Содержание к диссертации
Введение
ГЛАВА 1 Анализ характера загрязнения почвогрунтов территорий, прилегающих к транспортным магистралям 11
1.1 Нормирование содержания тяжелых металлов в почве 11
1.2 Токсичность тяжелых металлов и их влияние на состояние окружающей среды 23
1.3 Характер загрязнения почвогрунтов тяжелыми металлами на железнодорожном транспорте 1.3.1 Анализ источников поступления тяжелых металлов в почвогрунты полосы отвода железной дороги 33
1.3.2 Загрязнение тяжелыми металлами прилегающих к железной дороге территорий 38
1.3.3 Анализ загрязнения тяжелыми металлами почвогрунтов транспортного комплекса г. Москвы 40
Выводы по главе 1 44
ГЛАВА 2 Характеристика объектов и методы экспериментальных исследований 45
2.1 Объекты исследований 45
2.2 Методика отбора проб в полосе отвода 50
2.3 Методы исследования
2.3.1 Определение гранулометрического состава и физико-химических свойств почвогрунтов 54
2.3.2 Сравнительный анализ методов исследования почвогрунтов на содержание тяжелых металлов 57
2.4 Статистическая обработка результатов 62
Выводы по главе 2 63
ГЛАВА 3 Оценка и анализ распределения тяжелых металлов на участках железной дороги с низкой интенсивностью движения поездов 64
3.1 Определение режимов торможения поездов на отрезках железнодорожной линии с низкой интенсивностью движения поездов 64
3.2 Загрязнение почвогрунтов полосы отвода тяжелыми металлами в зависимости от режимов движения поездов и характеристик участков пути 70
Выводы по главе 3 91
ГЛАВА 4 Оценка и анализ распределения тяжелых металлов на участках железной дороги с высокой интенсивностью движения поездов 93
4.1 Сравнительная оценка распределения тяжелых металлов в полосе отвода на различных направлениях МЖД с низкой и высокой интенсивностью движения поездов 93
4.2 Особенности распределения тяжелых металлов в почвогрунтах на сортировочных станциях 98
4.3 Анализ интенсивности загрязнения тяжелыми металлами отработанного балласта 110
4.4 Оценка влияния промышленных предприятий на загрязнение почвогрунтов полосы отвода 114
Выводы по главе 4 124
ГЛАВА 5 Математическая модель загрязнения почвогрунтов полосы отвода тяжелыми металлами 126
5.1 Формирование математической модели распределения тяжелых металлов в полосе отвода 126
5.2 Экспериментальное подтверждение моделирования 134
Выводы по главе 5 138
ГЛАВА 6 Практические рекомендации по снижению загрязнения почвогрунтов тяжелыми металлами в полосе отвода 139
6.1 Рекомендации для снижения распространения тяжелых металлов на прилегающие к полосе отвода территории 139
6.2 Рекомендации для снижения загрязнения тяжелыми металлами почвогрунтов полосы отвода железной дороги 145
Выводы по главе 6 151
Заключение 152
Перечень условных обозначений 155
Список литературы 157
- Токсичность тяжелых металлов и их влияние на состояние окружающей среды
- Определение гранулометрического состава и физико-химических свойств почвогрунтов
- Загрязнение почвогрунтов полосы отвода тяжелыми металлами в зависимости от режимов движения поездов и характеристик участков пути
- Оценка влияния промышленных предприятий на загрязнение почвогрунтов полосы отвода
Токсичность тяжелых металлов и их влияние на состояние окружающей среды
В почвенном покрове г. Москвы преобладают урбаноземы - почвы с нарушенным строением профиля, несогласованным залеганием горизонтов, наличием антропогенных горизонтов с высокой степенью загрязнения тяжелыми металлами (ТМ). Мощность антропогенно-преобразованной толщи составляет от нескольких сантиметров до одного метра и более [71].
Термин «тяжелые металлы» относится к 40 элементам таблицы Менделеева, обладающих металлическими свойствами, с атомными массами более 50 у.е., кроме благородных и редких металлов. Для ТМ характерны особенности по геохимической миграции, формированию ореолов рассеяния и концентрации, а также общего влияния на окружающую среду обитания всего живого мира [103].
Загрязненность почвы в геохимии характеризуется валовым (общим) содержанием ТМ и сравнивается с кларковыми (фоновыми) концентрациями. Массовые кларки, показывающее процентное содержание элементов в земной коре от ее общей массы, были впервые рассчитаны Clarke F.W. (1924) и уточнены Ферсманом А. Е (1934), Goldschmidt V.M (1938), Виноградовым А.П. (1952), Taylor, S.R. (1964) и Золотаревой Б.Н. (1983) [224, 206, 228, 20, 241, 96].
