华东师范大学地理信息科学教育部重点实验室（200062） 周枭潇 沈 航 叶 晓 陈子庚

指导教师：毕春娟

一、引言

城市公园是城市建设的重要组成部分，是城市生态系统、城市景观的重要表现形式。城市公园的环境质量，关系到该区域居民的生活质量。城市灰尘是指分散于城市表面的小粒径的固体颗粒物，其主要来源是土壤颗粒、交通和建筑扬尘、大气沉降颗粒物、生物残渣及道路表面、轮胎磨损物等物质的混合体。城市灰尘往往携带有毒有害重金属，是城市环境重要的污染源，同时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、可累积性和易迁移性等特点。其中，Hg具有干扰人体内分泌的功能，能影响人体生殖功能和甲状腺体的发育及分泌功能；As是公认的致癌物，也是当前环境中最普遍、危害最大的污染物之一。[4]灰尘中的Hg和As来源于工农业生产中的废气排放、生活垃圾的焚烧、交通尾气排放等，并通过皮肤接触、呼吸、附着于食物表面等途径直接或间接地进入人体，从而影响人体健康。

目前，关于城市地表灰尘的研究主要集中于两个方面，一方面是地表灰尘中重金属含量与来源研究，包括城市灰尘重金属的分布特征、赋存形态、粒径效应以及来源和影响因素。另一方面是分析其空间分布特征，应用GIS等空间技术就不同功能区进行空间分析对比。[5-8]关于上海市灰尘中重金属的研究，部分学者认为主要的污染源是交通和工业生产。[9]有研究表明上海市地表灰尘中重金属含量低，健康危害低，[10]因为灰尘重金属主要以非生物有效态的形式存在，不易挥发和被人体吸收，较为稳定但污染时间较持久。[11]但是，关于公园灰尘中的Hg和As污染的研究还未有报道。

本文主要以上海市公园为对象，对灰尘中的Hg和As进行检测分析，研究其污染状况，并使用地累积指数法和健康风险健康风险评价模型（CDI），对灰尘中Hg和As的污染水平和健康风险进行评估，为更科学地评估上海市公园环境质量、提高市民生活质量和保障市民身体健康提供理论依据。

二、材料与方法

1. 样品采集与预处理

对上海市所有公园用网格进行分选，根据上海市的公园在市区密集郊区稀疏的现状进行调整。最终确定了18个公园进行研究，市区有6个，郊区有12个，具体分布如图1所示。

图1 上海市公园灰尘采样点分布

将样品低温烘干后研磨，部分过120目尼龙筛，用于测定灰尘中的Hg和As的含量。另取部分样品过30目筛用于测量粒度，部分样品过60目用于测量有机质。

2. 样品分析

取过30目筛的样品用激光粒度仪（LS13320，美国贝克曼库尔特公司）测其粒径。取过60目筛的样品，用重铬酸钾容量法测定有机质的含量。过120目筛的样品，经王水消解后，用原子荧光光谱仪（AFS-9230，北京天吉公司）测定Hg和As的含量。采用QA/QC程序确保持实验的准确性，在实验的过程中使用GBW07309作为沉积物的质控标样，测定的回收率在85.5%～97.3%。实验所用的酸均为优级纯，水为超纯水。

3. 污染评价方法

根据地累积指数法 (Geoaccumulation Index)，对上海市公园灰尘重金属污染状况进行分析评价。Igeo的计算公式如下:

式中：Ci表示地铁灰尘中污染物i的浓度；Bi为该污染物的地质背景值，系数1.5是为了消除各地岩石差异引起的变动而产生的影响。文中两种重金属元素的Bi采用上海市土壤重金属含量背景值，用0.13mg/kg和5.57mg/kg，作为Hg和As的参考标准[12]。对于重金属的Igeo污染程度的分级如表1。

表1 地累积指数污染分级

4. 灰尘中重金属的潜在风险评价方法

灰尘进入人体的主要途径是口鼻摄入、呼吸摄入和皮肤暴露。美国EPA推荐的健康风险评价模型（CDI）适用于评价不同类型污染物通过多种途径进入人体后所引起的健康风险，包括非致癌物引致的非致癌风险以及致癌物引致的致癌风险。因此，本文采用健康风险评价模型（CDI）作为评价方法。[13]其中部分参数根据中国人的体质与上海公园的情况有所改动。[14]

