Содержание к диссертации
Введение
1. Общие представления о тяжелых металлах в почвенном покрове 5
1.1 Характеристика группы тяжёлых металлов. Химические свойства 5
1.2 Содержание и формы тяжёлых металлов в почвах 8
1.3 Роль органических веществ почвы в процессах аккумуляции, миграции и трансформации тяжёлых металлов is
1.4 Устойчивость почв к загрязнению тяжёлыми металлам 23
2. Поліщиклические ароматические углеводороды и аспекты загрязнения ими почв 27
2.1 Общие представления о строении и химических свойствах ПАУ 27
2.2 Источники поступления полициклических ароматических углеводородов. Биологические свойства. Подходы к нормированию содержания ПАУ в природных средах 29
2.3 Содержание полициклических ароматических углеводородов в почвенном покрове 34
2.4 Особенности миграции и аккумуляции полиаренов и распределения их в почвах 35
2.5 Уровни накопления ПАУ в растениях 39
2.6 Устойчивость почв к загрязнению полициклическими ароматическими углеводородами 41
3. Объекты и методы исследований:
3.1 Объекты исследования 45
3.2 Методы исследования 49
4. Закономерности антропогенного загрязнения натнвных почв парков тяжёлыми металлами. Экспериментальная часть 59
4.1 Оценка современных уровней накопления тяжёлых металлов в почвах парков. Многолетняя динамика содержания валовых форм
4.2 Закономерности поверхностного и профильного распределения тяжёлых металлов в исследуемых почвах
5. Содержание и состав полициклических ароматических углеводородов и тяжёлых металлов в гранулоденсиметрических фракциях почв парков г. Москвы
5.1 Характеристика выделенных гранулоденсиметрических фракций почв 72
5.2 Распределение полициклических ароматических углеводородов по гранулоденсиметрическим фракциям почв 76
5.2.1 Оценка загрязнения почв парков полициклическими ароматическими углеводородами 77
5.2.2 Закономерности распределения ПАУ по гранулоденсиметрическим фракциям почв 79
5.3 Закономерности распределения тяжёлых металлов по гранулоденсиметрическим фракциям почв 85
Выводы 89
Список литературы 91
Приложения 103
- Содержание и формы тяжёлых металлов в почвах
- Источники поступления полициклических ароматических углеводородов. Биологические свойства. Подходы к нормированию содержания ПАУ в природных средах
- Закономерности поверхностного и профильного распределения тяжёлых металлов в исследуемых почвах
- Распределение полициклических ароматических углеводородов по гранулоденсиметрическим фракциям почв
Введение к работе
Одной из важнейших задач охраны окружающей среды является снижение уровня поступления загрязняющих веществ различного состава и происхождения и контроль над ними.
Сокращение производственной деятельности в России (закрытие предприятий, рудников, перерабатывающих комплексов), а также переход в других странах на современные безотходные технологии производства, выводит на первый план проблему загрязнения природных сред токсикантами автомобильного происхождения. Только за последние 10 лет количество автомобилей в Москве выросло в 10 раз, до 2005 года ожидается рост ещё более чем в 3 раза (Отчёт Минпромнауки, 2002г.). Это не может не сказаться на росте антропогенной нагрузки на окружающую среду.
В составе загрязнителей, выбрасываемых автомобильным транспортом, наибольшее значение имеют тяжёлые металлы (ТМ) и полициклические ароматические углеводороды (ПАУ).
Полициклические ароматические углеводороды являются одними из наиболее распространенных, токсичных и мобильных поллютантов в окружающей среде. Образуясь при сжигании топлива и других термических процессах, ПАУ поступают на поверхность почв и водоемов с аэрозолями. К основным же элементам-загрязнителям урбанизированных территорий относятся Zn, РЪ, Cd, Ni, Си и другие тяжёлые металлы. Почвенный покров является главным компонентом ландшафта, депонирующим ПАУ и ТМ. Именно от свойств почв в значительной степени зависят интенсивность накопления, формы нахождения, возможность консервации и последующей мобилизации данной группы органических соединений в окружающей среде [16, 52]
Высвобождаясь в окружающую среду, эти вещества так или иначе попадают на поверхность почвы и далее включаются в разнообразные внутрипочвенные процессы. Очевидна необходимость изучения механизмов трансформации, миграции и аккумуляции поллютантов в почве,
исследование закономерности распределения их по компонентам почвы, выявление уровней и динамики загрязнения почв.
