王麗麗,金囝囡,武志宏,雷文凱,李曉秀,趙文吉（首都師范大學資源環(huán)境與旅游學院,北京 100048）

揚塵是城市顆粒物污染的主要來源之一[1-2],建筑物建造與拆遷過程中產(chǎn)生的施工揚塵是大氣揚塵源的重要組成部分[3-4],具有復雜性、隨機性和不確定性[5].建筑施工揚塵主要包括場地內(nèi)進行不同施工活動時排放的顆粒物,如建筑物拆遷、混凝土澆筑、樓面主體作業(yè)等[6-7].Li等[8]利用WRF-Dust模型對關中盆地揚塵源進行了模擬,并把模擬結果與17個監(jiān)測站點的實際測量結果進行了對比,發(fā)現(xiàn)建筑揚塵對城市揚塵濃度的貢獻最大.在國內(nèi)的其他城市中,建筑施工揚塵產(chǎn)生的 PM10濃度可達到20μg/m3,平均占當?shù)卮髿?PM10濃度的 10%～20%[9-10];而建筑施工揚塵對 PM2.5的濃度貢獻可達9.6μg/m3[11].由此可見,建筑揚塵對空氣造成的污染已經(jīng)不容小覷.

建筑物施工時排放的揚塵,顆粒較大的沉降在污染源附近形成降塵,顆粒較小的隨氣流飄散到更遠的地方[12-13].空氣中的有毒有害金屬容易隨降塵吸附在植物葉片表面、水體和土壤中,最終通過營養(yǎng)富集對生態(tài)和人類健康造成嚴重危害[14].例如,Zn進入人體后可引發(fā)多種疾病[15];Cr、Cd、Ni、Pb等重金屬在一定程度上可誘發(fā)癌癥[16-17].王燕[18]研究發(fā)現(xiàn)城市揚塵PM10中As對成人和兒童健康構成了較強的非致癌風險.欒慧君等[19]研究發(fā)現(xiàn)徐州北郊第四季度降塵中Cu、Pb、Cd的污染程度在中度和偏重度以上,并且降塵中As對兒童存在一定的致癌風險.Pan等[20]分析了京津冀地區(qū)不同粒徑大氣顆粒物樣品中的重金屬,發(fā)現(xiàn)樣品中As、Pb、Ni、Cd和 Mn的年均值超過了 WHO（World Health Organization）規(guī)定的可接受限值.楊楊[21]對建筑施工揚塵組分進行分析發(fā)現(xiàn),揚塵中 Zn的含量較高.Farfel等[22]對三個建筑物拆遷工地周圍的降塵、地面積塵樣品中的Pb進行監(jiān)測發(fā)現(xiàn),三個場地在拆遷時周邊大氣中Pb的平均沉降量比拆遷前增加了40倍.目前正值各省市棚戶區(qū)改造與城市擴張的高峰期,城市內(nèi)部出現(xiàn)了大量的建筑施工場地,其施工過程中產(chǎn)生的揚塵在污染環(huán)境的同時也對人體健康造成了危害.而國內(nèi)外學者針對建筑施工揚塵的研究大多集中在建筑施工揚塵排放因子的測算[10,23]、建筑施工揚塵的擴散規(guī)律與排放量的測算[11-12],以及建筑施工揚塵排放模型的建立[24-25]等三個方面,因此加強對建筑施工揚塵重金屬污染及健康風險評價的研究具有重要的現(xiàn)實意義.本文對北京地區(qū)兩種不同類型建筑施工場地進行降塵監(jiān)測,探討了建筑施工降塵中8種重金屬的污染特征以及潛在的健康風險,以期為建筑施工揚塵的治理和管控提供科學有效的依據(jù).

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

本文選擇的建筑物拆遷、建筑物主體建設研究區(qū)均位于北京市海淀區(qū).該區(qū)作為北京市疏散城市人口與城市中心產(chǎn)業(yè)的主力區(qū)域之一,近些年隨著棚戶區(qū)改造、違法建筑拆除、老舊小區(qū)改造等項目的實施,城市內(nèi)部涌現(xiàn)了大量建筑施工場地.經(jīng)實地勘查發(fā)現(xiàn),建筑物拆遷研究區(qū)產(chǎn)生的建筑垃圾主要由碎玻璃、渣土、碎磚石、廢瓷磚、廢石膏板、廢金屬組成,而建筑物主體建設階段產(chǎn)生的建筑垃圾主要為廢金屬、渣土和磚石.建筑物拆遷面積約為0.7萬m2,建筑物高約 21m;主體建設面積約為9萬m2.