Термин «валовое содержание» обозначает суммарное содержание элемента во всех его химических формах, присутствующих в анализируемой пробе [173]. ТМ находятся преимущественно в рассеянном состоянии в земной коре, их кларки не превышают 0,1% (Таблица 1.1). Однако они способны образовывать природные, локальные образования (ореолы), где их концентрация в сотни и тысячи раз превышает кларковые уровни [14, 113]. Ореолы обычно связаны с месторождениями руд и другими техногенными источниками. Они имеют разнообразную конфигурацию, зависящую от геологического строения, состава вмещающих пород, условий рудообразования и производственного процесса предприятия [103].
В настоящем времени более половины населения Земли проживает в городах (для сравнения: в 1900 г. – 14%, 1950 г. – 29%) [153], в связи с этим нарастает нагрузка на почвы. В 70-е годы ХХ-го века было введено понятие «городские почвы»: почвенный материал с антропогенным слоем искусственного происхождения, толщиной 50 см, образованный путем перемешивания, заполнения или загрязнения поверхности земли на городских и пригородных территориях [223, 225, 240, 247, 196].
Для геохимической оценки мегаполисов были использованы данные по содержанию ТМ в почвах 33 городов-миллионеров и городских агломераций разных стран, полученные за 20 лет [152, 222, 229, 232, 235, 242, 246], для большинства из которых характерны схожие наборы промышленных производств, нагрузки транспортных выбросов и бытовых отходов (Таблица 1.2). Пробы отбирались из верхнего слоя почв (30 см) равномерно в каждом городе из 30-100 точек. Особо выделяются Cu, Pb, Zn, среднее содержание которых в почвах этих городов (Таблица 1.2) превышает кларки литосферы и почв Земли (для Cu в 1,2-2,8, для Pb – в 5,8-9,2 и для Zn – в 2,5-4,1 раз). Эти ТМ представляют угрозу жизнедеятельности в условиях городской среды из-за их принадлежности к классам канцерогенов, тератогенов и мутагенов [4].
Оценки этих систем осуществляются предельно допустимыми концентрациями (ПДК) или ориентировочно допустимыми концентрациями (ОДК) ТМ в различных средах. Термин ПДК для ТМ по почвам разными авторами определяется неоднозначно [21, 74, 108, 159]. В зависимости от пути миграции загрязняющих веществ в сопредельные среды установлено четыре показателя вредности соответствующих им ПДК: транслокационный; миграционный водный, миграционный воздушный и общесанитарный [24, 159]. В нормативной литературе наблюдается разброс значений ПДК и имеется недостаточно данных для валовых ПДК техногенных металлов, характеризующих ореолы рассеяния промышленных предприятий и транспорта (Таблица 1.3). ПДК по совместному воздействию металлов с проявлением синергизма в нормативах определено только для двух пар: Mn + V (1000 и 100мг/кг, соответственно) и Pb + Hg (20 и 1,0 мг/кг) [29]. На техногенно загрязненых почвах, как правило, принято определять валовое содержание ТМ [154].
Все значения ПДК были разработаны для агроэкосистем, в связи с этим их использование в городских условиях приводит к некорректности оценки окружающей среды. В то же время ПДК является относительно условной величиной: используемые нормативы в странах ЕС, США и Канаде в десятки и сотни раз превосходят соответствующие показатели в России. Например, для содержания валового свинца в почве г. Москвы ПДК равно 32 мг/кг, а в почве г. Лондона - от 300 до 2000 мг/кг. К тому же, на территории предприятий почв нет, поскольку плодородный слой снимается при строительстве. На их территориях находятся грунты, для которых нормативы качества не установлены, поэтому сравнивать концентрации ТМ в этих грунтах с ПДК невозможно [190].
Существующая концепция критических нагрузок предполагает определение максимального поступления ТМ, которое не будет сопровождаться необратимыми изменениями в биогеохимической структуре, биоразнообразии и продуктивности экосистем в течение длительного времени (50-100 лет) [10, 11]. В разных странах критические концентрации разрабатываются и устанавливаются для компонентов экосистем с учетом их многофункционального использования (Таблицы 1.5, 1.6) [230, 237, 238].
