基于GIS的上海市不同功能区土壤重金属污染评价及健康风险评估

张施阳

上海市环境科学研究院

随着快速城市化和工业化的进程，土地利用方式复杂多变，包括工业排放、城市交通、市政工程、农业生产等在内的人类活动对城市土壤环境造成不同程度的污染，其中城市土壤重金属污染问题已成为国内外土壤环境领域的研究热点[1-2]。重金属作为一种不能降解且毒性强的污染物，不仅会引起土壤质量退化，造成生态功能破坏，还可通过土壤扬尘的皮肤接触、呼吸摄入以及口腔意外摄入等方式直接进入人体，从而危及人类健康[3-4]。

目前针对城市土壤重金属的含量、来源、环境风险以及健康风险等开展的研究发现，包括Cd、Zn、Cu等在内的重金属污染存在不断累积的趋势，且对城市生态、人居环境以及民众健康构成了潜在威胁，需要引起足够重视[5-8]。如刘梦梅等[9]发现西安城市土壤中Pb、Cu等含量较为突出，且不同功能区重金属的生态风险及健康风险均存在一定差异。Chonokhuu等[10]对蒙古乌兰巴托等城市土壤中重金属开展健康风险评估，结果表明，各功能区土壤重金属非致癌风险小于阈值，不会对人体造成健康危害。Yadav等[11]分析发现尼泊尔4个主要城市受Zn污染严重，各功能区重金属对儿童的致癌风险及非致癌风险均大于成人。上述研究均从城市功能分区入手，从污染指数和人体健康2个方面对土壤重金属污染进行评价，但未从土地利用方式的角度体现各功能区敏感受体的差异。

上海市是长江三角洲城市群的核心城市，快速发展不仅带来了经济上的腾飞，也带来了土壤环境污染，其重金属污染问题已引起学者们的广泛关注。目前，对上海市土壤重金属研究主要集中于农田[12]、公园[13]等特定功能土壤重金属浓度特征以及宝山[14]、徐汇[15]等单个或多个行政区的重金属污染分异特征。从重金属污染指数和人体健康2个方面综合评估污染风险，并结合空间分布的角度进一步解析污染的研究鲜见报道。笔者以上海市6种不同功能区（公园、交通、教育、居住、企业、农田）土壤为研究对象，测定土壤中重金属 As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb、Zn 浓度，采用污染指数法（单因子指数和内梅罗综合指数）对重金属污染水平进行评价，运用基于土地利用类型的健康风险模型对重金属人体健康风险进行评估，并从空间分布以及功能划分2个角度对不同重金属污染程度进行分析，以期为了解上海市土壤重金属污染水平及风险提供参考。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

上海市（120°52′E～122°12′E，30°14′N～31°53′N）地处长江三角洲东缘，东临东海，北、西分别与江苏、浙江2省相接，总面积为6 304.5 km2，2020年底全市共有常住人口2 487.09万人。属亚热带季风气候，四季分明，日照充分，年均气温为17.6 ℃，年均降水量为1 173.4 mm。全市下辖16个区，其中包括虹口、普陀在内的7个行政区为中心城区，目前已遍布居住区、文教区，交通路网密集；另外包括闵行、宝山在内的近郊区，分布有市、区、镇三级工业园区以及规模不一的工业企业；而奉贤、青浦等为远郊地区，农业较为发达。

1.2 采样点位布设及样品采集

图1 研究区采样点位示意Fig.1 Sampling locations of the study area

1.3 样品分析

土壤样品中 As、Cd、Cr、Cu、Ni、Pb、Zn 浓度参照HJ 803—2016《土壤和沉积物 12种金属元素的测定 王水提取-电感耦合等离子体质谱法》测定，Hg浓度参照HJ 680—2013《土壤和沉积物汞、砷、硒、铋、锑的测定 微波消解/原子荧光法》测定。As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb、Zn 在土壤样品中的检出限分别为 0.6、0.07、2、0.5、0.002、2、2和7 mg/kg。

设置了包含方法空白样品、空白加标样、实验室质控样品和平行样品在内的质控样品。其中，方法空白样品的检测结果均低于检出限，避免了测试过程中的二次污染；空白加标样测试的加标回收率为94.6%～103%，实验室质控样品和平行样品的相对偏差为0～14.73%，保证了土壤样品分析的精密性和准确性。

1.4 数据处理

1.4.1 土壤污染评价

采用单因子指数（Pi）和内梅罗综合指数（Pn）对研究区土壤重金属污染进行评价，计算方法及污染等级划分标准参照文献[16]。计算过程中各重金属的参比值选用上海市土壤背景值[17]。