1.2 樣品采集與處理

研究區(qū)周邊大氣降塵采樣嚴格按照《環(huán)境空氣降塵的測定 重量法》（GB/T 15265—1994）[26]執(zhí)行.降塵缸采用高（30±0.2）cm、內(nèi)徑（14±0.17）cm、缸底平整且光滑的圓筒形玻璃缸.降塵缸均固定在樹上或電線桿上,距離地面高約 5m,布點時避開高大建筑物的遮擋,無特殊情況外,布點位置至少遠離道路 50m.兩個研究區(qū)周邊均分布有道路及居民區(qū),無工業(yè)污染源.所選拆遷建筑物周邊有多棟高大建筑物遮擋,采用十字布點法,共計布設 8個監(jiān)測點（圖 1a）,采樣時間為2019年4月,采集時長為10d,收回有效樣品數(shù)8個,由于建筑物拆遷時間較短,拆遷過程中產(chǎn)生的大氣揚塵主要受到風向風速以及周邊地形的影響[12-13,27],并且建筑揚塵飄散范圍有限,故本文主要選取研究區(qū)周邊250m以內(nèi)的6個降塵監(jiān)測點作為研究對象.建筑物主體建設研究區(qū)周邊居民區(qū)分布較均勻,且無高大建筑物遮擋,布點時以建筑物主體建設區(qū)域為中心,在其四周1.5km范圍內(nèi)采用降塵缸置于采樣點前,加入60mL乙二醇抑制藻類及微生物的生長,隨后加入200mL蒸餾水保持缸底濕潤以減小二次起塵的影響.為避免降塵缸運輸以及安置過程中產(chǎn)生的塵土對樣品造成影響,使用塑料薄膜密封缸口,直至降塵缸在采樣點處固定好再將薄膜取下.按月檢查降塵缸是否丟失、損壞,視采樣情況補加蒸餾水,并及時做好記錄.樣品采集完成后,借助鑷子夾取收集液中昆蟲、樹葉等異物的同時,使用蒸餾水沖刷異物上存留的降塵,隨后使用淀帚將缸壁上吸附的塵土也轉(zhuǎn)移到收集液中.蒸發(fā)和烘干樣品前,先將空蒸發(fā)皿和瓷坩堝放置在 105℃烘箱內(nèi)烘干 3h,烘干后置于干燥器內(nèi)冷卻,使用 1/105精度的電子天平（Sartorius,精密度為0.01mg）稱量兩次,兩次重量之差＜0.4mg,否則重新稱量.為除去乙二醇的影響,蒸發(fā)樣品的同時設置兩組乙二醇水溶液空白樣品.蒸發(fā)完成后,將帶有樣品的蒸發(fā)皿和瓷坩堝按上述方法烘干、稱重.樣品和其所在蒸發(fā)皿、瓷坩堝的總重量減去對應空蒸發(fā)皿、空瓷坩堝的重量即為收集到樣品的重量,重量單位為g.

圖1 大氣降塵采樣點分布示意Fig.1 Sampling points of dust fall

1.3 樣品分析

采用微波消解-電感耦合等離子體質(zhì)譜儀（ICP-MS）的方法測定降塵樣品中的重金屬元素及其他無機元素.使用1/105精度的電子天平稱取0.1g樣品置于 50mL的聚四氟乙烯消解罐中,依次加入6mLHNO3、2mLH2O2和 0.2mLHF,使用 CEM-MARS進行微波消解.降塵樣品消解完成并且冷卻后,將消解完全的樣品轉(zhuǎn)移至聚酯瓶內(nèi),并使用去離子水定容至100mL.最后通過ICP-MS（Agilent 8800）測定降塵樣品中 As、Pb、Cd、Cr、Cu、Zn、Ni、Mn等 8種重金屬的化學元素質(zhì)量分數(shù).樣品測定過程中,以美國地質(zhì)調(diào)查局玄武巖標準物質(zhì)（BCR-2、BHVO-2）、國家海洋沉積物一級標準物質(zhì)GWB07315、GBW07316作質(zhì)量監(jiān)控[28],元素測定的相對標準偏差和相對誤差均控制在±3%以內(nèi),每批樣品均設置 3個空白對照,樣品測試完成后均已扣除了空白樣品的元素含量.