Определение гранулометрического состава и физико-химических свойств почвогрунтов
Загрязнение окружающей среды ТМ в первую очередь сказывается здоровье детей, так как интенсивное накопление различных вредных элементов в организме ребёнка происходит уже на стадии внутриутробного развития [16, 180]. Это приводит к появлению врожденных уродств, снижению иммунитета, развитию множества хронических болезней, задержке умственного и физического развития. В работах Скального А.В. [186, 187] показано, что повышенное содержание металлов в почве, воде, атмосферном воздухе макро- и микроэлементов соотносится с повышением уровня ТМ в волосах, моче и крови детей, пуповинной крови, а также плаценте.
При ингаляционном поступлении в организм человека ТМ попадают в виде аэрозолей, причем степень проникновения зависит от размеров, формы частиц и их заряда [72]. Частицы размером более 10 мкм оседают полностью в носоглотке, а диаметром больше 2 мкм, но меньше 10 мкм задерживаются в верхних дыхательных путях, размером менее 2 мкм оседают в альвеолярной области [100]. Процент задержки аэрозолей соединений металлов может колебаться в широких пределах: для аэрозолей окиси магния и цинка он составляет 55%, для соединений свинца – 79%. Чем меньше размер частицы, тем больше ее удельная площадь, дисперсность аэрозоля и тем больше степень токсичности металла [7].
В городах промышленная пыль и загрязненные почвы являются основными поставщиками ТМ в уличную пыль и в пыль, проникающую в жилые помещения [219, 243, 244, 245]. Исследования, выполненные в 14 городах Великобритании, показали, что при среднесуточном содержании аэрозолей в воздухе в диапазоне 15 - 40 мкг/м3 на долю частиц диаметром менее 2,5 мкм приходились 50-70% от всей концентрации взвешенного вещества [236]. По другим данным [95], в загрязненном воздухе большинство частиц относятся к диапазону 0,01-0,1 мкм (10-100 нм). В России принят ГОСТ Р 54597-2011, который подтверждает, что действие наноаэрозолей представляет риск для здоровья людей [56]. Так, например, при истирании перевозимых грузов и соприкасающихся металлических поверхностей образуются пыли с микро- и наноразмерными частицами (НЧ), аэрозоли металлов, которые подвергаются разложению при воздействии УФ, при этом получаются устойчивые наносистемы [7].
Ингаляционное воздействие частиц оксида железа размерами 22 и 280 нм на человека вызывали индукцию активных форм кислорода в клетке, гиперемию, гиперплазию, фиброз тканей легких и нарушение системы свертывания крови [123]. Частицы Fe2O3 размером 10 нм и 50 нм приводят к большему накоплению металла в печени и селезенке, чем при действии микрочастиц (1 мкм). При равных массовых дозах большинство НЧ ТМ обладают более выраженной токсичностью, чем микрочастицы [114], а также не распознаются защитными системами организма, не подвергаются биотрансформации и не выводятся из организма [7], исключение относится к микрочастицам цинка, которые оказались токсичнее, чем его НЧ [156].
С гигиенической точки зрения аэрозоли ТМ подразделяются на токсичные, фиброгенные и инертные [19]. Аэрозоль, проникнув в альвеолярное пространство легких, либо растворяется в крови, либо задерживается в альвеолах. В зависимости от свойств твердых частиц они выводятся из организма со слизью или травмируют ткань альвеол, которая необратимо перерождается, образуя рубцовую ткань, и становится воздухонепроницаемой, вызывая фиброгенные (кониозоопасные) заболевания.
Основными мероприятиями являются по предупреждению развития пылевых болезней легких максимальное обеспыливание воздушной среды, например, внедрение дистанционного управления, герметизация пылеобразующих процессов производства и перевозимых грузов, осаждение пыли при помощи смачивающих средств и устройств, эффективной местной и общей вентиляции, а также пылеулавливание. Кроме того, рекомендовано использование индивидуальных средств профилактики и защиты (респираторы, специальные шлемы) [103].
Через желудочно-кишечный тракт человека ТМ в производственных условиях попадают в кровь при заглатывании пыли, курении, приеме пищи и др. В желудке соединения ТМ могут сорбироваться пищевыми массами, уменьшая скорость всасывания яда слизистой оболочкой, причем основная масса ТМ всасывается в тонком кишечнике, повреждая кишечный эпителий, чем нарушают его функционирование. Всасываются, в основном, в верхнем отделе тонкого кишечника: Cr, V, Zn – в подвздошной кишке, а Fe, Cu, Hg – в тощей. Затем попадают в печень, где происходят их химические превращения: обезвреживание или образование ещё более опасных соединений. Опасность ТМ для человека приведена в Приложении А (Таблица А.1).
