трансэлювиально-аккумулятивные ландшафты засыпанных участков долины р. Сетунь и ее притоков и выположенных участков флювиогляциальной аккумулятивной равнины), чем на более низких отметках, приуроченных в основном к трансэлювиальным ландшафтам пологих и крутых склонов долины р. Сетунь и ее притоков, а также к супераквальным ландшафтам поймы, первой надпойменной террасы р. Москвы и ее пологим склонам (рис. S1 ). В супесчаных почвах накопление W зависит от реакции среды: в слабощелочных, близких к нейтральным, условиях (рН > 7.1) содержание металла в среднем в 2.7 раза больше, чем в более нейтральных условиях (рН < 7.1). Это можно объяснить тем, что источником W также являются подщелачивающие агенты: ПГР, выпадения карбонатной строительной пыли, износ карбонатных материалов, в том числе применяемых в дорожном строительстве. На последнее указывает то, что концентрации W в почвах увеличиваются с ростом транспортной нагрузки, достигая наибольших уровней (в среднем 12.8 мг/кг) на МКАД, радиальных шоссе и средних дорогах.

Sb аккумулируется в супесчаных почвах элювиальных ландшафтов плоских поверхностей и трансэлювиальных ландшафтов пологих и крутых склонов моренной равнины (абсолютные высоты >188 м) в полтора раза интенсивнее, чем на более низких отметках, где содержание ТММ определяется крупностью дорожной сети – на МКАД, радиальных шоссе и средних дорогах оно в 1.6 раза меньше, чем на крупных дорогах и во дворах (рис. 5а). В суглинистых почвах накопление Sb зависит от типа автодороги: максимальные концентрации металлоида наблюдаются на крупных и средних дорогах. Здесь наибольшее количество светофоров, а аккумуляция Sb во время частых маневров, таких как начало движения, торможение, поворот, происходит наиболее активно [29].

Рис. 5.

Факторы накопления Sb в придорожных почвах (а), фракции РМ10 почв (b), дорожной пыли (c) и фракции РМ10 дорожной пыли (d) в ЗАО Москвы. Типы дорог: Р – радиальные шоссе, К – крупные, С – средние, М – малые дороги, Д – дворы с автопарковками; ЕС1:5 – удельная электропроводность водной вытяжки.

Ведущими факторами аккумуляции Mo и Cd являются геохимическая позиция и тип дороги, на втором месте физико-химические свойства почв: pH и EC1:5 для Cd и содержание Сорг для Mo. Так, чем больше абсолютная высота и крупнее дорога, тем интенсивнее накапливаются Mo и Cd. В более насыщенных органическим веществом почвах накопление Mo интенсивнее из-за наличия органоминерального геохимического барьера [4]. Cd активнее аккумулируется в слабощелочных почвах, причем чем больше электропроводность водной вытяжки, тем меньше его концентрация. Это связано с тем, что при увеличении количества водорастворимых солей в почвах, в первую очередь, хлоридов (и соответственно при росте ЕС1:5), подвижность Cd также увеличивается, что может приводить к ускоренному вымыванию комплексов ${\text{CdCl}}_{n}^{{2 - n}}$ из верхних горизонтов почв атмосферными осадками [30] и уменьшению валового содержания металла.

В суглинистых почвах (при содержании РМ10 > > 20%) Cu, Sn и Zn накапливаются интенсивнее, чем в супесчаных, причем концентрация Sn и Zn возрастает в щелочном диапазоне, а Cu – с уменьшением электропроводности. Последнее объясняется тем, что с ростом EC1:5 увеличивается подвижность Cu, что в условиях избыточного увлажнения приводит к ускоренному вымыванию Cu2+ из почв [41]. Кроме физико-химических свойств, вторым по значимости фактором аккумуляции Cu, Sn и Zn является тип дороги: концентрации металлов возрастают на крупных дорогах, что связано с интенсивной транспортной нагрузкой и более высокими объемами выбросов.