1.4 樣條函數(shù)插值法（Spline）

樣條函數(shù)插值可以生成最優(yōu)平滑原理的曲面,并使用樣本點以最小曲面曲率擬合平滑曲線[229-30].其原理為:首先構造滿足曲率最小化條件的樣條函數(shù)可以用下列樣條函數(shù)表示[31]:

式中:T（x,y）為趨勢函數(shù);Φ為徑向基函數(shù);ai為待定系數(shù);N為采樣點數(shù)量;φ為控制生成曲面的張力因子;E1為指數(shù)積分函數(shù);CE=0.577215;r為鄰域半徑.在樣本數(shù)據(jù)量有限的情況下,樣條函數(shù)插值法可以生成更高精度的插值結果[32],所以本研究選擇樣條函數(shù)插值法對研究場地降塵中的重金屬元素進行空間分析.

1.5 健康風險評價

1.5.1 暴露量計算 國內(nèi)目前針對重金屬的健康風險評價方法主要采用美國環(huán)保署（US EPA）推薦的土壤健康風險模型,并對健康風險模型的部分參數(shù)進行了修正[33].由于 EPA只給出了致癌重金屬Cd、Ni、Cr經(jīng)呼吸途徑的暴露量參考值,并未給出經(jīng)手-口攝食、皮膚接觸 2種途徑下的暴露量參考值,因此本研究中只考慮致癌重金屬經(jīng)呼吸暴露途徑可能誘發(fā)的致癌風險.暴露計算公式如下[19,34-35]:

式中:C表示重金屬質(zhì)量分數(shù),mg/kg;ADDing表示經(jīng)手-口攝食途徑的降塵顆粒日平均暴露量,mg/（kg·d）;ADDinh表示經(jīng)呼吸途徑的降塵顆粒日平均暴露量,mg/（kg·d）;ADDderm表示經(jīng)皮膚接觸途徑的降塵顆粒日平均暴露量,mg/（kg·d）;公式中其余參數(shù)的取值和含義見表1.

表1 重金屬日均暴露量取值及模型參數(shù)含義Table 1 Average daily dose of heavy metals and the meaning of the model parameters

1.5.2 健康風險表征 IRIS（綜合風險信息數(shù)據(jù)庫）和 IARC（國家癌癥研究機構）的研究結果表明,Zn、Mn、Cu、Pb具有慢性非致癌風險,Cr、Ni、As、Cd具有致癌風險.重金屬的非致癌風險計算公式如下所示[34-35]:

式中:HQ代表某種重金屬通過某一途徑的非致癌風險商（無量綱值）;RfD表示某一途徑的參考劑量,mg/（kg·d）;HI表示所有單項重金屬在多種暴露途徑下的總非致癌風險;當 HI（HQ）＞1時,存在非致癌風險,當HI（HQ）1時,風險較小或可忽略.

重金屬的致癌風險計算公式如下所示[33-35]:

式中:Risk代表某種重金屬通過某一途徑的致癌風險（無量綱值）;SF表示致癌斜率因子,（kg·d）/mg;TCR表示單項重金屬在多種暴露途徑下的總致癌風險;TCR（Risk）＜10-6時,存在的致癌風險較小或可忽略該致癌風險,當 TCR（Risk）處于 10-6～10-4時,致癌風險在人體可接受范圍內(nèi),當 TCR（Risk）＞10-4時,存在嚴重的致癌風險.8種重金屬的參考劑量和致癌斜率因子見表2[39,41-44].

表2 八種重金屬的參考劑量和致癌斜率因子Table 2 Reference doses and carcinogenic slope factors of 8heavy metals

2 結果與討論

2.1 降塵中重金屬平均含量水平由圖 2可知,建筑物拆遷降塵中8種重金屬含量大小順序為Zn＞Mn＞Cu＞Cr＞Pb＞Ni＞As＞Cd,而建筑主體建設降塵中As的含量高于 Ni,其余重金屬含量順序與建筑物拆遷階段相同.從重金屬含量上看,同一施工階段降塵中重金屬含量之間的差異較大,而同種重金屬在不同施工階段之間的含量差異普遍較小.從重金屬組成上看,建筑物拆遷降塵中Zn的含量最高,占8種重金屬總含量的80.5%;建筑主體建設降塵中Zn、Mn占比最高,占8種元素總含量的84.7%.