三、结果与讨论

1. 上海市公园灰尘中重金属含量水平

上海市公园灰尘的理化性质如表2所示，以上海市土壤背景值中Hg和As的含量状况为参考标准，上海市公园灰尘 Hg 含量在 0.07～3.75mg/kg，平均为0.43mg/kg。18个样品中，大部分公园都处于背景值之内，而古城、嘉定、金山、青浦和闸北明显高出环境背景值3倍以上，其中金山公园样品中Hg的浓度甚至是背景值的28.8倍。上海公园灰尘中As含量在3.71～157.18mg/kg，平均为23.26mg/kg，大部分公园的As浓度都在背景值左右，但宝山、古华和青浦地表灰尘中的As含量分别达到环境背景值的6.5、20.7、10.1倍，而佘山、闸北植物园也在背景值的2～3倍之间。上海公园灰尘中TOC的含量为0.06-2.06%，平均0.74%。平均粒径大小范围在20.00～307.40μm，平均155.72μm。

表2 上海市公园灰尘中Hg、As含量及其理化性质

图2是使用地累积法对18个公园灰尘的Hg和As污染评价的结果。对于Hg的污染状况，有72.22%的公园属于无污染或者轻度污染，而古城1.85和闸北1.91属于偏中污染，占11.11%；嘉定2.62和青浦2.21属于中度污染，也占11.11%；金山4.85属于重度污染。总体上，上海市公园灰尘Hg的污染值是1.14，属偏中污染。对于As，有83.33%的公园属于无污染和轻度污染，此外，宝山2.71属于中度污染，青浦3.34属于偏重污染，而古华4.38则是重度污染。总体污染值是1.48，属偏中污染。

图2 上海市公园灰尘中Hg、As的污染评价结果

将本研究结果分别与城区道路、地铁站点、学校校园、城市广场和高架沿线等城市中不同区域的地表灰尘Hg和As含量[15-18]进行比较（表3），由于部分公园样点的含量较大，致使平均值不能客观反映上海市公园灰尘中Hg和As污染的真实情况，研究中选用中位数(Hg 0.12mg/kg，As 9.13mg/kg)进行对比。可以得出，城市不同区域中As和Hg污染物浓度相差不大。公园中的As含量稍微偏高，而相比于地铁站点和城市街道而言，公园中Hg含量是最低的。总体而言城市中几个区域的Hg和As总体的污染水平差异不大。

表3 城市不同功能区Hg和As含量/mg●kg-1

2. 空间分布特征

根据设置采样点时，市区密集郊区稀疏的原则，把市区6个点和郊区12个点分开进行统计，郊区Hg和As的平均浓度分别为0.50mg/kg和28.28mg/kg，而市区的平均浓度分别为0.29mg/kg和11.75 mg/kg。无论As 或Hg,郊区的平均值数据要大于市区，所以郊区公园的灰尘中As 和Hg 的污染高于市区。同时郊区的As 的含量的标准差是市区的15倍，Hg的标准差也达3倍，可见，虽然郊区As和Hg的总体污染程度较严重，但其各个样本差异性较大，因为郊区某些公园内的数据异常偏高，带动整体均值偏高；相反，市区里无论As 或Hg，其数值的标准差较小，污染差异性较小。Hg在市中心的六个公园平均污染指数是0.57，郊区的12个公园平均是1.36，市区属于轻度污染，而郊区属于偏中污染。As在市区的公园平均污染指数是0.49，属轻度污染，郊区平均1.76，属偏中污染。对于As 和Hg，郊区污染明显大于市区，郊区处于偏中污染，市区处于轻度污染。综上，市区的公园普遍污染小，环境较好。

上海市公园灰尘中Hg和As的空间分布如图3，数据用极差归一法处理。上海市公园灰尘Hg污染，西边的公园大于其他地区，并且其他区域较为平均。而As的污染主要是边缘区部分公园比较突出，中心地区公园As污染水平低。总体而言，上海市公园灰尘中Hg和As的含量呈现：西南地区突出，中心小于周边的特点。

图3 Hg和As浓度分布图

上海地区工业设施大部分位于郊区。而西南地区污染尤其高，可能是因为金山石化等高排放、重污染的企业、以及华东地区较大规模的电子拆卸基地都位于上海的南部。这些企业的生产过程中往往产生大量重金属废碎屑进入环境。由此推测，As和Hg的含量分布与当地工业有关。