1.4.2 人体健康风险评估

参考HJ 25.3—2019《建设用地土壤污染风险评估技术导则》以及国内外相关研究成果[18-20]，对不同功能区表层土壤重金属开展人体健康风险评估。根据导则中对建设用地的分类，功能区中的居住用地、公园绿地、教育用地属第一类建设用地，需考虑儿童期的暴露危害；交通用地和企业用地属第二类用地，暴露受体仅为成人；另外农田不属于建设用地范畴，考虑其用地性质较为敏感且周边以宅基地居多，故以居住用地对其进行评价。不同功能区的敏感受体及其关键暴露参数取值参见表1，据此计算各受体通过口腔摄入、皮肤接触以及呼吸吸入3种暴露途径下的暴露量。本研究的8种重金属均具有非致癌风险，其中As、Cd、Ni同时还具有致癌风险，毒性参数取值依据导则以及文献[21]，3种暴露途径下各重金属的致癌斜率因子（SF）和非致癌参考剂量（RfD）见表2。居住、公园、教育用地类型下，需考虑儿童受体，根据儿童期暴露来评估重金属的非致癌风险，并根据儿童期和成人期的暴露来评估重金属的终生致癌风险；交通、企业功能类型下，仅考虑成人期的暴露来评估重金属风险水平。根据导则中给定的计算公式采用单点评估法分别计算样品中各重金属的致癌风险（CR）和非致癌风险（HQ）,以及各点位的总致癌风险（TCR）和总非致癌风险（THQ）。

表1 不同功能区敏感受体及其暴露参数Table 1 Sensitive receptors and exposure parameters of different functional areas

表2 重金属RfD及SF取值Table 2 Slope factor and reference dose of HMs

1.4.3 分析方法

采用SPSS 26.0软件对土壤重金属浓度、污染指数、健康风险水平进行统计分析；采用ArcGIS 10.8软件对土壤采样点位重金属指标进行分析及呈现。

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2 结果与讨论

2.1 土壤重金属浓度水平及分布特征

研究区土壤样品的pH为7.23～9.65，偏碱性。表层土壤中8种重金属浓度的统计性描述见表3。由表 3可知，土壤中 As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb、Zn浓度平均值分别为8.03、0.22、62.73、35.52、0.19、33.67、29.54和116.78 mg/kg，其中 Hg、Cd、Pb、Cu的变异系数大于或接近1，明显高于其余4种重金属，表明这4种重金属在不同点位之间的浓度差异相对较大。赵靓等[22]针对北方某城市中心区绿地土壤的研究也表明，Hg、Pb、Cd变异程度较高，说明其易受交通、城市建设和商业活动等人为影响。峰度和偏度主要用来衡量数据的分布状态，各重金属的偏度均大于0，属于正偏斜，表明土壤重金属浓度分布受到不同程度的外部干扰[23]。除As、Cr、Zn外其余重金属峰度均较高，属于高峰态，说明浓度偏高的点位较多[24]。土壤中 Cd、Cu、Hg、Pb和Zn 5种重金属平均浓度超过了上海市土壤背景值[17]，表明研究区部分土壤受外部输入的影响较大。

表3 土壤重金属浓度统计性描述Table 3 Descriptive statistics of soil heavy metals

与国内其他城市土壤相比，本研究中Ni浓度比大多数城市高，据李胤[25]等研究表明，上海市土壤Ni主要受成土母质影响。 研究区As、Cd、Pb浓度处于较低水平，仅部分大型及中小城市浓度略低于本研究区；Cr、Cu、Hg、Zn浓度处于中等水平，与北京[26]、天津[27]等超大城市浓度水平相当（表4），高于呼和浩特[38]、商丘[41]等工业发展历史较短的城市，低于东北重工业代表城市沈阳[32]以及国内化工基地城市宁波[37]；与文献报道中各城市的平均浓度相比，研究区土壤重金属浓度总体属于较低污染水平，这与近年来上海市重视污染管理以及相关土壤修复工作密切相关。

表4 国内不同城市土壤重金属平均浓度比较Table 4 Comparison of heavy metal mean concentrations in urban soils from different cities of Chinamg/kg