圖2 建筑物拆遷與主體建設研究區(qū)降塵中重金屬含量均值變化Fig.2 Variation of heavy metal average contents in dust in both study area of building demolition site and main construction site

建筑物拆遷以及主體建設施工時產(chǎn)生的降塵中8種重金屬的變異系數(shù)、平均值以及背景比值如表3所示.重金屬背景值為北京市A層土壤元素的算術平均值[45],背景比值為各重金屬的含量均值與相應元素的背景值之比.如表 3所示,兩個施工場地降塵中Zn、Mn的平均含量均超過了100mg/kg,Cr、Cu、Pb、Ni、As的平均含量處在 1～100mg/kg 之間,而Cd在兩個場地的平均含量均不足1mg/kg.此外,兩個施工場地降塵中Zn、Cu、Pb、Cd的平均含量均高于北京市土壤元素背景值,建筑物拆遷降塵中Zn、Cu、Pb、Cd的背景比值分別為20.3、3.0、1.7、9.5;建筑主體建設降塵中 Zn、Cu、Pb、Cd的背景比值分別為3.7、1.5、1.2、8.1.兩個場地降塵中Mn、Cu、Cr、Pb、As、Cd的變異系數(shù)在 0.1～0.4之間,建筑物拆遷場地Zn、Ni的變異系數(shù)分別為1.0、0.5,建筑物主體建設場地Zn、Ni的變異系數(shù)分別為0.6、0.9表明Zn、Ni的空間變異程度相對較高.建筑物拆遷降塵中絕大部分重金屬的平均含量高于建筑物主體建設階段（As為主體建設階段大于建筑物拆遷階段）.究其原因可能是建筑物拆遷產(chǎn)生的建筑垃圾中包含大量化學合成建材以及含有油漆的碎石膏板等,這些材料成分復雜,并且含有的Zn、Pb等重金屬含量高于建筑施工時產(chǎn)生的建筑垃圾.

表3 建筑物拆遷與主體建設降塵中重金屬元素統(tǒng)計表Table 3 Statistics of heavy metal contents in dust of building demolition and main construction areas

2.2 重金屬空間分布特征

由圖 3可知,建筑物拆遷場地周邊 5號采樣點Zn的含量最高,其次是拆遷場地內(nèi)部的1號采樣點,而距離拆遷場地較遠采樣點的 Zn含量較低.Mn、As含量的空間變化較為相似,均為由場地中心向南含量先升高后降低,而Mn、As在拆遷場地內(nèi)部的1號采樣點含量較低,在場地周邊的2、3、5號采樣點含量較高.Cr、Ni的空間變異程度較為一致,2種重金屬含量均由拆遷場地內(nèi)部向南先降低再升高,而由拆遷場地內(nèi)部向東的變化趨勢則為逐漸降低.Cu、Cd的最高值均出現(xiàn)在建筑物拆遷場地100m以外的監(jiān)測點,而場地內(nèi)部的含量相對較低.Cr、Pb的最高值出現(xiàn)在拆遷場地內(nèi)部,并且 2種重金屬含量均呈現(xiàn)出沿場地內(nèi)部向東逐漸降低的趨勢.由建筑物拆遷期間研究區(qū)的風向風頻圖可知（圖 4a）,采樣期間研究區(qū)的主導風向是西南偏南風,結合 8種重金屬的空間分布可知,Zn、Cr、Pb、Ni由拆遷場地內(nèi)部向東及東北方的擴散趨勢與主導風向一致.

圖3 建筑物拆遷研究區(qū)降塵中重金屬含量空間分布特征Fig.3 Spatial distribution of heavy metal contents in dust in the building demolition site

建筑主體建設場地產(chǎn)生的降塵中 8種重金屬的空間變化情況如圖5所示.由圖5可知,Zn、Mn、Cr、Pb、Ni、As等6種重金屬的高值區(qū)均出現(xiàn)在場地附近,并且有沿場地中心向四周擴散的趨勢.其中,Zn、Pb、Ni、As等4種重金屬的擴散趨勢相似,均呈現(xiàn)出由場地向東北和西南擴散的趨勢,與采樣期間該研究區(qū)的主導風向一致（圖4b）.Mn、Cr的空間分布特征大致相同,2種重金屬的低值區(qū)均出現(xiàn)在場地的西北以及西南側(cè),同時,2種重金屬含量均由場地向東擴散.Cu元素含量的高值區(qū)出現(xiàn)在場地東側(cè)和北側(cè),而場地西側(cè)和西南側(cè)含量較低.Cd在場地西南側(cè)存在明顯的高值區(qū),低值區(qū)出現(xiàn)在場地的北側(cè)及東側(cè),而場地中心 Cd的含量偏低.雖然不同重金屬元素含量的空間分布特征存在差異,但是絕大部分重金屬含量的空間變化趨勢具有較高的一致性:重金屬含量的最高值普遍出現(xiàn)在建筑物主體建設中心附近,并且由中心向四周呈現(xiàn)不同程度的擴散.

