華東師范大學(xué)地理信息科學(xué)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室（200062） 周梟瀟 沈 航 葉 曉 陳子庚

指導(dǎo)教師：畢春娟

一、引言

城市公園是城市建設(shè)的重要組成部分，是城市生態(tài)系統(tǒng)、城市景觀的重要表現(xiàn)形式。城市公園的環(huán)境質(zhì)量，關(guān)系到該區(qū)域居民的生活質(zhì)量。城市灰塵是指分散于城市表面的小粒徑的固體顆粒物，其主要來源是土壤顆粒、交通和建筑揚(yáng)塵、大氣沉降顆粒物、生物殘渣及道路表面、輪胎磨損物等物質(zhì)的混合體。城市灰塵往往攜帶有毒有害重金屬，是城市環(huán)境重要的污染源，同時也是危害市民健康的主要污染物。[1-3]

Hg和As都是典型的有毒污染物，具有高毒性、持久性、可累積性和易遷移性等特點(diǎn)。其中，Hg具有干擾人體內(nèi)分泌的功能，能影響人體生殖功能和甲狀腺體的發(fā)育及分泌功能；As是公認(rèn)的致癌物，也是當(dāng)前環(huán)境中最普遍、危害最大的污染物之一。[4]灰塵中的Hg和As來源于工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中的廢氣排放、生活垃圾的焚燒、交通尾氣排放等，并通過皮膚接觸、呼吸、附著于食物表面等途徑直接或間接地進(jìn)入人體，從而影響人體健康。

目前，關(guān)于城市地表灰塵的研究主要集中于兩個方面，一方面是地表灰塵中重金屬含量與來源研究，包括城市灰塵重金屬的分布特征、賦存形態(tài)、粒徑效應(yīng)以及來源和影響因素。另一方面是分析其空間分布特征，應(yīng)用GIS等空間技術(shù)就不同功能區(qū)進(jìn)行空間分析對比。[5-8]關(guān)于上海市灰塵中重金屬的研究，部分學(xué)者認(rèn)為主要的污染源是交通和工業(yè)生產(chǎn)。[9]有研究表明上海市地表灰塵中重金屬含量低，健康危害低，[10]因?yàn)榛覊m重金屬主要以非生物有效態(tài)的形式存在，不易揮發(fā)和被人體吸收，較為穩(wěn)定但污染時間較持久。[11]但是，關(guān)于公園灰塵中的Hg和As污染的研究還未有報道。

本文主要以上海市公園為對象，對灰塵中的Hg和As進(jìn)行檢測分析，研究其污染狀況，并使用地累積指數(shù)法和健康風(fēng)險健康風(fēng)險評價模型（CDI），對灰塵中Hg和As的污染水平和健康風(fēng)險進(jìn)行評估，為更科學(xué)地評估上海市公園環(huán)境質(zhì)量、提高市民生活質(zhì)量和保障市民身體健康提供理論依據(jù)。

二、材料與方法

1. 樣品采集與預(yù)處理

對上海市所有公園用網(wǎng)格進(jìn)行分選，根據(jù)上海市的公園在市區(qū)密集郊區(qū)稀疏的現(xiàn)狀進(jìn)行調(diào)整。最終確定了18個公園進(jìn)行研究，市區(qū)有6個，郊區(qū)有12個，具體分布如圖1所示。

圖1 上海市公園灰塵采樣點(diǎn)分布

將樣品低溫烘干后研磨，部分過120目尼龍篩，用于測定灰塵中的Hg和As的含量。另取部分樣品過30目篩用于測量粒度，部分樣品過60目用于測量有機(jī)質(zhì)。

2. 樣品分析

取過30目篩的樣品用激光粒度儀（LS13320，美國貝克曼庫爾特公司）測其粒徑。取過60目篩的樣品，用重鉻酸鉀容量法測定有機(jī)質(zhì)的含量。過120目篩的樣品，經(jīng)王水消解后，用原子熒光光譜儀（AFS-9230，北京天吉公司）測定Hg和As的含量。采用QA/QC程序確保持實(shí)驗(yàn)的準(zhǔn)確性，在實(shí)驗(yàn)的過程中使用GBW07309作為沉積物的質(zhì)控標(biāo)樣，測定的回收率在85.5%～97.3%。實(shí)驗(yàn)所用的酸均為優(yōu)級純，水為超純水。

3. 污染評價方法

根據(jù)地累積指數(shù)法 (Geoaccumulation Index)，對上海市公園灰塵重金屬污染狀況進(jìn)行分析評價。Igeo的計算公式如下:

