趙 健

（華東師范大學 地理科學學院, 上海 200241）

城市大氣沉降重金屬污染及其健康風險

趙 健

（華東師范大學 地理科學學院, 上海 200241）

重金屬污染是我國當前經(jīng)濟社會發(fā)展中面臨的重要環(huán)境問題，其污染防治對于保障飲食安全、維護生命健康具有重要意義。城市不僅是人類活動的聚居區(qū)，而且是各種污染源集中排放區(qū)，因此城市大氣沉降重金屬污染對人類健康影響既深又廣。本文闡述了城市大氣沉降重金屬的污染現(xiàn)狀、特征、影響因素及其來源等，從大氣沉降-作物-人體以及大氣沉降-人體兩個暴露途徑，揭示了大氣沉降重金屬的健康風險，并且從重金屬排放源、塵源方面探討了重金屬的防控措施及其植物修復對策。

大氣沉降；重金屬；健康風險；防控對策

一、引言

城市是與人類生活和健康關(guān)系最為密切的生態(tài)單元，隨著城市化的發(fā)展，城市人口不斷增長，對資源和能源的消耗量也隨之增加，導致重金屬等環(huán)境污染問題也出現(xiàn)城市化特征，城區(qū)和近郊區(qū)大氣、土壤等環(huán)境介質(zhì)中的重金屬污染明顯高于其它地區(qū)[1]。如美國馬里蘭州大氣中的總汞和甲基汞在城市的濕沉降通量達到農(nóng)村地區(qū)的2～3倍，充分說明了大氣Hg沉降的城市影響[2]。排放到大氣中的重金屬可以通過大氣干濕沉降過程進入地表土壤、水體和植被等環(huán)境介質(zhì)中。對于遠離污染源、相對潔凈的地區(qū)，大氣污染傳輸與干濕沉降更是其地表環(huán)境中重金屬污染物質(zhì)的最主要來源過程。當城市大氣、土壤以及生物等介質(zhì)中的重金屬污染物累積到一定程度，這些隱藏的環(huán)境“化學定時炸彈”即會爆炸，對生態(tài)環(huán)境和人類健康造成難以估計的危害。

二、城市大氣沉降重金屬污染現(xiàn)狀

重金屬大氣沉降包括干沉降和濕沉降兩種方式，干沉降即在不下雨時，排放到大氣中的重金屬被懸浮顆粒吸附，并在重力作用下沉降到地面，與顆粒粒徑有關(guān)，當顆粒直徑>10μm時才易發(fā)生沉降；濕沉降即在下雨時，大氣中的重金屬溶解在雨滴中或者吸附在懸浮顆粒上隨雨水降到地面，與顆粒粒徑無關(guān)，顆粒直徑<10μm的氣溶膠也易發(fā)生沉降。

最近的研究顯示，重金屬大氣沉降量在世界各地都有上升趨勢，特別是在人口高度集中的城市化地區(qū)和一些有色金屬冶煉廠周圍，大氣污染物濃度正穩(wěn)步上升[1]、[3]。在許多工業(yè)發(fā)達國家，大氣沉降對土壤系統(tǒng)中重金屬累積貢獻率在各種外源輸入因子中排在首位[4]。焦作市大氣沉降對土壤重金屬Hg、Cd和Pb的年輸入量分別為4.43、5.70和394.6 g/ hm2/yr，不同區(qū)域大氣污染狀況與大氣沉降對土壤重金屬的年輸入量順序一致，表現(xiàn)為礦區(qū)較高，近郊和市區(qū)次之，遠郊和公園最低[5]。珠江三角洲地區(qū)Cr、Cu、Pb和Zn的大氣沉降量分別為6.43±3.19、18.6±7.88、12.7±6.72和 104±36.4 mg/ m2/yr，明顯高于北美五大湖區(qū)域。受雨季沖刷效應影響，夏季Cu、Cr和Zn的大氣沉降量一般高于冬季[6]。上海的大氣干濕沉降中也含有較高濃度的重金屬，以Pb的沉降通量最高[7]。