Изучение внутрипочвенных процессов преобразования загрязняющих веществ связано с трудностями в исследовании взаимодействия поллютантов с отдельными компонентами почвы. Применение традиционных методов изучения сопряжено с воздействием на почвенную систему агрессивных химических агентов, что приводит к неминуемому искажению получаемых результатов. Кроме того, большинство современных исследований направлено на контроль и оценку общего содержания токсикантов в техногенно - загрязненных почвах. Однако для познания механизмов миграции и биохимической трансформации ПАУ, приводящих к их рассеянию и деструкции, представляется крайне перспективным изучение характера их связи с минеральными, органическими и органо-минеральными почвенными частицами.
Предложенный в данной работе метод физического фракционирования почвы позволяет в той или иной мере решить эти проблемы, как то: выделение практически беззольного органического вещества почвы механическим способом; возможность изучения органно-минеральных комплексов не подвергающихся в процессе выделения воздействию активных химических реагентов и т.п..
Актуальность проблемы заключается в необходимости определения текущих уровней загрязнения городских биоценозов основными видами токсикантов, где почва играет исключительную биосферную роль, и изучении преобразования загрязнителей в почве, возможностей включения их в биологический и геологический круговорот веществ имеет при этом особое значение.
Автор выражает искреннюю благодарность к.с.х.н. Н.А. Титовой, д.с.х.н. А.С. Фриду, Шульц Э. (UFZ, Германия), к.х.н. З.Н. Кахнович, д.с.х.н. В.А. Большакову, а также коллективам лабораторий химии, биологии и биохимии почв Почвенного института им. В.В. Докучаева за творческую поддержку и внимание при выполнении работы.
Содержание и формы тяжёлых металлов в почвах
Содержание тяжелых металлов в естественных, незагрязнённых почвах обусловлено их содержанием в материнской породе и определяется генезисом, петрохимией, фаїтальньгми различиями материнского субстрата и процессами почвообразования. Кроме того, содержание элементов в почве связано с реакцией среды, содержанием в почве органического вещества, биологическим круговоротом элементов, механическим составом, процессами миграции элементов в почвенно-грунтовом слое и с неоднородностью видового состава растительного покрова [46]. В связи с выше сказанным неоценимое значение имеет содержание ТМ в главных типах горных пород. В таблице 3 представлены материалы по Микроэлементы, поступающие из различных источников, попадают в конечном итоге на поверхность почвы, и их дальнейшая судьба зависит от ее химических и физических свойств [28]. Почва - это весьма специфический компонент биосферы, поскольку она не только аккумулирует загрязнители, но и выступает как природный буфер, контролирующий перенос элементов и соединений в атмосферу, гидросферу и живую материю.
Микроэлементы поступающие из различных источников попадают в конечном итоге на поверхность почвы, и их дальнейшая судьба зависит от физических, химических и биологических свойств почвы. Продолжительность пребывания загрязняющих веществ в почвах гораздо больше, чем в других частях биосферы, по видимому, практически вечно [21]. Источники тяжёлых металлов подразделяются на природные и техногенные. К природным источникам относится выветривание горных пород и минералов, эрозионные процессы, вулканическая деятельность. Техногенные источники загрязнения почв тяжёлыми металлами могут быть расположены в следующий ряд по масштабам загрязнения и по удельному вкладу: аэрозольные выбросы предприятий чёрной и цветной металлургии (наиболее мощный источник загрязнения); автотранспорт; далее жидкие и твёрдые бытовые коммунальные отходы, включая осадки сточных вод, пестициды, органические и минеральные удобрения [35]. Основные источники тяжёлых металлов, связанные с хозяйственной деятельностью человека и спектр поступающих элементов схематично представлен в таблице 4 [40].