式中：Ci表示地鐵灰塵中污染物i的濃度；Bi為該污染物的地質(zhì)背景值，系數(shù)1.5是為了消除各地巖石差異引起的變動而產(chǎn)生的影響。文中兩種重金屬元素的Bi采用上海市土壤重金屬含量背景值，用0.13mg/kg和5.57mg/kg，作為Hg和As的參考標(biāo)準(zhǔn)[12]。對于重金屬的Igeo污染程度的分級如表1。

表1 地累積指數(shù)污染分級

4. 灰塵中重金屬的潛在風(fēng)險評價方法

灰塵進(jìn)入人體的主要途徑是口鼻攝入、呼吸攝入和皮膚暴露。美國EPA推薦的健康風(fēng)險評價模型（CDI）適用于評價不同類型污染物通過多種途徑進(jìn)入人體后所引起的健康風(fēng)險，包括非致癌物引致的非致癌風(fēng)險以及致癌物引致的致癌風(fēng)險。因此，本文采用健康風(fēng)險評價模型（CDI）作為評價方法。[13]其中部分參數(shù)根據(jù)中國人的體質(zhì)與上海公園的情況有所改動。[14]

三、結(jié)果與討論

1. 上海市公園灰塵中重金屬含量水平

上海市公園灰塵的理化性質(zhì)如表2所示，以上海市土壤背景值中Hg和As的含量狀況為參考標(biāo)準(zhǔn)，上海市公園灰塵 Hg 含量在 0.07～3.75mg/kg，平均為0.43mg/kg。18個樣品中，大部分公園都處于背景值之內(nèi)，而古城、嘉定、金山、青浦和閘北明顯高出環(huán)境背景值3倍以上，其中金山公園樣品中Hg的濃度甚至是背景值的28.8倍。上海公園灰塵中As含量在3.71～157.18mg/kg，平均為23.26mg/kg，大部分公園的As濃度都在背景值左右，但寶山、古華和青浦地表灰塵中的As含量分別達(dá)到環(huán)境背景值的6.5、20.7、10.1倍，而佘山、閘北植物園也在背景值的2～3倍之間。上海公園灰塵中TOC的含量為0.06-2.06%，平均0.74%。平均粒徑大小范圍在20.00～307.40μm，平均155.72μm。

表2 上海市公園灰塵中Hg、As含量及其理化性質(zhì)

圖2是使用地累積法對18個公園灰塵的Hg和As污染評價的結(jié)果。對于Hg的污染狀況，有72.22%的公園屬于無污染或者輕度污染，而古城1.85和閘北1.91屬于偏中污染，占11.11%；嘉定2.62和青浦2.21屬于中度污染，也占11.11%；金山4.85屬于重度污染?？傮w上，上海市公園灰塵Hg的污染值是1.14，屬偏中污染。對于As，有83.33%的公園屬于無污染和輕度污染，此外，寶山2.71屬于中度污染，青浦3.34屬于偏重污染，而古華4.38則是重度污染?？傮w污染值是1.48，屬偏中污染。

圖2 上海市公園灰塵中Hg、As的污染評價結(jié)果

將本研究結(jié)果分別與城區(qū)道路、地鐵站點(diǎn)、學(xué)校校園、城市廣場和高架沿線等城市中不同區(qū)域的地表灰塵Hg和As含量[15-18]進(jìn)行比較（表3），由于部分公園樣點(diǎn)的含量較大，致使平均值不能客觀反映上海市公園灰塵中Hg和As污染的真實(shí)情況，研究中選用中位數(shù)(Hg 0.12mg/kg，As 9.13mg/kg)進(jìn)行對比。可以得出，城市不同區(qū)域中As和Hg污染物濃度相差不大。公園中的As含量稍微偏高，而相比于地鐵站點(diǎn)和城市街道而言，公園中Hg含量是最低的?？傮w而言城市中幾個區(qū)域的Hg和As總體的污染水平差異不大。