重金屬大氣沉降量受局地排放源、污染物的排放模式、環(huán)境條件和氣象因子等諸多因素的影響，往往具有較大的時空變異。如印度瓦拉納西地區(qū)Zn的大氣沉降量最大，達到31.65～636.15 g/ hm2/yr，其次依次是Mn、Pb、Cu、Ni、Cr和Cd，冬季沉降量最高，受大氣排放源與風的綜合影響[8]。烏江流域THg和MeHg最大的濕沉降通量發(fā)生在雨季（6～10月）降雨量較大時，顆粒Hg的濕沉降是Hg從大氣中去除的一個重要過程[9]。

大氣沉降中的重金屬對地表環(huán)境中土壤、水體和作物的污染，除與上述沉降通量大小和沉降方式有關(guān)外，與顆粒物上攜帶重金屬的生物有效性、顆粒粒徑、濕沉降中降水的性質(zhì)等密切相關(guān)。由于大氣干濕沉降中顆粒物質(zhì)來源的復雜性，顆粒物上攜帶的重金屬并不全部具有生物可利用性，利用重金屬總量來評價其環(huán)境效應往往會過高估計其環(huán)境風險。此外，在我國很多城市都存在酸雨，大氣濕沉降不僅給地表環(huán)境介質(zhì)帶來重金屬污染物，而且能或多或少地改變土壤或水體的理化性狀，影響重金屬的賦存形態(tài)和生物有效性，從而會間接影響作物根系對重金屬的吸收量。

三、城市大氣沉降中重金屬的來源

城市大氣排放是大氣沉降中重金屬污染的最重要來源，高強度的人類活動如化石燃料的燃燒、有色金屬冶煉、廢物焚燒和工業(yè)排放等向城市大氣中排放了大量重金屬污染物。

大氣中的Hg污染主要來自化石燃料的燃燒、農(nóng)業(yè)秸稈燃燒、采礦、廢物焚燒和工業(yè)排放等。據(jù)報道，美國單是煤炭燃燒排放到大氣中的Hg約占工業(yè)總排放的20%[10]。我國1999年由有色金屬冶煉（尤其是Zn冶煉）和煤炭燃燒排放的Hg分別約為我國總Hg排放量的45%和38%[11]。冬季居民燃煤會釋放出大量Hg進入大氣中。在上海，大約有80%的大氣Hg來源于煤炭燃燒[12]。大氣中的Pb污染主要來自冶金粉塵、煤炭燃燒、水泥、石油燃燒和汽油等，Chen等發(fā)現(xiàn)，工業(yè)生產(chǎn)過程中含Pb煤炭燃燒產(chǎn)生的大量廢氣排放是其主要來源[13]。雖然我國政府從1991年開始逐步淘汰含鉛汽油，但由于煤炭燃燒和受污染土壤顆粒的再懸浮，包括中國在內(nèi)的許多地區(qū)仍然存在相對較高水平的Pb，如上海TSP中Pb的平均濃度達200 ng/m3[14]，北京PM2.5中Pb約有100～300 ng/m3[15]。大氣顆粒物中的Cu和Zn主要來源于化石燃料的燃燒、工業(yè)冶金過程和廢物焚燒，此外，Zn也來源于交通活動[16]。大氣中Cr的來源主要包括化石燃料的燃燒、鋼鐵行業(yè)或固體廢物傾銷排放，而Ni被普遍認為來源于燃料燃燒和交通源。

此外，大氣長距離傳輸與沉降也是區(qū)域重金屬的一個主要來源，如在歐洲，排放到空氣中的Hg、Pb和Cd可在大范圍內(nèi)進行傳輸并沉降到遠離排放源的地方，在南瑞典約80%大氣沉降的Hg、Pb和Cd來自于其他國家的排放[17]。

四、城市大氣沉降重金屬污染健康風險

重金屬對人體健康危害較大，如重金屬Cd、Pb、Hg就具有極強的類激素特征，不但對植物具有明顯的生物效應，而且對動物體內(nèi)酶系統(tǒng)、生育力產(chǎn)生嚴重影響，特別是甲基汞中毒可抑制細胞分裂，導致染色體斷裂和染色體分離[18]。Cd作為機體生長發(fā)育非必需元素，很少的量進入人體即可通過生物放大和生物積累，對腎、肺、肝、腦、骨骼以及血液系統(tǒng)等產(chǎn)生一系列損傷[19]。