Стоит заметить, что в некоторых дрзтих работах [напр. 52] имеются коренным образом отличающиеся данные уровней и спектра поступления промьппленных загрязнителей (ТМ), чем приведены ниже, однако мы выбрали именно этот литературный источник (табл. 4. [40]), ввиду официального и утверждённого его издания сан.-эпидемиологической службой. Изучение состояния почв в условиях промьшшенного города выявляет, что современные процессы загрязнения почв тяжёлыми металлами связаны с аэрогенным поступлением всех изученных элементов (Си, Zn, Fe, Mn), которое максимально для железа и цинка. Однако даже в з словиях многолетнего накопления зтігх металлов в почвах города, опасного уровня достигло лишь содержание подвижных форм цинка (превышение ПДК на 51% исследованных почв) [66]. Рост автопарка, развитие сети автомобильных дорог привели к тому, что начиная с 50х - 70х годов транспорт стал одним из основных факторов, определяющих загрязнение природной среды.
Исследование почв придорожных полос показало наличие загрязнения выбросами автотранспорта на расстоянии 30 - 50 м от полотна автодороги [3]. Распределение тяжёлых металлов в почвах города как правило не подчиняется нормальному закону распределения веществ: содержание тяжёлых металлов может варьировать на 1 - 2 порядка, локально превышая ПДК в 85-100 раз [3]. Тяжелые металлы находятся в почве в многочисленных формах, в свою очередь все формы можно подразделять на группы по тому или иному свойству. Так наиболее важной для оценки ситуации характеристикой, определяющейся свойствами металла, является подвижность. По подвижности все формы тяжелых металлов в почве можно подразделить на две большие группы: нерастворимые и растворимые или подвижные. Содержание подвижных форм является показателем, хараетершующим санитарно-гигиеническую обстановку, определяющим необходимость проведения мелиоративных детоксикационных мероприятий, а также доступность элементов для растений. Под доступными условно принимается содержание подвижных форм. В настоящее время предложено разделение подвижных форм тяжелых металлов на следующие фракции [46]: а) общий запас подвижных форм (извлекаемые кислотами); б) мобильная подвижная форма (извлекаемая буферными растворами); в) обменная (извлекаемая нейтральными солями):. г) водорастворимая.
Содержание подвижных форм, в частности, определяется рН почвенного раствора от которого зависят растворимость комплексных соединеніш. еорбционные свойства глинистых минералов, ионообменные свойства (емкость катионного обмена) и другие свойства, влияющие на поглощение тяжелых металлов. Кроме того, образующиеся в почве соединения после поступления тяжелых металлов термодинамически более устойчивы, чем формы, в которых они поступили в почву; они определяют концентрацию элементов в почвенном растворе [46]. С увеличением степени загрязнения почв возрастает содержание обменных форм соединений тяжелых металлов, однако, процент извлечения по отношению к валовому содержанию остается примерно одинаковым [3]. Содержание подвижных форм тяжёлых металлов подвержено сильным колебаниям, что связано с изменяющейся биологической активностью почв и влиянием растений [46]. Таким образом, основными почвенными факторами, влияющими на содержание подвижных форм тяжелых металлов являются следующие: а) механический состав; б) минералогический состав; в) содержание органического вещества; г) величина рН почвенного раствора; д) окислительно-восстановительные условия; е) биологическая активность почвы; ж) ионный состав почвенного раствора.