Накапливаясь в почве в больших количествах, ТМ изменяют биологические свойства почвы [61]. Это обусловлено тем, что они легко связываются с сулъфгидрильными группами ферментов [8], которые неодинаково реагируют на избыток ТМ в разных почвах. Так, в дерново-подзолистой почве при концентрации ртути 50 мг/кг активность уреазы и дегидрогеназы снижается почти на порядок, а инвертазы и каталазы в 1,5 раза. При внесении свинца (от 200 до 800 мг/кг) в дерново-подзолистой почве активность каталазы снижалась независимо от его концентрации [8]. В условиях чернозема особенной чувствительностью обладает целлюлозолитическая активность при действии свинца в зависимости от концентрации [124]. При совместном внесении в дерново-подзолистую почву высоких концентраций ТМ происходит угнетение активности ферментов в порядке: уреаза инвертаза дегидрогеназа каталаза [8].
Ранее для ускорения и упрощения метода ИПБС было предложено использовать только показатель содержания каталазы в почве [64, 67], так как она является чувствительной к концентрации ТМ, поэтому ее активность может быть использована в качестве критерия оценки загрязнения почвы [67].
Загрязнение почвогрунтов полосы отвода тяжелыми металлами в зависимости от режимов движения поездов и характеристик участков пути
Таким образом, для сохранения строения пути и насыпи с шириной плеча балластной призмы 25-45 см пробы почвогрунта целесообразно брать на расстоянии 2,5-3 м (с учетом дополнительного метража бермы на кривизну дороги и наличия водоотводных сооружений) от оси крайнего пути.
Отбор проб почвогрунтов железнодорожного пути и полосы отвода обычно проводят одним из четырех методов [128]:
Метод концентрических окружностей – применяется в основном для исследования локальных или аврийных загрязнений, при этом пробы отбираются по окружностям, которые находятся на определенных расстояниях от источника загрязнения, и каждая имеет свой номер.
Метод расположения пробных площадок по элементам рельефа – применяется при прокладке линий в горной местности.
При использовании метода квадратов [39] территорию разбивают координатной сеткой на квадраты с указанием номеров и координат. С каждой из двух-трех пробных площадок (по 25 м2 и более) отбирают пять точечных проб по методу конверта (по углам и в центре) [39]. На железной дороге целесообразна глубина пробоотбора 0-20 см, разбитая при необходимости на слои 0-5 см и 5-20 см. Объединенная проба (смесь из двух точечных проб) должна быть не менее 1кг. Использование метода квадратов оправдано на станциях и участках, где параллельно расположены несколько путей, в полосе отвода и санитарно-защитной зоне дорог. При этом метод не дает конкретных указаний о том, как должны правильно закладываться пробные площадки.
Метод полуэллипсов требует небольших затрат труда, лабораторных анализов, и информативен по межрельсовому пространству и технической полосе.
При сравнении анализов проб, взятых разными методами на одной площади железнодорожного полотна и полосы отвода, отмечается незначительное расхождение в содержании ТМ. Отличие составило не более 0,01-0,2 мг/кг для Cu, Zn, Ni и Pb (увеличение цифр по методу полуэллипсов) и 0,7-1,2 мг/кг для Fe (увеличения цифр по методу квадратов) [128]. Для химического анализа почвогрунтов на содержание ТМ пробы отбирались согласно ГОСТ 17.4.4.02-84 [40].
Отбор проб почвогрунта производился через каждые 50 м на глубине 0-20 см методом конверта (1х1 м) вдоль платформы Покровское-Стрешнево и I пути (Рисунок 2.3) на расстоянии 3 м по направлению к платформе Ленинградская. От пересечения с МК МЖД до платформы Ленинградская (200 м) со стороны I пути расположена насыпь с бетонным ограничением. Поэтому пробы могли быть отобраны лишь на высоте 2 м от земли и на расстоянии большем, чем 3 м из-за широкой полосы балласта, что внесло бы ошибки в оценку загрязнения. В связи с этим участок отбора проб ограничен началом платформы Покровское-Стрешнево (точка отсчета 0 м, Рисунок 2.3) со стороны Волоколамского шоссе и МК МЖД (отметка 700 м).