许多研究表明沉积物的理化性质，如粒度、TOC与重金属的浓度有显著相关关系。往往地表灰尘中粒径较小的颗粒Hg和As含量更高，[19]而灰尘中的有机物质的含量会影响Hg和As的不同形态的含量。[20]相关分析结果表明，上海市公园路面灰尘中Hg、As浓度与粒度和有机质之间没有相关性，公园灰尘中As和Hg的空间分布更多的受到当地污染排放的影响。

3. 上海市公园灰尘Hg、As的健康风险评价

表4列出了18个公园灰尘中Hg、As的健康风险评价结果。上海市公园灰尘中Hg和As的非致癌风险系数都小于1，经手-口摄入传播途径的暴露风险系数最大，其次是呼吸吸入途径，最小的是皮肤接触的途径。As的非致癌风险系数3.85×10-1较大，Hg为3.15×10-2。As的非致癌风险要大于Hg，但是两者都属于风险很小的程度。As的致癌风险为1.1×10-8低于致癌风险阀值范围10-6～10-4，表明致癌风险较低，基本不会对人体造成致癌危害，可以适度进行防护。

表4 重金属不同暴露途径及风险评价

四、结论

（1）上海市公园灰尘中Hg和As的平均含量为0.43mg/kg和23.26mg/kg，均高于上海市土壤背景值，但是整体上污染程度不高，都处于偏中度污染。

（2）上海市西部公园灰尘中Hg的含量大于其他地区，而As的污染主要集中于边缘区部分公园。总体上，上海市公园灰尘中Hg和As的空间分布特征为西南地区突出，中心小于周边。

（3）上海市公园灰尘中Hg、As的健康风险总体较小，表明上海市公园整体环境质量尚高，适合市民休闲娱乐。

[1] 杜佩轩, 马智民, 韩永明等. 城市灰尘污染及治理[J]. 城市问题, 2004 (2): 46-49.

[2] [9] 史贵涛, 陈振楼, 王利, 等. 上海城市公园灰尘重金属污染及其潜在生态风险评价[J]. 城市环境与城市生态, 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] 张菊, 邓焕广, 孙镇, 等. 聊城市城区河湖水中Hg、As浓度分布特征及健康风险评价[J]. 环境污染与防治, 2012 ,34(3): 4-8.

[5] 郑小康, 李春晖, 黄国和, 等. 保定城区地表灰尘污染物分布特征及健康风险评价[J]. 环境科学学报,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] 颜子俊, 王学东, 孙海罗, 等. 温州城区地表灰尘重金属分布特征及健康风险评价[J]. 浙江农业科学,2012(7): 1017-1019, 1022.

[8] 唐荣莉, 马克明, 张育新, 等. 北京城市道路灰尘重金属污染的健康风险评价[J]. 环境科学学报, 2012,32(8): 2006-2015.

[10] 王利, 陈振楼, 陈晓枫, 等. 上海内环高架沿线灰尘重金属污染分析与评价[J]. 环境监测管理与技术,2009, 21(5): 35-38.

[11] 张菊, 邓焕广, 陈振楼, 等. 上海市区街道灰尘重金属污染研究[J]. 土壤通报, 2007, 38(4): 727-731.

[12] 戴峰, 李晓斐. 上海地区13种金属土壤背景值初探[J]. 上海环境科学, 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, 段小丽, 等. 环境健康风险评价中我国居民呼吸速率暴露参数研究[J]. 环境科学研究,2009, 22(10): 1171-1175.

[15] 刘春华, 岑况. 北京市街道灰尘的化学成分及其可能来源[J]. 环境科学学报, 2007, 27. (7): 1181-1188.

[16] 向丽, 李迎霞, 史江红, 等. 北京城区道路灰尘重金属和多环芳烃污染状况探析[J]. 环境科学, 2010,31(1): 159-167.

[17] 李晓燕, 陈同斌, 雷梅, 等. 北京城市广场及校园表土(灰尘)中重金属水平与健康风险[J]. 地理研究,2010, 29(6): 989-995.

[18] 杨孝智, 陈扬, 徐殿斗, 等. 北京地铁站灰尘中重金属污染特征及健康风险评价[J]. 中国环境科学,2011, 31(6): 944-950.

[19] 方凤满, 张志明, 陈文娟, 等. 芜湖市区春季地表灰尘中汞和砷的空间及粒径分布规律[J]. 环境科学学报, 2009, 29(9): 1871-1877.

[20] 刘春华, 岑况, 于扬. 北京市街道灰尘中重金属元素赋存状态及环境效应[J]. 岩矿测试, 2011, 30(2):205-209.