Источники поступления полициклических ароматических углеводородов. Биологические свойства. Подходы к нормированию содержания ПАУ в природных средах
Можно выделить четыре группы факторов, способствующих образованию полициклических углеводородов: космические, эндогенные геологические, биогеохимические и техногенные. Один из механизмов образования природных ПАУ в современных осадках, а также в почвах -это воздействие глубинного тепла Земли на захороненное в них органическое вещество [92, 99]. К гфиродным факторам образования ПАУ в осадочных наносах можно отнести и лесные пожары как современные, гак и в прошлые геологические эпохи [104]. Есть указания на то, что образование ПАУ возможно также в результате биогеохимической трансформации исходного биогенного материала (например, молекул кароттшоидов и стероидов) или синтеза в организмах и биокосных системах. Однако по вопросу о биосинтезе ПАУ существуют противоречивые мнения. В живой материи встречаются соединения, имеющие карбопиклическую ароматическую структуру, а также структуру с диеновыми или полиеновыми связями в алифатических углеводородных цепях [62, 65]. Преобразование таких структзф в ПАУ является наиболее вероятным и термодинамически вьиодным процессом, протекающим в достаточно мягких условиях на ранних стадиях осадконакопления в современных отложениях и, возможно, в почвах [14].
ПАУ постоянно поступают в окружающую среду от техногенных источников. Глобальная эмиссия 1,2-бензопирена, например, составляет около 5000т в год: 60% приходится на процессы связанные со сжиганием угля, 20% - на производство кокса, 8% - на лесные и прочие пожары, 4% - на сжигание древесины; 0,15% - на сжигание нефти и газа [14]. Кроме того, техногенными источниками ПАУ могут явиться любые промышленные процессы связанные с высокотемпературным преобразованием органических соединений (крекинг, пиролиз и т.п.). Образование ПАУ при горении угля с точки зрения химии [109] можно описать следующим образом: первой химической стадией преобразования угля в различных высокотемпературных процессах является процесс термодинамической деструкции (пиролиз) его основной органической массы с выходом летучих компонентов. Современные модели пиролиза рассматривают органическую массу угля как ансамбль из конденсированных ароматических углеводородов, гидроароматических и гетероциклических структур (кластеров) содержащих в виде заместителей различные углеводородные радикалы и функциональные группы. При быстром нагреве частиц угля происходит разрыв химических связей между периферическими заместителями и кольцевыми кластерами с образованием летучих газовых компонентов (СО. СО 2, Н20, Н2, СН4. HCN, H2S, алифатические углеводороды). Одновременно с выходом лёгких газовых компонентов идёт расщепление мостиковой структуры угля с выходом крупных молекулярных фрагментов, т.н. смолы. Образование ПАУ при горении летучих углеводородных компонентов (продуктов термической деструкции органической массы угля) представляет собой сложный многостадийный процесс, важнейшим промежуточным продуктом в котором является ацетилен. Кинетический механизм образования ПАУ можно представить 3 группами реакций: а) реакции описывающие горение исходного топлива с образованием ацетилена; б) реакции описывающие формирование более крупных молекул и радикалов, и, в конечном счёте, ароматических структур; в) реакции описывающие дальнейший рост ароматических колец. Формирование первого ароматического кольца связано в основном с образованием радикала СбН5, и его последующей циклизацией в фенил. Образование молекулы связано, вероятно, с взаимодействием фенила и ацетилена, и может быть описано последовательностью реакций полимеризационного типа [18].
Сложные ПАУ (например, инденопирен, бензоперилен) выходят в газовую фазу как составная часть смолы. Анализ химического состава смолы показывает, что содержание бензо[а]пирена в ней может достигать 10 мг/г смолы [102]Индикаторами промышленных выбросов являются: пирен, флуорантен,бензо ,1і,і]перилен, бензо[Ъ] флуорантен и 2,3-о-фениленпирен;индикаторами выбросов двигателей внутреннего сгорания - только бензо ,1і,і]перилен, бензо[Ь]флуорантен и 2,3-о-фениленпирен (первый обычно преобладает) [57].