利用反距离插值法（IDW）得到土壤中各重金属浓度空间分布，结果如图2所示。由图2可知，Pb、Cd、Hg高浓度集中于中心城区，而郊区的浓度普遍较低。已有研究[43]也表明，城市土壤中部分重金属会严重富集，出现“岛屿现象”。Cu、Zn高浓度区域不仅出现在中心城区，郊区个别企业周边土壤中同样呈现高浓度水平，这些重金属广泛应用于汽车、电子、机械、化工等多行业的生产过程，是特定行业的主要特征物[45]；As、Cr、Ni污染区域零星分布于研究区内，主要来自点源污染。虽然从研究区全域尺度来看，8种重金属仍处于轻污染水平，但在城市中心区以及城郊企业等区域浓度水平也较高，需要引起关注，特别是局部性特征突出的重金属，如Hg、Cd、Pb等。针对上海典型工业场地的调查[46]也表明，Hg、Cd、Pb在本市部分行政区表层土壤中存在明显累积。

图2 上海市表层土壤重金属浓度空间分布Fig.2 Spatial distribution of heavy metal concentrations in surface soil of Shanghai City

2.2 不同功能区土壤重金属污染特征

不同功能区土壤重金属浓度对比如表5所示。由表5可知，不同功能区土壤重金属污染变化可总结为3种类型：1）在单一功能区（企业、交通等）中重金属浓度水平显著高于其他多个功能区，如交通区的Hg和Pb浓度与其他功能区存在显著差异（P＜0.05）；企业区的Cu和Ni浓度显著高于公园、交通、农田等区域（P＜0.05）；居住区的Cr浓度显著高于公园、教育等功能区（P＜0.05）。2）除农田中重金属浓度较低外，其余功能区均较高，如Zn、Cd。3）各区浓度水平不存在显著差异，如As，其主要来源于煤炭燃烧。研究[47]表明，上海市煤炭消费比例逐年下降，能源结构已发生显著变化。

表5 上海市不同功能区土壤重金属浓度对比Table 5 Comparison of heavy metal concentrations in soil of different types of function areas of Shanghai City mg/kg

从功能区来看，工业活动导致重金属聚集现象明显，Cu、Cr、Zn、As在企业区土壤中均处于较高水平，这些重金属在城市土壤中主要来源于工业污染源，排放的废物通过大气沉降等形式进入土壤且不断累积[37]。交通区土壤中以Zn、Pb、Cd、Hg污染为主，说明这几种重金属的高浓度分布与交通流量密集区相关。研究表明，Cd、Zn、Pb主要来源于轮胎的老化以及刹车片等零部件的磨损，另外汽车尾气的排放也可能导致土壤中Hg浓度升高[48-50]。居住区土壤中Cr浓度较高，这与刘宇峰等[42]的研究结果类似，可能与小区内地面停放车辆较多以及主干道车流量较大相关。公园及教育区土壤中各重金属浓度均处于中等水平，而农田土壤中重金属为较低水平。

2.3 土壤重金属污染评价

不同功能区各重金属的污染评价指数见表6。由表6可知，在不区分功能区的情况下，不同重金属的 Pi表现为 Hg＞Cd＞Zn＞Cu＞Pb＞As＞Cr＞Ni，除 As、Cr和Ni外，其余重金属的Pi均值皆大于1，表明土壤中重金属受到人为干扰并有一定程度累积。采用Pn评价土壤重金属综合污染状况，结果显示，城市综合污染指数的平均值为2.02，属中度污染水平。为了综合反映上海市土壤重金属污染空间分布特征，绘制了各点位Pn的分级情况以及空间插值，结果如图3所示。由图3可知，10%的采样点Pn大于3，属于重度污染，其中6个点位位于城市中心，1个位于郊区企业用地；中度污染点位（15.7%）也主要分布于中心城区以及宝山、闵行、金山等工业密集区；城市郊区农田均为无污染到轻度污染水平。总体来看，高污染指数区域主要位于中心城区，同时向西部以及东北部方向延伸，呈带状分布，这与市区密集的交通路网以及工业企业聚集区分布密切相关，王幼奇等[39]对银川市的研究也表明了这一点。

图3 上海市土壤中重金属Pn分布Fig.3 Spatial distribution of the composite pollution index for HMs in soils of Shanghai City

表6 上海市不同功能区重金属污染评价指数Table 6 Evaluation indexes of HMs pollution in different functional areas of Shanghai City

不同功能区Pn为1.29～3.21，存在一定差异，各功能区的Pn依次为交通区＞企业区＞公园区＞居住区＞教育区＞农田区。其中，交通区达重度污染；企业区为中度污染；其他区域为轻度污染。李有文等[44]对白银市土壤污染状况调查显示，该市工业区和交通区Pn远大于3，受重金属污染相当严重。土壤中Hg总体为轻度污染，但在交通区呈现重度污染特征；同样的，Cd在交通区为中度污染，在农田区为无污染，在其余区域为轻度污染；Zn在所有功能区都呈现为轻度污染；Cu在企业区表现为中度污染，其余区域为无污染至轻度污染；Pb除农田区为无污染外，在其余区域为轻度污染；As、Cr、Ni在各区域都为无污染。从污染指数评价的角度来说，交通及企业相关区域污染程度较重，且Cu、Hg、Cd污染指数较高。