В частицах PM10 почв, в отличие от валового содержания ТММ, их аккумуляция в большей степени зависит от pH и гранулометрического состава почв, эти факторы определяют накопление девяти и одиннадцати ТММ соответственно, причем pH (щелочной геохимический барьер) является ведущим фактором для Co, Fe и Ni, а гранулометрический состав (сорбционно-седиментационный геохимический барьер, по [4]) – для Bi, Cd, Cu, Sb, Sn, W и Zn (табл. 4). Менее значимыми факторами являются тип дороги и геохимическая позиция. Распределение W и Sb контролируется гранулометрическим составом и кислотно-основными свойствами, наименьшее влияние оказывает крупность дороги (рис. 5b, рис. S3 ). От содержания частиц РМ10 в почвах зависит и аккумуляция Cd, Cu, Sn, Co, Fe, Ni и Zn в этих частицах. Реакция среды является вторым по значимости фактором в накоплении Bi, Cu, Sb, Sn, W и Zn. Концентрация Mo – одного из главных поллютантов почв – контролируется содержанием элемента в частицах РМ10 дорожной пыли, вероятно, выдувающихся с дорожного полотна и выпадающих на поверхность почв, а также объемом выбросов автотранспорта, гранулометрическим составом почв и типом дороги. Объем выбросов автотранспорта также значительно влияет на накопление Pb во фракции РМ10 придорожных почв, на аккумуляцию As, Cu, Pb и Sb в РМ10 влияет их содержание во фракции РМ10 дорожной пыли.

В дорожной пыли для большинства ТММ ведущим фактором накопления является тип дороги, он определяет аккумуляцию восьми ТММ и является главным для W, Mo и As. Для Mo, Cu, Zn, Co, Fe и Ni аккумуляция происходит сильнее на крупных дорогах, однако Mo и Pb обнаруживают обратную тенденцию и накапливаются на дорогах с меньшей интенсивностью движения. Повышенное поступление Mo и Pb в дорожную пыль на малых дорогах, вероятно, связано с частыми маневрами транспорта и дорожными заторами. Mo и Pb входят в состав деталей тормозных механизмов автомобилей [47], а частое торможение приводит к росту выбросов автотранспорта и концентраций ТММ в дорожной пыли [25].

Физико-химические свойства пыли занимают второе по значимости место (табл. 4). Реакция среды является ведущим фактором накопления Sb и Zn и влияет на концентрации Co, Cu, Ni и Sn на разных типах дорог. В отличие от почв, в дорожной пыли к аккумуляции ТММ приводит снижение рН, что может быть связано с усиленной поставкой ТММ при высокой транспортной нагрузке и интенсивных выбросах диоксидов азота, а также с активным применением на крупных дорогах хлоридных ПГР, которые могут являться подкисляющими агентами [6]. Содержание органического вещества влияет на концентрации As, Bi, Cd, Pb, W и Zn, а электропроводность – на Bi, Cd, Fe, Sn и W в дорожной пыли, что обусловлено поставками ТММ из техногенных источников в составе органических и водорастворимых соединений. Увеличение содержания Сорг в дорожной пыли можно объяснить интенсивным истиранием шин и выбросами выхлопных газов [22], а рост электропроводности – с увеличением поставок автотранспортом растворимых соединений [35].

Для Pb, Sb, Mo, Sn и W большое значение имеет уровень их содержания в придорожных почвах, что может указывать как на поступление этих ТММ в дорожную пыль при выдувании загрязненных частиц почв, так и на поставку ТММ в почвы при выдувании частиц дорожной пыли. Наименьшее влияние на аккумуляцию элементов оказывает гранулометрический состав пыли и геохимическая позиция точек отбора.

Ведущим фактором аккумуляции Sb в дорожной пыли являются кислотно-основные свойства последней: чем выше кислотность пыли, тем интенсивнее накапливается анионогенная Sb (рис. 5с). Активная поставка Sb из пыли в почвы и обратно подтверждается тем, что в щелочном диапазоне при высоком содержании Sb в придорожных почвах (>3 мг/кг) аккумуляция загрязнителя в дорожной пыли усиливается в два раза по сравнению с обратной ситуацией, когда концентрации Sb в придорожных почвах не превышают 3 мг/кг.

Содержание Mo в дорожной пыли контролируется типом дороги, то есть интенсивностью движения, объемами выбросов автотранспорта и гранулометрическим составом пыли. На крупных, средних и малых дорогах концентрации Mo достигают максимальных значений, причем, если объем выбросов автотранспорта >23 т/км в год, то содержание ТММ в пыли увеличивается в 1.5 раза. В супесчаных почвах (содержание РМ10 < 17%) Mo накапливается активнее, чем в суглинистых. На МКАД, радиальных шоссе и во дворах аккумуляция Mo идет не столь интенсивно.