Вместе с тем, сведения о пространственном распределении бензо[а]пирена в почвах свидетельствуют о том, что даже крупные химические предприятия (такие как АО «Щёкиназот», АООТ«Химволокно») могут не являться основными источниками загрязнения почвенного покрова этим суперэкотоксикантом. Незначительное участие бегоо[а]пирена в выбросах обусловлено специфическими чертами технологических процессов химического производств, главной из которых является подчинённая (по сравнению с энергетикой, металлургией и машиностроением) роль высокотемпературных реакций с участием органических веществ. На этом фоне резко возрастает значение так называемых локальных источников (пожары, автотранспорт, работа котельных, АЗС и т.п.), влияние которых на уровень и площади загрязнения почвенного покрова бензо[а]пиреном сопоставимо, а иногда превышает влияние мощных химических предприятий [89].
По отношению к живым организмам ПАУ обладают канцерогенными, мутагенными и другими токсичными свойствами. В качестве показателя присутствия канцерогенных ПАУ в природном объекте чаще всего определяют незамещенный индивидуальный углеводород 1,2-бензопирен. 1,2-Бензопирен входит в группу самых сильных мутагенов, известных на современный момент [ 14].
Известно также, что 1,2-бензопирен обладает также наиболее сильным канцерогенным действием. Например, в опытах на мышах нанесение спиртового раствора 1,2-бензопирена приводило к развитию канцерогенной опухоли через 90 - 100 суток [10]. Аценафтен вызывает резкое увеличение клеточного деления у растений, образовавшиеся клетки дают начало новым тканям, имеющим хотя и здоровое, но изменённое развитие. Фенатрен приводит к снижению содержания гемоглобина в крови и вызывает лейкоцитоз. Хризен и в особенности его метилпроизводные обладают канцерогенными свойствами. Также канцерогенными свойствами обладают
Закономерности поверхностного и профильного распределения тяжёлых металлов в исследуемых почвах
Количественные и качественные показатели, полученные в процессе работы экспериментальным путём должны быть оценены как по отношению к стандартный! величинам, таким как значения предельно доііустимьіх концентраций (ГТДК), показатели содержания поллютантов в почвах фоновых территорий, так и с точки зрения геохимических факторов преобразования и динамики их в почвенном профиле.
Многолетняя динамика содержания валовых форм По нашим представлениям, к наиболее доступным для расчёта и, в тоже время информативным показателям загрязнения почв тяжёлыми металлами (ТМ), можно отнести следующие величины: содержание подвижных и валовых форм тяжёлых металлов в почвах, коэффициенты накопления, сз ммарный показатель загрязнения почв (Zc) и суммарный показатель токсичного загрязнения почв (СПТЗ). Содержание тяжёлых металлов в почвах является суммой исходного содержания и техногенного привноса за весь период существования почвы, так как химические свойства ТМ определяют их слабую подвижность в почвенном профиле. Они образуют в почвах труднорастворимые соединения, а также необменно поглощаются минеральными и органическими компонентами почв, что делает загрязнение тяжёлыми металлами особенно опасным [56]. Основными элементами - поллютантами урбанизированных территорий являются следующие элементы: Zn, Pb, Cd, Ni, Си; в меньшей степени: Ag, Hg, Sn, Сг [52].
Считаем целесообразным рассмотрение показателей загрязнения почв парков г. Москвы тяжёлыми металлами производить на основании экспериментально определённых значений содержания валовых форм Zn, РЪ, Cd, Ni, Си в верхнем (0-5см) слое горизонтов А1 соответствующих почв. Как было отмечено в обзоре литературы, важным фактором, влияющим на подвижность тяжёлых металлов в почве, является её кислотность. Поэтому считаем необходимым использовать для оценки загрязнённости почв ОДК, принимаемые с учётом значения обменной (солевой) кислотности. [48, 53]. Для сравнения приведены и значения ПДК дня валовых форм [6, 27, 37]. Валовые содержания тяжёлых металлов и мышьяка в исследуемых почвах парков представлены в таблице 14. Значения усреднены по всем контрольным точкам трансект парков (34 - 72 образца), что даёт достоверные данные среднего содержания тяжёлых металлов в почвах объектов исследования. При анализе данных табл.14 очевидны различия в уровнях загрязнения почв парков тяжёлыми металлами, даже без расчёта специальных величин, таких как СПТЗ. Так, значения валового содержания свинца, меди, цинка и мышьяка в почвах парка Сокольники в 2 - 3 раза выше, чем аналогичные показатели для почв Тимирязевского и Измайловского парков.