表3 城市不同功能區(qū)Hg和As含量/mg●kg-1

2. 空間分布特征

根據(jù)設(shè)置采樣點(diǎn)時，市區(qū)密集郊區(qū)稀疏的原則，把市區(qū)6個點(diǎn)和郊區(qū)12個點(diǎn)分開進(jìn)行統(tǒng)計，郊區(qū)Hg和As的平均濃度分別為0.50mg/kg和28.28mg/kg，而市區(qū)的平均濃度分別為0.29mg/kg和11.75 mg/kg。無論As 或Hg,郊區(qū)的平均值數(shù)據(jù)要大于市區(qū)，所以郊區(qū)公園的灰塵中As 和Hg 的污染高于市區(qū)。同時郊區(qū)的As 的含量的標(biāo)準(zhǔn)差是市區(qū)的15倍，Hg的標(biāo)準(zhǔn)差也達(dá)3倍，可見，雖然郊區(qū)As和Hg的總體污染程度較嚴(yán)重，但其各個樣本差異性較大，因?yàn)榻紖^(qū)某些公園內(nèi)的數(shù)據(jù)異常偏高，帶動整體均值偏高；相反，市區(qū)里無論As 或Hg，其數(shù)值的標(biāo)準(zhǔn)差較小，污染差異性較小。Hg在市中心的六個公園平均污染指數(shù)是0.57，郊區(qū)的12個公園平均是1.36，市區(qū)屬于輕度污染，而郊區(qū)屬于偏中污染。As在市區(qū)的公園平均污染指數(shù)是0.49，屬輕度污染，郊區(qū)平均1.76，屬偏中污染。對于As 和Hg，郊區(qū)污染明顯大于市區(qū)，郊區(qū)處于偏中污染，市區(qū)處于輕度污染。綜上，市區(qū)的公園普遍污染小，環(huán)境較好。

上海市公園灰塵中Hg和As的空間分布如圖3，數(shù)據(jù)用極差歸一法處理。上海市公園灰塵Hg污染，西邊的公園大于其他地區(qū)，并且其他區(qū)域較為平均。而As的污染主要是邊緣區(qū)部分公園比較突出，中心地區(qū)公園As污染水平低?？傮w而言，上海市公園灰塵中Hg和As的含量呈現(xiàn)：西南地區(qū)突出，中心小于周邊的特點(diǎn)。

圖3 Hg和As濃度分布圖

上海地區(qū)工業(yè)設(shè)施大部分位于郊區(qū)。而西南地區(qū)污染尤其高，可能是因?yàn)榻鹕绞雀吲欧?、重污染的企業(yè)、以及華東地區(qū)較大規(guī)模的電子拆卸基地都位于上海的南部。這些企業(yè)的生產(chǎn)過程中往往產(chǎn)生大量重金屬廢碎屑進(jìn)入環(huán)境。由此推測，As和Hg的含量分布與當(dāng)?shù)毓I(yè)有關(guān)。

許多研究表明沉積物的理化性質(zhì)，如粒度、TOC與重金屬的濃度有顯著相關(guān)關(guān)系。往往地表灰塵中粒徑較小的顆粒Hg和As含量更高，[19]而灰塵中的有機(jī)物質(zhì)的含量會影響Hg和As的不同形態(tài)的含量。[20]相關(guān)分析結(jié)果表明，上海市公園路面灰塵中Hg、As濃度與粒度和有機(jī)質(zhì)之間沒有相關(guān)性，公園灰塵中As和Hg的空間分布更多的受到當(dāng)?shù)匚廴九欧诺挠绊憽?/p>

3. 上海市公園灰塵Hg、As的健康風(fēng)險評價

表4列出了18個公園灰塵中Hg、As的健康風(fēng)險評價結(jié)果。上海市公園灰塵中Hg和As的非致癌風(fēng)險系數(shù)都小于1，經(jīng)手-口攝入傳播途徑的暴露風(fēng)險系數(shù)最大，其次是呼吸吸入途徑，最小的是皮膚接觸的途徑。As的非致癌風(fēng)險系數(shù)3.85×10-1較大，Hg為3.15×10-2。As的非致癌風(fēng)險要大于Hg，但是兩者都屬于風(fēng)險很小的程度。As的致癌風(fēng)險為1.1×10-8低于致癌風(fēng)險閥值范圍10-6～10-4，表明致癌風(fēng)險較低，基本不會對人體造成致癌危害，可以適度進(jìn)行防護(hù)。

表4 重金屬不同暴露途徑及風(fēng)險評價

四、結(jié)論

（1）上海市公園灰塵中Hg和As的平均含量為0.43mg/kg和23.26mg/kg，均高于上海市土壤背景值，但是整體上污染程度不高，都處于偏中度污染。

（2）上海市西部公園灰塵中Hg的含量大于其他地區(qū)，而As的污染主要集中于邊緣區(qū)部分公園?？傮w上，上海市公園灰塵中Hg和As的空間分布特征為西南地區(qū)突出，中心小于周邊。

（3）上海市公園灰塵中Hg、As的健康風(fēng)險總體較小，表明上海市公園整體環(huán)境質(zhì)量尚高，適合市民休閑娛樂。

[1] 杜佩軒, 馬智民, 韓永明等. 城市灰塵污染及治理[J]. 城市問題, 2004 (2): 46-49.