В частицах РМ10 дорожной пыли ключевую роль в накоплении ТММ играет содержание загрязнителей в РМ10 почв, для Cu, Fe, Mo, Pb, Sb и W этот фактор является ведущим (табл. 4, рис. 5d, рис. S3 ). Вторыми по значимости факторами являются объем выбросов автотранспорта (Co, Bi, Cu, Mo, Zn) и тип дороги (As, Cd, Fe, Sb, Sn, W). Значимыми факторами дифференциации РМ10 дорожной пыли по содержанию ТММ являются также свойства дорожной пыли – pH (As, Zn, Ni, Sn) и Сорг (Bi, Ni, As, Fe). Содержание частиц РМ10 и электропроводность водной вытяжки из дорожной пыли не относятся к ведущим факторам, однако содержание РМ10 оказывает некоторое влияние на накопление Co, W, As, Cd и Zn, а величина ЕС1 : 5 – на Cd, Sn, Co, Cu, Fe, Sb.

Таким образом, валовое содержание ТММ в придорожных почвах и дорожной пыли контролируется различными факторами: в почвах определяющую роль играет геохимическая позиция участка опробования (его абсолютная отметка) и гранулометрический состав, химический состав дорожной пыли в основном контролируется антропогенными факторами – объемом выбросов автотранспорта и типом дороги. Кислотно-основные условия являются второстепенным фактором как для почв, так и для пыли.

Экологическая опасность загрязнения ТММ. Сравнение содержания девяти ТММ в почвах, дорожной пыли и их фракциях РМ10 Западного округа Москвы с их ПДК и ОДК в почвах [20] показало, что наиболее опасно загрязнена фракция РМ10 пыли, в которой концентрации Cu, Ni, Pb, Sb, Zn превысили нормативы практически повсеместно, а Cd и As – в 63 и 50% проб соответственно. При этом максимальные превышения ПДК/ОДК зафиксированы у Zn, Ni и Pb (Ko 63, 47 и 28 соответственно). Несколько слабее загрязнена фракция РМ10 почв с максимальными частотой и кратностью превышения нормативов у Ni (100%, Ko 31.6), Zn (100%, Ko 26.6), Cu (93%, Ko 7.7) и As (87%, Ko 10.1). Загрязнение валовых проб почв и пыли не столь интенсивно. Санитарно-гигиенические нормативы превышены почти в 100% проб у Zn, Ni и As c максимальными Ko 8.8, 31.6 и 5.0 соответственно, а у Cu, Cd и Pb – в 67, 27, 27% и максимальными значениями Ko 3.5, 2.8, 1.7. Таким образом, наибольшую экологическую опасность представляют три металла: Zn, Ni и Cu c близкой к 100% частотой превышения нормативов и очень высокими коэффициентами Ko для всех изучаемых компонентов. Дополнительную экологическую опасность создают высокие концентрации Pb, As, Cd и Sb в тонкодисперсных фракциях почв и пыли.

По среднему суммарному показателю загрязнения Zc = 20, загрязнение ТММ придорожных почв ЗАО вблизи дорог разных типов относится к умеренно опасному с максимальными значениями на средних дорогах (25) и минимальными во дворах (18) и малых дорогах (16) (рис. 6). В частицах РМ10 аккумуляция ТММ в 2.7 раза больше и средний показатель Zc = 56. Загрязнение ТММ фракции PM10 почв высокое, опасное на многих дорогах, на крупных дорогах Zc достигает максимума 71; на средних дорогах и радиальных шоссе показатель Zc тоже высокий – 63 и 58 соответственно. Различия в суммарном загрязнении почв вблизи дорог разных типов существенны, наименее загрязненные – МКАД и дворы с автопарковками.

Рис. 6.

Уровни суммарного показателя загрязнения Zc и экологической опасности загрязнения придорожных почв и дорожной пыли ЗАО и их фракции РМ10 ТММ на разных типах дорог и во дворах с автопарковками. Типы дорог: Р – радиальные шоссе, К – крупные, С – средние, М – малые дороги, Д – дворы.

Полиэлементное загрязнение дорожной пыли относится к среднему, умеренно опасному уровню со средним Zc = 18, наибольшим на МКАД и крупных дорогах (24 и 21 соответственно) и минимальным на радиальных шоссе (13) и во дворах с автопарковками (14). В мелкодисперсной фракции РМ10 накопление ТММ превышает показатель в валовых пробах в 6.3 раза. Среднее значение суммарного показателя для частиц РМ10Zc = 113, что указывает на их очень опасное и высокое загрязнение ТММ на всех типах дорог. Максимальные значения наблюдаются на крупных дорогах и радиальных шоссе – 132 и 128 соответственно, наименьшие показатели характерны для малых дорог – 91.