Проведённые в 1992 г. [3] исследования, показали, что средние величины содержания цинка и кадмия в почвах газонов крупных автомагистралей г. Москвы колеблются в пределах 160 - 280 мг/кг Zn и 0,4 - 1,1 мг/кг Cd, что в 4-6 раз превысило характерные для почв Подмосковья. Следовательно, в текущее время почвы парка Сокольники имеют среднее содержание Cd и Zn практически равное аналогичным значениям для газонных почв, испытывающих максимальную антропогенную нагрузку. Выявлены превышения значений ОДК по валовым форм свинца в парке Сокольники в 1,3 раза (соответствующих ПДК - 2,6 раза); ОДК по валовым формам цинка в парке Сокольники в 1,5 раза. Было превышено также значение ОДК мышьяка: в Измайловском парке в L2 раза, в Тимирязевском парке в 2 раза; в парке Сокольники - в 2,4 раза. Для интегральной характеристики загрязнения почв городов тяжёлыми металлами имеется несколько различных подходов. На основании анализа значительного массива экспериментального материала А.И. Обуховым с соавт. [43] были предложены эмпирические градации содержания тяжёлых металлов (табл. 15) для почв газонов и парков г. Москвы. Сравнение наших экспериментальных данных с предложенными эмпирическими градациями показало что, содержание валовых форм свинца, цинка, меди и кадмия в почвах Измайловского и Тимирязевского парков являются повышенными, а в почвах парка Сокольники - высокими. Для расчёта коэффициентов накопления и других показателей загрязнения, нами были приняты значения фоновых валовых содержаний тяжёлых металлов в почвах из работы [7], мг/кг почвы:
Известный суммарный показатель загрязнения почв (Zc) [69] не учитывает класс опасности, т.е. степень токсичности химических элементов, что не позволяет отличить педохимические аномалии, образованные сильно токсичными веществами, от аномалий, сформированных слаботоксичными веществами. Поэтому целесообразно использовать более экологичный показатель: суммарный показатель токсичного загрязнения (СПТЗ) почв [7]. 62 Где С, и Сф - содержание элемента в загрязнённой почве и на фоновой территории Кт - козффіщиенг токсичности химического элемента, і - число учитываемых элементов. При подсчёте СПТЗ учитываются только те элементы, у которых Кс : 2. Для сравнения: суммарный показатель загрязнения почв Zc = 2Кс-(п-1). Различие заключается только в величине множителя Кт - коэффициента токсичности химического элемента (таблица 16). Причём, при оценке экологической ситуации, СПТЗ полностью совместим с традиционной шкалой суммарных показателей загрязнения, предпоженной Ю. Е. Саетом [69]. На основании полученных данных был произведён расчёт выбранных показателей:
Распределение полициклических ароматических углеводородов по гранулоденсиметрическим фракциям почв
Многолетние токсикологические исследования позволили обозначить соединения группы ПАУ, которые необходимо постоянно контролировать, как с точки зрения их собственной токсичности, так и с позиции наиболее вероятного поступления в окружающую среду. Так, например, Агентство по охране окружающей среды США (ЕРА US) рекомендует контролировать 16 соединений из группы ПАУ в отбираемых природных пробах [цит. по 91]. В России же мониторинг осуществляется только за одним соединением подобного класса - бензо[а]пиреном. В настоящей работе анализируются результаты исследований по содержанию и составу 15 ПАУ (нафталин, аценафтен, флуорен, фенантрен. антрацен, флуорантен, пирен, бензо[а]антрацен, хризен, бензо[Ъ]флуорантен, бензо [к] флуорантен, бензо[а]пирен, дибензо[а,1і]антрацен, бензо [g,h,i]nepioieH, индено[1,2,3-с 1]пирен) из 16 (кроме аценафтилена). рекомендуемых к мониторингу в объектах окружающей среды ЕРА US. Определение содержания различных индивидуальных соединений ПАУ в почвах и фракциях было выполнено в 4 - 6 аналитических повторностях, и во всех случаях была получена удовлетворительная воспроизводимость результатов. Проведенный предварительный анализ полученных экспериментальных данных по содержанию ПАУ в почвах и фракциях, как в целом по всей группе, так и по индивидуальным соединениям не выявил достоверных различий между почвами отдельных парков.