持續(xù)增長的人口對糧食需求的不斷增加，以及由于環(huán)境中排放的有毒重金屬引起的與食物鏈相關(guān)的健康危害，已成為全球關(guān)注的熱點問題。研究發(fā)現(xiàn)，除職業(yè)暴露外，通過飲食攝入受污染的食物已成為人體攝入重金屬的主要途徑[20]。大氣沉降是大氣中重金屬污染物進入土壤和生物等環(huán)境介質(zhì)的重要途徑。城市周邊土壤和蔬菜等作物中的重金屬含量與城市大氣中的重金屬含量表現(xiàn)出更大的關(guān)聯(lián)性[21]。通過大氣沉降帶來的土壤重金屬污染影響著土壤性質(zhì)，并通過根攝取進一步增加了植物體內(nèi)的重金屬含量水平。已有研究人員發(fā)現(xiàn)大氣沉降和作物與蔬菜內(nèi)較高的元素含量水平之間的關(guān)系[20]。此外，進入土壤中的重金屬會影響土壤中微生物的相互作用，降低土壤的肥力，導致農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)長期的不持續(xù)性[22]。城郊農(nóng)業(yè)的土地受此問題影響最嚴重[23]。因此，盡管為提高安全和無公害農(nóng)產(chǎn)品付出了大量的努力，但大氣驅(qū)動的有毒重金屬會繼續(xù)污染農(nóng)田土壤-作物生態(tài)系統(tǒng)，甚至是位于遠離排放源的地方。

蔬菜和作物可以從污染土壤中或從大氣污染沉降中吸收重金屬，并在體內(nèi)逐漸累積起來，人類長期攝入會對人體健康產(chǎn)生很大危害。章明奎等采用覆膜和露天種植對比研究發(fā)現(xiàn)，大氣污染和土壤污染對大白菜地上部分重金屬的累積均有明顯的影響[24]。由于土壤可以接受重金屬干濕沉降的大范圍持續(xù)暴露，大氣沉降重金屬通過土壤的間接影響也非常重要。沉積在蔬菜表面的重金屬數(shù)量隨不同蔬菜的性質(zhì)和重金屬的種類等發(fā)生變化。在葉菜類蔬菜可食部分積累的重金屬一般高于根莖類或茄果類蔬菜[25]。Cui等發(fā)現(xiàn)，在我國南寧冶煉廠附近，通過蔬菜攝食暴露的Cd和Pb對當?shù)鼐用裼懈唢L險，但Cu和Zn沒有風險[26]。研究發(fā)現(xiàn)，谷物及谷物制品是我國飲食攝入Hg量最大的來源（54%），蔬菜和土豆的貢獻分別為8.7%和6.8%[27]。近幾十年來，隨著城市菜籃子工程的實施，在城市周邊郊區(qū)建設(shè)了大量蔬菜生產(chǎn)基地，市郊農(nóng)民個體種植的很多蔬菜也流入市場。這些蔬菜不僅受到重金屬污染的風險較高，而且通過攝食蔬菜受到污染的人群數(shù)量較大，帶來的潛在危害不僅水平高，而且危害范圍廣。

此外，大氣沉降以及受污染表層土壤中的重金屬通過吞咽和呼吸暴露途徑對人體也會帶來一定的健康風險。研究表明，在人群中，尤其是兒童，有較多的口手行為，兒童經(jīng)口無意的土壤攝入量可達50～200mg/ d[28]。經(jīng)口攝入是上海寶山地區(qū)成人和兒童對大氣沉降中Pb暴露的主要途徑，兒童對該地區(qū)大氣沉降中Pb的暴露已達到高風險水平[29]。