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

Придорожные почвы в ЗАО по сравнению с фоновыми почвами более легкие, имеют повышенный до нейтральных значений рН, большее количество Сорг (4.7%) и в 3 раза более высокую электропроводность. Дорожная пыль имеет супесчаный состав, слабощелочную реакцию среды, такую же электропроводность ЕС1 : 5 и пониженное содержание Сорг. Крупность дорог на физико-химические свойства дорожной пыли и почв практически не влияет.

Приоритетными поллютантами придорожных почв и их фракции PM10 являются W, Sb, Mo, Cu, Cd, Sn, Zn, Bi, при этом в мелкодисперсной фракции РМ10 концентрации большинства этих элементов заметно выше из-за большей удельной поверхности. Валовое содержание ТММ в почвах ЗАО варьирует в зависимости от геохимической позиции и гранулометрического состава почв, второстепенными факторами являются реакция среды и тип дорог. Основным фактором накопления ТММ во фракции PM10 является гранулометрический состав почв, менее значимы положение в рельефе и приуроченность к тому или иному типу дороги или двору.

При одинаковых уровнях накопления количество приоритетных поллютантов в дорожной пыли несколько меньше, чем в почвах. В мелкодисперсных частицах РМ10 дорожной пыли и почв набор приоритетных поллютантов совпадает, а уровни содержания во фракции РМ10 пыли выше примерно в 2 раза. Ведущими факторами накопления большинства ТММ в дорожной пыли и частицах РМ10 являются объем выбросов автотранспорта и тип дороги, физико-химические свойства пыли и поступление почвенных частиц.

В системе почвы–дорожная пыль–РМ10 почв–РМ10 дорожной пыли формируется парагенезис (совместное накопление ТММ с Кс > 2) W–Sb–Sn–Mo–Zn–Cu. В подсистеме PM10 почв–PM10 дорожной пыли установлены значимые корреляции для Cu, Mo и Sb, что указывает на общие источники ТММ и преобладающую роль микрочастиц в обмене веществом и ТММ между изученными компонентами.

Загрязнение ТММ придорожных почв и дорожной пыли ЗАО относится к умеренно опасному с незначительными колебаниями на разных типах дорог. Существенно сильнее загрязнены мелкие частицы PM10 в почвах, их загрязнение является опасным на всех типах дорог, очень опасный уровень зафиксирован на крупных дорогах (средний Zc = 71). Мелкодисперсная фракция пыли загрязнена сильнее, чем в почвах, ее загрязнение является очень опасным и высоким (средний Zc = 113).

Полученные результаты могут быть использованы при планировании мероприятий, направленных на уменьшение негативного влияния загрязнения придорожных почв и дорожной пыли на городскую среду и здоровье населения.

Список литературы

  1. Богатырев Л.Г., Жилин Н.И., Самсонова В.П., Якушев Н.Л., Кириллова Н.П., Бенедиктова А.И., Земсков Ф.И., Карпухин М.М., Ладонин Д.В., Вартанов А.Н., Демин В.В. Многолетний мониторинг снежного покрова в условиях природных и урбанизированных ландшафтов Москвы и Подмосковья // Вестник Моск. ун-та. Сер. 5, география. 2018. № 2. С. 85–96.

  2. Большой атлас Москвы / Под ред. С.О. Шмидта. М.: Феория, 2013. 1000 с.

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

  4. Глазовская М.А. Геохимические барьеры в почвах: типология, функциональные особенности и экологическое значение // Геохимия ландшафтов и география почв. М.: АПР, 2012. С. 26–44.

  5. Губанова Д.П., Виноградова А.А., Иорданский М.А., Скороход А.И. Временные вариации состава атмосферного аэрозоля в Москве весной 2020 года // Известия РАН. Физика атмосферы и океана. 2021. Т. 57. № 3. С. 297–309. https://doi.org/10.31857/S0002351521030056

  6. Еремина И.Д., Алоян А.Е., Арутюнян В.О., Ларин И.К., Чубарова Н.Е., Ермаков А.Н. Кислотность и минеральный состав осадков в Москве. Влияние противогололедных реагентов // Известия РАН. Физика атмосферы и океана. 2015. Т. 51. № 6. С. 700–709.