圖4 兩個施工場地采樣期間風向風頻圖Fig.4 Wind direction and frequency diagram during sampling period at the two construction sites

圖5 建筑物主體建設研究區(qū)降塵中重金屬空間分布特征Fig.5 Spatial distribution of heavy metals in dust in the building main construction site

2.3 重金屬含量空間變化趨勢

建筑物拆遷及主體建設降塵中重金屬含量隨采樣點距離的變化情況如圖6所示.建筑物拆遷階段,Zn、Ni、Cr、Pb的含量均值在距拆遷中心100m范圍內(nèi)最高,其次是在 100～150m 范圍內(nèi),在 150～250m范圍內(nèi)最低.Cd、Mn、As、Cu的平均含量在距拆遷中心 100～150m范圍內(nèi)最高,Mn、As的平均含量在 150～250m范圍內(nèi)最低,而 Cd、Cu的平均含量在距離拆遷場地100m范圍內(nèi)最低.這與2.2節(jié)中建筑物拆遷降塵中重金屬含量的空間分布特征較為一致.建筑主體建設階段,Zn、Ni的含量均值隨著采樣距離的增加不斷下降,具體表現(xiàn)為2種重金屬在距主體建設場地150m范圍內(nèi)平均含量最高,在距場地1000～2500m范圍內(nèi)平均含量最低.Mn、Cr、Pb在距主體建設場地中心150m范圍內(nèi)平均含量相對其他距離范圍同樣最高,與Zn、Ni不同的是,Mn、Cr、Pb平均含量的最低值出現(xiàn)在150～500m范圍內(nèi).Cu、As的平均含量在距主體建設場地 500～1000m 范圍內(nèi)呈現(xiàn)最高值,其次是在距場地150m范圍內(nèi)的平均含量相對較高,而最低值出現(xiàn)在150～500m內(nèi).Cd的最高值出現(xiàn)在距場地 150～500m 范圍內(nèi),最低值出現(xiàn)在距場地150m 范圍內(nèi).兩個研究場地降塵中重金屬含量在距研究區(qū)中心不同距離范圍內(nèi)呈現(xiàn)出不同的數(shù)值范圍,究其原因可能是受到風速風向以及采樣時樹葉遮擋的綜合影響.建筑物在拆遷以及主體建設階段產(chǎn)生的大氣降塵主要以粗顆粒物為主,在同一研究區(qū)采樣點下墊面大致相同,并且已經(jīng)去除受到其他污染源影響的采樣點情況下,氣象因素可能是造成各個采樣點重金屬含量產(chǎn)生差異的主要原因.

圖6 距研究區(qū)中心不同距離采樣點重金屬含量變化情況Fig.6 Heavy metal contents various with the distance from the center of the construction area in both sites

2.4 重金屬健康風險評價

根據(jù)1.5節(jié)公式計算得出建筑物拆遷及主體建設場地降塵中 Zn、Mn、Cu、Pb經(jīng)手-口、皮膚和呼吸途徑不同人群的重金屬暴露非致癌風險分別如圖 7、圖 8所示.兩個場地降塵中 Cr、As、Ni、Cd經(jīng)呼吸途徑不同人群的重金屬暴露致癌風險如圖9所示.

從圖 7可以看出,各采樣點 Zn、Mn、Cu、Pb在手-口攝食、皮膚攝入 2種暴露途徑下的非致癌風險均呈現(xiàn)出 HQ（兒童）＞HQ（成年女性）＞HQ（成年男性）的特征;經(jīng)呼吸攝入途徑的非致癌風險則呈現(xiàn)出 HQ（兒童）＞HQ（成年男性）＞HQ（成年女性）的特征.從暴露途徑對人體健康的影響來看,手-口攝食是主要的暴露途徑,其次是皮膚接觸,經(jīng)呼吸攝入對 3類人群的非致癌風險影響最小.3種不同暴露途徑下,Zn、Mn、Cu、Pb對成年男性、成年女性以及兒童的非致癌風險均未超過1,說明單項重金屬對成人及兒童的健康影響較小.3種暴露途徑下4種重金屬的總非致癌風險HI值表現(xiàn)為:兒童（HI=4.3）＞成年女性（HI=0.59）＞成年男性（HI=0.51）,說明該施工場地降塵會對兒童健康產(chǎn)生影響.