Для выявления характера распределения ТМ с увеличением расстояния от железной дороги пробы отбирались на территории паркового комплекса Покровское - Стрешнево при удалении на 50, 100 и 150 м от оси I пути (Рисунок 2.1). Часть проб были отобраны по берегам прудов, расположенных на расстоянии 50-100 м. Так как на парковой территории расположены три пруда, то использовалась не вся сетка пробоотбора. Исследовались пробы, находящиеся на линиях удаления, соответствующих отметкам вдоль отрезка Покровское-Стрешнево - Ленинградская, начиная от выбранной точки отсчета (начало платформы Покровское-Стрешнево со стороны Волоколамского шоссе): 0, 100, 200, 300, 350, 450, 550 и 650 м (Рисунок 2.3). Всего было отобрано 45 объединенных проб.
Между платформами Красный Балтиец и Гражданская (Рисунок 2.4) пробы почвогрунтов отбирались через 50-100 м вдоль железнодорожного полотна на расстоянии 3 м от оси I пути. Пробоотбор вдоль платформ Гражданская и Красный Балтиец не проводился из-за наличия асфальтированой приплатформенной территории. Поэтому точкой отсчета отрезка (отметка 0 м) является начало платформы Красный Балтиец при движении от платформы Гражданская (пикет 8,0 км по данным Дистанции №16). Пробы отбирались также методом конверта на территории Тимирязевского парка при удалении от оси I пути на 50, 100 и 200 м (Рисунок 2.3) напротив отметок 1300, 1500, 1700 и 1900 м (от точки отсчета отрезка) на глубине до 20 см. На берегу заболоченного пруда, расположенного напротив отметки 1500 м, пробы отбирались только на удалении 50 и 100 м. Всего было отобрано 85 объединенных проб: 39 проб в 2004 г. и по 28 проб в 2008 и 2012 гг. вдоль I пути (3 м) по тем же точкам отбора 2004 г.
Забор объединенных проб отработанного балласта фракции размером менее 3-7 мм проводился на высоте 2 м от земли из трех отвалов, находящихся непосредственно напротив платформы Люберцы (Казанское направление), и двух других, расположенных на расстоянии 200 м от платформы. Для анализа отсеивалась фракция на сите с ячейками 1х1 мм.
Пробы на отрезках Казанского (263 шт.) и Курского (281 шт.) направлений отбирались в среднем через 100 м на глубине 0-20 см вдоль главного хода на расстоянии 3, 50, 100, 150 и 200 м от оси I или II пути.
Почвогрунты подготавливались к физико-химическому анализу на всех её этапах по стандартам: взятие образцов почвогрунтов, условия высушивания, хранения, освобождение от включений, отбор средних проб, размалывание, квартование, взятие аналитических проб [39, 59].
Оценка влияния промышленных предприятий на загрязнение почвогрунтов полосы отвода
Наибольшие значения концентрации ТМ в полосе отвода отрезков Курского и Казанского направлений железной дороги в ЮВАО г. Москвы, также как и на Рижском направлении в САО, зафиксированы на расстоянии 3 м от оси пути главного хода. На Рисунках 4.1, 4.2 представлены выборочные данные для остановочных пунктов отрезков (Рисунки В.1, В.2, Д.1, Д.2 Приложений В и Д) по уровню загрязнения полосы отвода в зависимости от расстояния от точки отсчета вдоль отрезка ж.-д. линии и от расстояния удаления от главного хода [78,89].
Наиболее загрязнены почвогрунты рядом с платформами Люблино, Депо и Перерва (Рисунок 4.1), которые относятся к сортировочной станции Люблино-Сортировочное (Курское направление), и территория, прилегающая к сортировочной станции Перово (рядом с платформой Сортировочная) (Казанское направление, Рисунок 4.2). Также можно утверждать, что при удалении от главного хода уровень загрязнения ТМ стабильно уменьшается. Уже на расстоянии 200 м почвогрунт относится к категории «допустимая» для всех остановочных пунктов. Только на Курском направлении напротив платформы Депо на расстоянии 200 м зафиксирован увеличение загрязнения ТМ до категории «опасная», которое связано с влиянием промзоны №58 «Люблино – Перерва».
В районе остановочного пункта Текстильщики (Рисунок 4.1) наблюдается небольшое увеличение загрязнения ТМ на расстоянии 100-150 м, снижение до допустимых значений происходит окончательно на расстоянии 200 м. Такая же ситуация складывается в конце отрезка железной дороги (берег р. Москвы), только увеличение загрязнения наблюдается на расстоянии 50 м (Рисунок 4.1).