  7. Кайгородов Р.В., Тиунова М.И., Дружинина А.В. Загрязняющие вещества в пыли проезжих частей дорог и в древесной растительности придорожных полос городской зоны // Вестник Пермского ун-та. Сер. биол. 2009. Т. 36. № 10. С. 141–146.

  8. Каманина И.З., Каплина С.П., Мелин Н.С. Смет транспортно-дорожного комплекса как источник загрязнения городской среды // Вестник МГОУ. Сер. естественные науки. 2019. Т. 3. № 3. С. 88–97. https://doi.org/10.18384/2310-7189-2019-3-88-97

  9. Касимов Н.С., Безбердая Л.А., Власов Д.В., Лычагин М.Ю. Металлы, металлоиды и бенз(а)пирен в микрочастицах почв и дорожной пыли Алушты // Почвоведение. 2019. № 12. С. 1524–1538. https://doi.org/10.1134/S0032180X19120062

  10. Касимов Н.С., Власов Д.В., Кошелева Н.Е. Химический состав дорожной пыли и ее фракции PM10 как индикатор загрязнения городской среды // Экология и промышленность России. 2021. Т. 25. № 10. С. 43–49. https://doi.org/10.18412/1816-0395-2021-10-43-49

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

  12. Касимов Н.С., Лычагин М.Ю., Чалов С.Р., Шинкарева Г.Л. Парагенетические ассоциации химических элементов в ландшафтах // Вестник Моск. ун-та. Сер. 5, геогр. 2019. № 6. С. 20–28.

  13. Качинский Н.А. Механический и микроагрегатный состав почвы, методы его изучения. М.: Изд-во АН СССР, 1958. 191 с.

  14. Коломийцев Н.В., Корженевский Б.И., Толкачёв Г.Ю., Гетьман Н.О. Специальные наблюдения за загрязнением тяжелыми металлами донных отложений водных объектов в системе мониторинга // Географический вестник. 2020. № 1(52). С. 139–154. https://doi.org/10.17072/2079-7877-2020-1-139-154

  15. Кошелева Н.Е., Дорохова М.Ф., Кузьминская Н.Ю., Рыжов А.В., Касимов Н.С. Влияние автотранспорта на экологическое состояние почв в Западном административном округе Москвы // Вестник Моск. ун-та. Сер. 5, география. 2018. № 2. С. 16–27.

  16. Ладонин Д.В., Михайлова А.П. Тяжелые металлы и мышьяк в почвах и уличной пыли Юго-Восточного административного округа г. Москвы: результаты многолетних исследований // Почвоведение. 2020. № 11. С. 1401–1411. https://doi.org/10.31857/S0032180X2011009X

  17. Попов А.А., Саульская Т.Д., Шатило Д.П. Промышленные зоны как фактор экологической ситуации и дифференциации цен на жилье в Москве // Экология и промышленность России. 2016. Т. 20. № 2. С. 32–38. https://doi.org/10.18412/1816-0395-2016-2-32-38

  18. Прокофьева Т.В., Герасимова М.И., Безуглова О.С., Бахматова К.А., Гольева А.А., Горбов С.Н., Жарикова Е.А., Матинян Н.Н., Наквасина Е.Н., Сивцева Н.Е. Введение почв и почвоподобных образований городских территорий в классификацию почв России // Почвоведение. 2014. № 10. С. 1155–1164. https://doi.org/10.7868/S0032180X14100104

  19. Сает Ю.Е., Ревич Б.А., Янин Е.П., Смирнова Р.С., Башаркевич Е.Л., Онищенко Т.Л., Павлова Л.Н., Трефилова Н.Я., Ачкасов А.И., Саркисян С.Ш. Геохимия окружающей среды. М.: Недра, 1990. 335 с.

  20. СанПиН 1.2.3685-21 Гигиенические нормативы и требования к обеспечению безопасности и (или) безвредности для человека факторов среды обитания. М.: Роспотребнадзор, 2021. 469 с.