[2] [9] 史貴濤, 陳振樓, 王利, 等. 上海城市公園灰塵重金屬污染及其潛在生態(tài)風(fēng)險評價[J]. 城市環(huán)境與城市生態(tài), 2006(8), 19(4): 40-43.

[3] Akhter M.S., Madany I.M.. Heavy Metals in Street and House Dustin Bahrain [J]. Water Air Soil Pollute, 1993,66: 111-119.

[4] 張菊, 鄧煥廣, 孫鎮(zhèn), 等. 聊城市城區(qū)河湖水中Hg、As濃度分布特征及健康風(fēng)險評價[J]. 環(huán)境污染與防治, 2012 ,34(3): 4-8.

[5] 鄭小康, 李春暉, 黃國和, 等. 保定城區(qū)地表灰塵污染物分布特征及健康風(fēng)險評價[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報,2009, 29(10): 2195-2202.

[6] Charlesworth S, Everett M, Mccarthy R, A Comparative Study of Heavy Metal Concentration and Distribution in Deposited Street Dust in a Large and a Small Urban Area: Birmingham and Coventry, West Midlands,UK [J]. Environmental International, 2003,29: 563-573.

[7] 顏?zhàn)涌? 王學(xué)東, 孫海羅, 等. 溫州城區(qū)地表灰塵重金屬分布特征及健康風(fēng)險評價[J]. 浙江農(nóng)業(yè)科學(xué),2012(7): 1017-1019, 1022.

[8] 唐榮莉, 馬克明, 張育新, 等. 北京城市道路灰塵重金屬污染的健康風(fēng)險評價[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2012,32(8): 2006-2015.

[10] 王利, 陳振樓, 陳曉楓, 等. 上海內(nèi)環(huán)高架沿線灰塵重金屬污染分析與評價[J]. 環(huán)境監(jiān)測管理與技術(shù),2009, 21(5): 35-38.

[11] 張菊, 鄧煥廣, 陳振樓, 等. 上海市區(qū)街道灰塵重金屬污染研究[J]. 土壤通報, 2007, 38(4): 727-731.

[12] 戴峰, 李曉斐. 上海地區(qū)13種金屬土壤背景值初探[J]. 上海環(huán)境科學(xué), 2009(06): 271-274.

[13] Ivan Grzetic, Rabia H, Ahmed Ghariani. Potential Health Risk Assessment for Soil Heavy Metal Contamination in the Central Zone of Belgrade (Serbia)[J].Journal of the Serbian Chenmical Society,2008,73 (8-9) :923-934.

[14] 王宗爽, 武婷, 段小麗, 等. 環(huán)境健康風(fēng)險評價中我國居民呼吸速率暴露參數(shù)研究[J]. 環(huán)境科學(xué)研究,2009, 22(10): 1171-1175.

[15] 劉春華, 岑況. 北京市街道灰塵的化學(xué)成分及其可能來源[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2007, 27. (7): 1181-1188.

[16] 向麗, 李迎霞, 史江紅, 等. 北京城區(qū)道路灰塵重金屬和多環(huán)芳烴污染狀況探析[J]. 環(huán)境科學(xué), 2010,31(1): 159-167.

[17] 李曉燕, 陳同斌, 雷梅, 等. 北京城市廣場及校園表土(灰塵)中重金屬水平與健康風(fēng)險[J]. 地理研究,2010, 29(6): 989-995.

[18] 楊孝智, 陳揚(yáng), 徐殿斗, 等. 北京地鐵站灰塵中重金屬污染特征及健康風(fēng)險評價[J]. 中國環(huán)境科學(xué),2011, 31(6): 944-950.

[19] 方鳳滿, 張志明, 陳文娟, 等. 蕪湖市區(qū)春季地表灰塵中汞和砷的空間及粒徑分布規(guī)律[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2009, 29(9): 1871-1877.

[20] 劉春華, 岑況, 于揚(yáng). 北京市街道灰塵中重金屬元素賦存狀態(tài)及環(huán)境效應(yīng)[J]. 巖礦測試, 2011, 30(2):205-209.