五、城市大氣沉降重金屬污染防控對策

為有效防治重金屬污染，國務院于2011年2月正式批復了我國第一個“十二五”國家規(guī)劃——《重金屬污染綜合防治“十二五”規(guī)劃》?！兑?guī)劃》將Pb、Hg、Cd、Cr和As列為需要重點防控的第一類污染物，將Tl、Mn、Bi、Ni、Zn、Sn和Cu等列為重點防控的第二類污染物。按照這一規(guī)劃，采礦、冶煉、鉛蓄電池、皮革及其制品、化學原料及其制品五大行業(yè)成為重金屬污染防治的重點行業(yè)，并且明確到2015年，重點區(qū)域重點重金屬污染物排放量比2007年減少15%，非重點區(qū)域重點重金屬污染物排放量不超過2007年水平，使重金屬污染得到有效控制。

由于大氣中的重金屬主要結(jié)合在大氣顆粒物上進行遷移與轉(zhuǎn)化，粒徑較小的氣溶膠及其吸附的重金屬會通過干、濕沉降2個過程降落到地表，粒徑>10μm的顆粒及其吸附的重金屬會通過干沉降過程降落到地表，因此除了有效控制重金屬的源排放以外，控制大氣顆粒物的排放對于大氣沉降重金屬污染的防控也至關(guān)重要。大氣塵源包括土壤塵、煤煙塵、鋼鐵塵、水泥等建材塵和交通塵等，除了土壤塵主要受風力、土壤表面性質(zhì)等自然因素的影響外，其它來源的塵都可以通過相關(guān)措施得以有效控制。對于煤煙塵、鋼鐵塵、水泥等建材塵，可以從不斷提高管理水平，優(yōu)化工藝和除塵設(shè)備等方面著手減少塵的排放。對于交通塵，可以通過控制機動車數(shù)量，及時清掃路面，減少路面揚塵量等措施降低塵的排放。

由于某些植物葉片不僅能有效吸附顆粒物，并且可以通過葉片吸收大氣中的重金屬，因此可以選育部分顆粒吸附性能和重金屬吸收效率較高的植物品種，結(jié)合當?shù)貧夂驐l件，在城市區(qū)域進行大規(guī)模引種，部分替代當?shù)氐木G化植被，增加城市綠化面積，通過植物修復有效控制大氣沉降重金屬污染。

[1] 張磊,王起超,李志博等.中國城市汞污染及防治對策[J].生態(tài)環(huán)境,2004,13(3)：410-413.

[2] Mason R P, Lawson N M, Sheu G R. Annual and seasonal trends in mercury deposition in Maryland [J]. Atmospheric Environment, 2000, 34： 1691-1701.

[3] Sabin L D, Schiff K C. Dry atmospheric deposition rates of metals along a coastal transect in southern California [J]. Atmospheric Environment, 2008, 42： 6606-6613.

[4] Kloke A S. Changing metal cycles and human health [M]. Berlin： Springer-verlag, 1984, 113-141.

[5] 鄒海明,李粉茹,官楠等.大氣中TSP和降塵對土壤重金屬累積的影響[J].中國農(nóng)學通報,2006,22(5)：393-395.

[6] Wong C S C, Li X D, Zhang G, et al. Atmospheric deposition of heavy metals in the Pearl River Delta, China [J]. Atmospheric Environment, 2003, 37： 767-776.

[7] Sun C, Bi C, Chen Z, et al. Assessment on environmental quality of heavy metals in agricultural soils of Chongming Island, Shanghai city [J]. Journal of Geographical Sciences, 2010, 20： 135-147.

[8] Pandey J, Shubhashish K, Pandey R. Monitoring the atmospheric deposition of heavy metals at source and non-source oriented sites of Varanasi, India [J]. Asian Journal of Water, Environment and Pollution, 2010, 7： 7-14.

[9] Guo Y, Feng X, Li Z, et al. Distribution and wet deposition fluxes of total and methyl mercury in Wujiang River Basin, Guizhou, China [J]. Atmospheric Environment, 2008, 42： 7096-7103.

[10] Conaway C H, Mason R P, Steding D J, et al. Estimate of mercury emission from gasoline and diesel fuel consumption, San Francisco Bay area, California [J]. Atmospheric Environment, 2005, 39： 101-105.