  21. Укарханова Д.Т., Московченко Д.В., Юртаев А.А. К вопросу об изучении пылевидных образований в городских экосистемах // Бюл. Почвенного ин-та им. В.В. Докучаева. 2020. № 104. С. 241–269. https://doi.org/10.19047/0136-1694-2020-104-241-269

  22. Alves C.A., Evtyugina M., Vicente A.M.P., Vicente E.D., Nunes T.V., Silva P.M.A., Duarte M.A.C., Pio C.A., Amato F., Querol X. Chemical profiling of PM10 from urban road dust // Sci. Total Environ. 2018. V. 634. P. 41–51. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2018.03.338

  23. Alves C.A., Vicente A.M.P., Calvo A.I., Baumgardner D., Amato F., Querol X., Pio C., Gustafsson M. Physical and chemical properties of non-exhaust particles generated from wear between pavements and tyres // Atmos. Environ. 2020. V. 224. Article № 117252. https://doi.org/10.1016/j.atmosenv.2019.117252

  24. Boente C., Baragaño D., García-González N., Forján R., Colina A., Gallego J.R. A holistic methodology to study geochemical and geomorphological control of the distribution of potentially toxic elements in soil // Catena. 2022. V. 208. Article № 105730. https://doi.org/10.1016/j.catena.2021.105730

  25. Cai K., Li C. Street dust heavy metal pollution source apportionment and sustainable management in a typical city–Shijiazhuang, China // Int. J. Environ. Res. Public Health. 2019. V. 16. № 14. Article № 2625. https://doi.org/10.3390/ijerph16142625

  26. Erina O., Tereshina M., Shinkareva G., Sokolov D., Lychagin M. Natural background and transformation of water quality in the Moskva River // IOP Conf. Ser.: Earth Environ. Sci. 2021. V. 834. № 1. Article № 012055. https://doi.org/10.1088/1755-1315/834/1/012055

  27. Ermolin M.S., Fedotov P.S., Ivaneev A.I., Karandashev V.K., Fedyunina N.N., Burmistrov A.A. A contribution of nanoscale particles of road-deposited sediments to the pollution of urban runoff by heavy metals // Chemosphere. 2018. V. 210. P. 65–75. https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2018.06.150

  28. Faure P., Landais P., Schlepp L., Michels R. Evidence for diffuse contamination of river sediments by road asphalt particles // Environ. Sci. Technol. 2000. V. 34. № 7. P. 1174–1181. https://doi.org/10.1021/es9909733

  29. Ferreira A.J.D., Soares D., Serrano L.M.V., Walsh R.P.D., Dias-Ferreira C., Ferreira C.S.S. Roads as sources of heavy metals in urban areas. The Covões catchment experiment, Coimbra, Portugal // J. Soils Sediments. 2016. V. 16. № 11. P. 2622–2639. https://doi.org/10.1007/s11368-016-1492-4

  30. Filipović L., Romić M., Romić D., Filipović V., Ondrašek G. Organic matter and salinity modify cadmium soil (phyto)availability // Ecotoxicol. Environ. Saf. 2018. V. 147. P. 824–831. https://doi.org/10.1016/j.ecoenv.2017.09.041

  31. Gabarrón M., Faz A., Acosta J.A. Soil or dust for health risk assessment studies in urban environment // Arch. Environ. Contam. Toxicol. 2017. V. 73. № 3. P. 442–455. https://doi.org/10.1007/s00244-017-0413-x

  32. Golokhvast K., Vitkina T., Gvozdenko T., Kolosov V., Yankova V., Kondratieva E., Gorkavaya A., Nazarenko A., Chaika V., Romanova T., Karabtsov A., Perelman J., Kiku P., Tsatsakis A. Impact of atmospheric microparticles on the development of oxidative stress in healthy city/industrial seaport residents // Oxidative Med. Cell. Longevity. 2015. V. 2015. P. 1–10. https://doi.org/10.1155/2015/412173

  33. Gunawardana C., Egodawatta P., Goonetilleke A. Role of particle size and composition in metal adsorption by solids deposited on urban road surfaces // Environ. Pollut. 2014. V. 184. P. 44–53. https://doi.org/10.1016/j.envpol.2013.08.010

  34. Jeong H., Ra K. Characteristics of potentially toxic elements, risk assessments, and isotopic compositions (Cu–Zn–Pb) in the PM10 fraction of road dust in Busan, South Korea // Atmosphere. 2021. V. 12. № 9. Article № 1229. https://doi.org/10.3390/atmos12091229

  35. Jonidi Jafari A., Kermani M., Kalantary R.R., Arfaeinia H. The effect of traffic on levels, distribution and chemical partitioning of harmful metals in the street dust and surface soil from urban areas of Tehran, Iran // Environ. Earth Sci. 2018. V. 77. № 2. Article № 38. https://doi.org/10.1007/s12665-018-7226-8