Таким образом, полоса отвода Казанского направления МЖД в большей степени загрязнена ТМ (Zc=80-190), чем Курского (Zc=70-130) [78]. На Рижском направлении уровень загрязнения ТМ значительно меньше (Zc=20-70), чем в ЮВАО г. Москвы. Эти данные соотносятся с общей загрузкой поездо-участков (Таблица 4.1), рассматриваемых направлений по сведениям ЕДЦУ.
Таблицу 4.1 не внесены данные по грузовому движению подъездных путей на станцию Люблино-Сортировочное через платформу Угрешская (МК МЖД) и от Южного Порта, которые вносят дополнительное загрязнение почвогрунтов в районе Текстильщиков. Также в эту таблицу не включены данные по грузовому движению на участковую станцию Подмосковная (Рижское направление) с МК МЖД.
В Таблице 4.2 представлены уровни содержания ТМ в почвогрунтах прилегающих к железной дороге территорий на различном расстоянии от главного хода. Расчет Zc для Курского и Казанского направлений проводился по девяти металлам, кроме циркония. Кроме того, не включался ванадий, так как было выявлено его постоянство (Кс=1-2) независимо от округа г. Москвы, направления железной дороги и расстояния удаления от нее.
При рассмотрении изменения количественного содержания различных металлов с ростом расстояния от всех выбранных направлений железной дороги (Таблица 4.2) вглубь полосы отвода, санитарно-защитной зоны и городских территорий выявлено, что уровень содержания свинца на расстоянии 3 м от главного хода любого направления находится в одном пределе Кс=1-3,8. Затем немного снижается на границе санитарно-защитной зоны, потом увеличивается (200 м) до тех же значений, которые характерны для технической полосы, кроме территории парка Покровское-Стрешнево. Содержание цинка немного увеличивается на расстоянии 200 м, кроме территории парка Покровское-Стрешнево. Следовательно, Zn и Pb попадают на удаление 200 м от железной дороги за счет выбросов автомобильных дорог и предприятий города [80, 91].
Постоянство близкого к фону содержания циркония характерно только для полосы придорожных территорий ЮВАО г. Москвы, а для Рижского направления его количество увеличивается при удалении от железной дороги. Следовательно, загрязнение цирконием относится не к эксплуатации железной дороги, а к городским источникам. Таблица 4.2 – Коэффициенты концентраций ТМ в почвогрунтах вдоль отрезков МЖД и на различном расстоянии от главного хода [78, 80, 81, 85, 89, 91]
На сортировочных станциях производится большой объем маневровых работ, в связи с этим происходит интенсивное торможение подвижного состава, что приводит к попаданию ТМ в почвогрунты станции.
Установлено, на обоих направлениях железной дороги в ЮВАО г. Москвы самое сильное загрязнение приходится на отрезки, отнесенные к сортировочным железнодорожным станциям Люблино-Сортировочное и Перово (Рисунки 4.1, 4.2). Почвогрунты на них относятся к категории «чрезвычайно опасная» (3 м) и «опасная» (50, 100, 200 м).
Напротив двух платформ Перово, через которые проходят Казанское и Рязанское направления МЖД, расположена южная горловина внеклассной двусторонней горочной сортировочной железнодорожной станции Перово. От станции отходят соединительные ветки к грузовым станциям Новопролетарская и Бойня, а также к станции Кусково Горьковского направления и станции Андроновка МК МЖД (Рисунок В.3 Приложения В). К станции Перово присоединяются пути от эксплуатационного локомотивного депо Москва-Сортировочная-Рязанская (ТЧЭ-6), ремонтного локомотивного депо Москва-Сортировочная (ТЧР-16) – Московский Локомотиворемонтный завод (МЛРЗ) и эксплуатационного вагонного депо Перово (ВЧДЭ-5). В границы станции была включена станция Москва-Сортировочная-Рязанская, ставшая парком Перово-4.
Пробы отбирались на различном удалении от станции Перово (напротив южной горловины и недалеко от платформ Перово, Рисунок 4.3), а также напротив северной горловины парка Перово-4 и платформы Сортировочная (Рисунок 4.4). Пробоотбор не производился вглубь станции Перово. На отметке 5,7 м до двух платформ Перово были отобраны пробы только на удалении 3, 50 и 100 м от главного хода Казанского направления (от оси I пути) и отбирались на удалении 200 м, так как на этом месте проходит соединительная ветка на станцию Новопролетарская (Рисунок 4.3).