由圖8可知,建筑主體建設場地降塵中Zn、Mn、Cu、Pb經(jīng) 3種途徑暴露途徑下的非致癌風險對兒童的影響均高于成人,此外,手-口攝食同樣是3類人群的主要暴露途徑.3種暴露途徑的單項重金屬非致癌風險HQ均小于1,說明無論經(jīng)哪種暴露途徑,單項重金屬的非致癌風險對人體健康的影響均比較小.施工場地降塵中4種重金屬經(jīng)3種暴露途徑下的總非致癌風險 HI表現(xiàn)為:兒童（HI=2.8）＞成年女性（HI=0.42）＞成年男性（HI=0.37）,說明該施工場地降塵會對兒童健康產(chǎn)生一定的威脅,而對成年人的影響較小.

從圖9可以看出,建筑物拆遷研究區(qū)內(nèi),6個采樣點降塵中致癌重金屬Cr、As、Ni、Cd經(jīng)呼吸途徑對人體產(chǎn)生的風險均為 Risk（成年男性）＞Risk（成年女性）＞Risk（兒童）,并且單項重金屬致癌風險Risk均未超過致癌風險閾值10-6.6份降塵樣品中重金屬對成人和兒童的總致癌風險TCR值表現(xiàn)為:成年男性（TCR=9.98×10-7）＞成年女性（TCR=9.42×10-7）＞兒童（TCR=4.37×10-7）,3類人群的總致癌風險也均未超過10-6.故說明該場地內(nèi)的4種重金屬的單項致癌風險及總致癌風險對人體尚不構成威脅.建筑主體建設研究區(qū)內(nèi),19個采樣點降塵中Cr、As、Ni、Cd對成人產(chǎn)生的致癌風險均高于兒童,但4種重金屬對3類人群的致癌風險均低于 10-6,說明人群在該場地內(nèi)經(jīng)呼吸途徑攝入的單項重金屬對健康尚不構成致癌風險.經(jīng)統(tǒng)計發(fā)現(xiàn),該施工場地內(nèi) 19份降塵樣品中重金屬對成人和兒童的總致癌風險 TCR值表現(xiàn)為:成年男性（TCR=1.32×10-6）＞成年女性（TCR=1.25×10-6）＞兒童（TCR=5.79×10-7）,兒童的 TCR 值低于10-6,而成人的TCR值均處于10-6～10-4之間,故認為該施工場地降塵對兒童不具有致癌風險,對成人的致癌風險在人體可接受范圍內(nèi).

3 結論

3.1 兩個施工場地降塵中Zn、Cu、Pb、Cd的含量均高于背景值; 建筑物拆遷降塵中 Zn的含量最高,占8種重金屬總含量的80.5%;建筑主體建設降塵中Zn、Mn占比最高,占8種元素總含量的84.7%.

3.2 空間分析結果表明,建筑物拆遷場地降塵中Zn、Cr、Pb、Ni的擴散趨勢與主導風向一致;建筑主體建設場地降塵中Zn、Pb、Ni、As的擴散趨勢與主導風向一致.

3.3 建筑物拆遷場地中 8種重金屬的高值均出現(xiàn)在距場地中心150m范圍內(nèi);建筑主體建設場地中只有Zn、Pb、Ni、Mn、Cd的高值出現(xiàn)在距場地中心150m范圍內(nèi).

3.4 兩個研究區(qū)中重金屬的非致癌風險均表現(xiàn)為:手-口途徑＞皮膚途徑＞呼吸途徑;重金屬對兒童具有非致癌風險,對成年人不存在非致癌健康風險.兩個場地的致癌風險均表現(xiàn)為:TCR（成年男性）＞TCR（成年女性）＞ TCR（兒童）,4種重金屬的單項致癌風險及總致癌風險均低于 10-4,對人體健康造成的致癌風險尚在可接受范圍內(nèi).