  36. Kasimov N.S., Kosheleva N.E., Vlasov D.V., Nabelkina K.S., Ryzhov A.V. Physicochemical properties of road dust in Moscow // Geogr. Environ. Sustain. 2019. V. 12. № 4. P. 96–113. https://doi.org/10.24057/2071-9388-2019-55

  37. Kasimov N.S., Vlasov D.V., Kosheleva N.E. Enrichment of road dust particles and adjacent environments with metals and metalloids in eastern Moscow // Urban Clim. 2020. V. 32. Article № 100638. https://doi.org/10.1016/j.uclim.2020.100638

  38. Khan R.K., Strand M.A. Road dust and its effect on human health: a literature review // Epidemiol. Health. 2018. V. 40. Article № e2018013. https://doi.org/10.4178/epih.e2018013

  39. Kosheleva N.E., Vlasov D.V., Korlyakov I.D., Kasimov N.S. Contamination of urban soils with heavy metals in Moscow as affected by building development // Sci. Total Environ. 2018. V. 636. P. 854–863. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2018.04.308

  40. Krupnova T.G., Rakova O.V., Gavrilkina S.V., Antoshkina E.G., Baranov E.O., Yakimova O.N. Road dust trace elements contamination, sources, dispersed composition, and human health risk in Chelyabinsk, Russia // Chemosphere. 2020. V. 261. Article № 127799. https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2020.127799

  41. Lam E.J., Gálvez M.E., Cánovas M., Montofré I.L., Rivero D., Faz A. Evaluation of metal mobility from copper mine tailings in northern Chile // Environ. Sci. Pollut. Res. 2016. V. 23. № 12. P. 11901–11915. https://doi.org/10.1007/s11356-016-6405-y

  42. Lanzerstorfer C. Toward more intercomparable road dust studies // Critical Reviews in Environ. Sci. Technol. 2021. V. 51. № 8. P. 826–855. https://doi.org/10.1080/10643389.2020.1737472

  43. Liang S.-Y., Cui J.-L., Bi X.-Y., Luo X.-S., Li X.-D. Deciphering source contributions of trace metal contamination in urban soil, road dust, and foliar dust of Guangzhou, southern China // Sci. Total Environ. 2019. V. 695. Article № 133596. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2019.133596

  44. Maeaba W., Prasad S., Chandra S. First assessment of metals contamination in road dust and roadside soil of Suva City, Fiji // Arch. Environ. Contam. Toxicol. 2019. V. 77. № 2. P. 249–262. https://doi.org/10.1007/s00244-019-00635-8

  45. Moskovchenko D., Pozhitkov R., Soromotin A., Tyurin V. The content and sources of potentially toxic elements in the road dust of Surgut (Russia) // Atmosphere. 2022. V. 13. № 1. Article № 30. https://doi.org/10.3390/atmos13010030

  46. Nikolaeva O., Tikhonov V., Vecherskii M., Kostina N., Fedoseeva E., Astaikina A. Ecotoxicological effects of traffic-related pollutants in roadside soils of Moscow // Ecotoxicol. Environ. Saf. 2019. V. 172. P. 538–546. https://doi.org/10.1016/j.ecoenv.2019.01.068

  47. Pant P., Harrison R.M. Estimation of the contribution of road traffic emissions to particulate matter concentrations from field measurements: A review // Atmos. Environ. 2013. V. 77. P. 78–97. https://doi.org/10.1016/j.atmosenv.2013.04.028

  48. Prokof’eva T.V., Kiryushin A.V., Shishkov V.A., Ivannikov F.A. The importance of dust material in urban soil formation: the experience on study of two young Technosols on dust depositions // J. Soils Sediments. 2017. V. 17. № 2. P. 515–524. https://doi.org/10.1007/s11368-016-1546-7

  49. Ramírez O., Sánchez de la Campa A.M., Amato F., Moreno T., Silva L.F., de la Rosa J.D. Physicochemical characterization and sources of the thoracic fraction of road dust in a Latin American megacity // Sci. Total Environ. 2019. V. 652. P. 434–446. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2018.10.214

  50. Rienda I.C., Alves C.A. Road dust resuspension: A review // Atmos. Res. 2021. V. 261. Article № 105740. https://doi.org/10.1016/j.atmosres.2021.105740