2.4 土壤重金属健康风险评估

根据重金属浓度数据及人体健康暴露模型计算得到各功能区下敏感受体经口腔、呼吸、皮肤等接触途径的重金属致癌风险及非致癌风险平均值见表7，同时基于各点位的TCR及THQ绘制空间分布图，结果如图4所示。

美国国家环境保护局认为非致癌风险大于1时会对人体健康产生危害。由表7可知，不同重金属的 非 致 癌 风 险 顺 序 依 次 为As＞Pb＞Ni＞Hg＞Cu＞Zn＞Cd＞Cr，均未超过风险可接受水平。各功能区THQ从高到低依次为居住区＞农田区＞教育区＞交通区＞企业区＞公园区，均值皆小于非致癌风险可接受水平。As、Pb、Ni是影响各功能区非致癌风险的主要因素，在每个功能区的贡献率之和均超过90%。由图4(a)可知，5个采样点THQ高于风险可接受水平，均位于偏东部区域，而Pn较高的中心城区绝大多数点位均处于非致癌风险可接受水平范围内。

图4 土壤重金属致癌风险及非致癌风险空间分布Fig.4 Spatial distribution of TCR and THQ for HMs in soils

表7 上海市不同功能区土壤重金属健康风险评价结果Table 7 Results of health risk assessment of heavy metals in soil in different functional areas

根据风险评估导则，致癌风险的阈值为10-6。不同重金属的致癌风险顺序依次为As＞Ni＞Cd，除公园区外，其他功能区As的致癌风险均大于10-6，最高达1.26×10-5，超过风险可接受水平。但也有文献表明，致癌风险在10-6～10-4也可以接受[51]。对于As来说，只有一部分具有生物可给性，可以被人体吸收，研究表明[52]，肠胃阶段仅吸收As总量的15%，因此现有模型对As的风险评估结果过于保守，对于各功能区风险的相对大小更具说明意义。各功能区重金属致癌风险表现为企业区＞交通区＞居住区＞农田区＞教育区＞公园区。CRAs对TCR的贡献率达95%以上，故土壤As是各功能区主要的致癌风险污染物。因此土壤重金属致癌风险在空间分布上，主要受As浓度及用地类型的影响，风险高值区出现在中心城区及南部郊区，低风险区域主要位于北部及东部郊区，且在中心城区呈现零星分布的特征〔图 4(b)〕。

3 结论

（1）研究区表层土壤 As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb、Zn浓度平均值分别为 8.03、0.22、62.73、35.52、0.19、33.67、29.54和116.78 mg/kg，其中 Cd、Cu、Hg、Pb和Zn平均浓度超过上海市土壤背景值。Hg、Cd、Pb、Cu等受人为活动影响较大，高浓度点位主要分布在中心城区。与已报道的国内其他城市相比，土壤重金属浓度总体处于较低污染水平。

（2）污染指数计算结果显示，不同重金属污染程度依次为 Hg＞Cd＞Zn＞Cu＞Pb＞As＞Cr＞Ni。不同功能区Pn依次为交通区＞企业区＞公园区＞居住区＞教育区＞农田区，其中交通区及企业区分别呈重度和中度污染。交通区中Cd、Hg以及企业区中Cu为中度至重度污染外，其余元素在各功能区及整个研究区均为无污染～轻度污染。

（3）人体健康风险评估结果表明，各功能区致癌风险依次为企业区＞交通区＞居住区＞农田区＞教育区＞公园区，As是各区主要的致癌风险污染物；非致癌风险依次为居住区＞农田区＞教育区＞交通区＞企业区＞公园区，As、Pb、Ni是影响各功能区非致癌风险的主要因素。对研究区土壤的重金属污染指数以及健康风险评价结果进行空间分析，得到城市重金属污染的重点区域不尽相同。

（4）污染指数法、健康风险评估2种评价方式比较的重金属侧重点不同，在重金属单项污染分析、不同功能区风险评价以及空间分布等方面差异较大，污染指数法分析污染状况与土壤背景之间的差异，考察外源污染对环境的影响，而健康风险评估更突出了污染物毒性及用地功能的差异，考察污染物对人体的影响。在实际工作中二者可结合使用，以保证土壤污染状况研判的全面性和准确性。