[11] Zhang L, Wong M H. Environmental mercury contamination in China： Sources and impacts [J]. Environment International, 2007, 33： 108-121.

[12] Xiu G L, Jin Q, Zhang D, et al. Characterization of size-fractionated particulate mercury in Shanghai ambient air [J]. Atmospheric Environment, 2005, 39： 419-427.

[13] Chen J, Tan M, Li Y, et al. A lead isotope record of shanghai atmospheric lead emissions in total suspended particles during the period of phasing out of leaded gasoline [J]. Atmospheric Environment, 2005, 39： 1245-1253.

[14] Liang F, Zhang G L, Tan M G, et al. Lead in children’s blood is mainly caused by coal-fired ash after phasing out of leaded gasoline in Shanghai [J]. Environmental Science and Technology, 2010, 44： 4760-4765.

[15] Sun Y, Zhuang G S, Zhang W J, et al. Characteristics and sources of lead pollution after phasing out leaded gasoline in Beijing [J]. Atmospheric Environment, 2006, 40： 2973-2985.

[16] Adachi K, Tainosho Y. Characterization of heavy metal particles embedded in tire dust [J]. Environment International, 2004, 30： 1009-1017.

[17] Johansson K, Bergb?ck B, Tyler G. Impact of atmospheric long Range transport of lead, mercury and cadmium on the Swedish forest environment [J]. Water, Air and Soil Pollution, 2001, 1： 279-297.

[18] 匡少平,張書圣.環(huán)境激素污染研究進展及污染防治[J].環(huán)境污染治理技術(shù)與設(shè)備,2002,3(6)：8-12.

[19] Sorahan T, Lancashire R .J. Lung cancer mortalityin a cohort of workers employed at a cadmium recovery plant in the United States： An analysis with detailed job histories [J]. Occupational and Industrial Medicine, 1997, 54： 194-201.

[20] Pandey J, Pandey U. Accumulation of heavy metals in dietary vegetables and cultivated soil horizon in organic farming system in relation to atmospheric deposition in a seasonally dry tropical region of India [J]. Environmental Monitoring and Assessment, 2009, 148：61-74.

[21] Hovmand M F, Kemp K, Kystol J, et al. Atmospheric heavy metal deposition accumulated in rural forest soils of southern Scandinavia [J]. Environmental Pollution, 2008, 155： 537-541.

[22] Moolenaar S W, Van Der Zee S E A T M, Lexmond T M. Indicators of the sustainability and heavymetal management in agro-ecosystem [J]. Science of the Total Environment, 1997, 201： 155-196.

[23] Kaur R, Rani R. Spatial characterization and prioritization of heavy metal contaminated soilwater resources in periurban areas of national capital territory (NCT), Delhi [J]. Environmental Monitoring and Assessment, 2006, 123： 233-247.

[24] 章明奎,劉兆云,周翠.鉛鋅礦區(qū)附近大氣沉降對蔬菜中重金屬積累的影響[J].浙江大學學報 (農(nóng)業(yè)與生命科學版),2010,36(2)：221-229.

[25] Pandey J, Pandey R, Shubhashish K. Airborne heavy metal contamination to dietary vegetables：A case study from India [J]. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 2009, 83： 931-936.

[26] Cui Y J, Zhu Y G, Zhai R H, et al. Transfer of metals from soil to vegetables in an area near a smelter in Nanning, China [J]. Environment International, 2004, 30：785-791.

[27] Jiang G, Shi J, Feng X. Mercury pollution in China [J]. Environmental Science and Technology, 2006, 40： 3672-3678.

[28] Davis S, Waller P, Buschbom R, et al. Quantitative estimates of soil ingestion in normal children between the ages of 2 and 7 years： population-based estimates using aluminium, silicon, and titanium as soil tracer elements [J]. Arch Environment Health, 1990, 45： 112-122.

[29] Chen Y, Wang J, Shi G, et al. Human health risk assessment of lead pollution in atmospheric deposition in Baoshan District, Shanghai [J]. Environmental Geochemistry and Health, 2011, 33： 515-523.