  51. Romzaykina O.N., Vasenev V.I., Paltseva A., Kuzyakov Y.V., Neaman A., Dovletyarova E.A. Assessing and mapping urban soils as geochemical barriers for contamination by heavy metal(loid)s in Moscow megapolis // J. Environ. Qual. 2020. V. 50. P. 22–37. https://doi.org/10.1002/jeq2.20142

  52. Seleznev A.A., Yarmoshenko I.V., Malinovsky G.P. Urban geochemical changes and pollution with potentially harmful elements in seven Russian cities // Sci. Rep. 2020. V. 10. № 1. Article № 1668. https://doi.org/10.1038/s41598-020-58434-4

  53. Tian S., Liang T., Li K. Fine road dust contamination in a mining area presents a likely air pollution hotspot and threat to human health // Environ. Int. 2019. V. 128. P. 201–209. https://doi.org/10.1016/j.envint.2019.04.050

  54. Vanegas S., Trejos E.M., Aristizábal B.H., Pereira G.M., Hernández J.M., Murillo J.H., Ramírez O., Amato F., Silva L.F.O., Rojas N.Y., Zafra C., Pachón J.E. Spatial distribution and chemical composition of road dust in two high-altitude Latin American cities // Atmosphere. 2021. V. 12. № 9. Article № 1109. https://doi.org/10.3390/atmos12091109

  55. Vergel K., Zinicovscaia I., Yushin N., Frontasyeva M.V. Heavy metal atmospheric deposition study in Moscow region, Russia // Bull. Environ. Contam. Toxicol. 2019. V. 103. № 3. P. 435–440. https://doi.org/10.1007/s00128-019-02672-4

  56. Vlasov D., Kasimov N., Eremina I., Shinkareva G., Chubarova N. Partitioning and solubilities of metals and metalloids in spring rains in Moscow megacity // Atmos. Pollut. Res. 2021. V. 12. № 1. P. 255–271. https://doi.org/10.1016/j.apr.2020.09.012

  57. Vlasov D., Kosheleva N., Kasimov N. Spatial distribution and sources of potentially toxic elements in road dust and its PM10 fraction of Moscow megacity // Sci. Total Environ. 2021. V. 761. Article № 143267. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2020.143267

  58. Vlasov D., Vasil’chuk J., Kosheleva N., Kasimov N. Dissolved and suspended forms of metals and metalloids in snow cover of megacity: Partitioning and deposition rates in Western Moscow // Atmosphere. 2020. V. 11. Article № 907. https://doi.org/10.3390/atmos11090907

  59. Wiseman C.L.S., Levesque C., Rasmussen P.E. Characterizing the sources, concentrations and resuspension potential of metals and metalloids in the thoracic fraction of urban road dust // Sci. Total Environ. 2021. V. 786. Article № 147467. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2021.147467

  60. Yoon S., Han S., Jeon K.-J., Kwon S. Effects of collected road dusts on cell viability, inflammatory response, and oxidative stress in cultured human corneal epithelial cells // Toxicol. Lett. 2018. V. 284. P. 152–160. https://doi.org/10.1016/j.toxlet.2017.12.012

  61. Zhang J., Peng J., Song C., Ma C., Men Z., Wu J., Wu L., Wang T., Zhang X., Tao S., Gao S., Hopke P.K., Mao H. Vehicular non-exhaust particulate emissions in Chinese megacities: Source profiles, real-world emission factors, and inventories // Environ. Pollut. 2020. V. 266. Article № 115268. https://doi.org/10.1016/j.envpol.2020.115268

  62. Zhang J., Wu L., Zhang Y., Li F., Fang X., Mao H. Elemental composition and risk assessment of heavy metals in the PM10 fractions of road dust and roadside soil // Particuology. 2019. V. 44. P. 146–152. https://doi.org/10.1016/j.partic.2018.09.003

  63. Zheng J., Zhan C., Yao R., Zhang J., Liu H., Liu T., Xiao W., Liu X., Cao J. Levels, sources, markers and health risks of heavy metals in PM2.5 over a typical mining and metallurgical city of Central China // Aerosol Sci. Eng. 2018. V. 2. № 1. P. 1–10. https://doi.org/10.1007/s41810-017-0018-9

Дополнительные материалы

скачать ESM.docx
Рис. S1. - Рис. S3.

Инструменты

следующая статья выпуска предыдущая статья выпуска содержание выпуска

Почвоведение

Архивы выпусков Информация о журнале Отправить рукопись в журнал