Поэтому анализируются обобщенные данные по почвам трех парков (т.е. по 9 смешанным репрезентативным образцам почв), которые представлены в таблице 20. Общее содержание ПАУ в почвах парков г. Москвы составило 2773±1376 мкг/кг почвы. Для сравнения отметим, что пахотные почвы, расположенные в 3-5 км от Москвы содержат 298 - 2270 мкг ПАУ/кг почвы, а в 40 км от Москвы - 70 - 434 мкг ПАУ/кг почвы [42]. Анализ таблицы 20 показал, что основными загрязнителями почв ш 15 изученных являются флуорантен (18,4% от общей суммы содержания ПАУ), пирен (18,1%) и фенантрен (12.2%). Далее следуют хризен, индено[1,23-с і]пирен, бензо[б]пігрен. бензо[а]пирен, которых в почвах содержится от 260 до 170 мкг/кг почвы или 9.4-6.19 0 от общей суммы содержания всех ПАУ. а остальных полиаренов - 150 мкг/кг почвы или 5,4 %. Нами проведена сравнительная оценка изменения содержания 5 ПАУ (табл. 21) в почвах г. Москвы за 1993-2002г
Жданные из проекта INTAS-93-1168 [107] по почвам 8 объектов г.Москвы Анализ полученных данных (табл. 21) показывает значительное увеличение содержания всех ПАУ за последние 9 лет. Несмотря на некоторую условность сопоставления, возрастание загрязнения почв Москвы ПАУ в последние годы следует признать объективно установленным фактом. Содержание наиболее опасного органического токсиканта - бензо[а]пирена возросло в среднем более чем в 4 раза и в 8 раз превысило ПДК по этому загрязнителю, принятые в России [68]. В то же время следует отметить весьма значительные различия по величине ПДК для бензо[а]пирена, принятых в разных странах. Так, если в России она составляет 20 мкг/кг почвы (общесанитарный показатель), то в Германии [105] для почв детских площадок - 2000 мкг/кг почвы, городских парков - 10000 мкг/кг почвы и промышленных территорий - 12000 мкг/кг почвы. Из этого следует, что по европейским нормативам загрязнение почв Москвы в 1993 и в 2002 г.г. бензо[а]пиреном практически отсутствует.
Все сказанное вызывает необходимость согласования, усовершенствования и разработки новых единых общеевропейских нормативов по ПДК органических загрязняющих веществ в почвах. Существуют эмпирические показатели уровня загрязнения почв хпшгческими веществами [цит.89], в частности для бензо[а]пирена они составляют". 1 уровень, допустимый 20 мкг/кг (ПДК); 2 уровень, низкий 20 - 100 мкг/кг; 3 уровень, средний 100 - 250 мкг/кг; 4 уровень, высокий 250 - 500 мкг/кг; 5 уровень, очень высокий 500 мкг/кг. Учитывая высокую вариабельность концентрации бензо[а]пирена в изученных почвах и в соответствии с выше предложенными эмпирическими градациями, уровень загрязнения почв парков г. Москвы этим токсикантом может существенно колебаться от низкого до высокого. Благодаря низкой растворимости в воде, миграция молекул полиаренов в почвах осуществляется в основном вместе с тонкодисперсными частицами, в составе сорбционных органических и органо-минеральных комплексов, т.е. физико-механическим путем. Имеются также указания на то, что при определенных условиях ПАУ способны вовлекаться в биологический круговорот [70, 96]. В связи с этим представляется весьма перспективным изучение распределения полиаренов по илистым и легким фракциям дерново-подзолистых почв городских парков.
