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城市地表灰尘是一种物质组成和来源复杂的环境介质，是城市环境中重金属等污染物质的源汇载体[1-2]。重金属作为一种潜在有毒污染物，具有环境持久性、难以降解性和有毒性等特点[3]。重金属微粒可以跟随地表灰尘在一定的动力条件下通过再悬浮过程进入大气，还可以通过淋洗和径流等作用污染地表水和地下水，通过食物链循环、呼吸吸入、皮肤直接接触、手-口摄入等途径进入人体[4]，危害环境系统和人类健康[5-6]。
公园作为现代城市建设中不可或缺的一部分，承载着市民和旅游者休闲、锻炼、社交和传播集体文化的功能，特别是在如今快节奏的城市生活中，扮演着市民放松和缓解压力“避难所”的角色[7]。而对于工业化以来日渐严重的环境污染、城市热岛效应、雾霾天气等城市病，城市公园也起着吸烟滞尘、调节城市小气候、维系城市生态平衡等多种生态功能[8]。对于放松警惕和戒备心来到公园游玩的人们而言，评价城市公园灰尘重金属污染状况就成了评价城市生态环境质量的一个重要方面[9]。近年来国内已经开展了一些关于公园灰尘重金属的研究，研究成果涉及公园灰尘重金属的污染特征[4, 9-11]、形态分布[12]、粒径效应[13]、磁性特征[14]、健康风险评价[15-17]以及生物有效性[17]等方面。研究对象均为单个城市，对城市公园灰尘重金属含量在全国范围内的空间分布特征及富集状况对比，以及社会经济发展状况对公园灰尘重金属的影响，目前还鲜见报道。而对全国公园灰尘重金属的研究，可以从宏观尺度上了解中国城市公园灰尘的重金属空间分布特征，对认识自然和人为的影响作用具有重要意义，为城市居民健康防护和城市环境管理规划提供科学依据。
本研究汇总了从2002年到2018年中国15个城市有关公园灰尘重金属的数据[4, 7, 9-21]，对城市公园灰尘重金属含量进行空间分析，利用累积指数分析其富集状况，对社会经济发展指标与公园灰尘重金属含量进行相关性分析，并对其影响因素进行了探讨。
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本研究从公开发表的相关文献中，收集了2002—2018年间中国城市公园灰尘中重金属含量数据[4, 7, 9-21]，主要收集的重金属元素有Cr、Cu、Zn、Pd、Ni和Cd等 6种元素。共收集到有关Cr、Cu、Zn、Pd、Ni和Cd含量的研究数据分别为14个、15个、14个、14个、12个和10个，数据均选用其平均值。收集的数据中研究区域包含上海市[4]、北京市[7]、包头市[9]、天津市[10]、福州市[11]、青岛市[12]、长春市[13]、武汉市[14]、开封市[15]、西安市[16]、焦作市[17]、乌鲁木齐市[18]、南京市[19]、东莞市[20]和漳州市[21]。社会经济发展指标数据摘自各城市国民经济与社会发展公报以及各城市统计年鉴[22-36]，因当年社会经济发展的影响主要在后期的灰尘污染中表现[37]，故本文以各城市公园采样时间前一年的社会经济数据，文献中没有说明采样时间的则以发表时间前一年的社会经济数据，与公园灰尘重金属含量进行相关性分析。数据包括∶总人口、地区生产总值、工业生产总值、原煤、民用汽车拥有量，其中长春、西安、福州的原煤无数据，武汉市的民用汽车拥有量无数据。本文城市公园灰尘的重金属表格数据采用Excel 2019完成，运用SPSS19.0统计软件对社会经济发展指标与重金属元素的相关性进行处理和统计分析。
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累积指数法 为评价灰尘重金属的累积现状，以各省份土壤重金属背景值为基准，累积指数[38]按下式计算∶
式中，
Ii 为元素累积指数，Ci 为重金属符合正态分布的平均浓度，Cj 为对应各省区重金属元素的土壤背景值。i 表示Cr、Cu、Zn、Pd、Ni和Cd 的6种元素。 -
从表1可以得出，公园灰尘中Cr元素的最高值位于东莞市，为2874.10 mg·kg−1，最低值位于乌鲁木齐市，为51.56 mg·kg−1。同时，Cr 含量的高值区分布于东部地区的上海市、南京市以及中部地区的包头市等地，东北地区的长春市、中部地区的开封市和武汉市等地为低值区。Cu元素的最高值为627.40 mg·kg−1，出现在东莞市，最低值出现在包头市，值为26.90 mg·kg−1，其高值区主要分布在东部地区，而低值区为西北地区的乌鲁木齐市、东北地区的长春市和中部地区的包头市、开封市、武汉市等地。Zn含量的最高值出现在东莞市，为4733.10 mg·kg−1，最低值为49.70 mg·kg−1出现在包头市，其高值区主要出现在东部地区和中部地区，低值区与Cu元素的低值区相似。Cr、Cu和Zn元素的最高值均出现在东莞市城市公园灰尘中，可能主要受到莞城区公园辖区内莞城工业科技园以及交通流的影响[20]。Pb的最高值为416.63 mg·kg−1，出现在上海市，其高值区分布在东部地区的北京市、南京市和中部地区的西安市、开封市等地区，而最低值出现在包头市值为36.20 mg·kg−1，其低值区分布在西北地区的乌鲁木齐市和中部地区的焦作市等地区。包头市城市公园灰尘中Cu、Zn和Pb元素含量最低，明显低于其他城市，这可能与其他城市有较高的交通流有关[9]。Ni的高值区主要位于东部地区，最高值出现在南京市，为115.00 mg·kg−1，其低值区主要位于东北地区，最低值出现在长春市，值为23.08 mg·kg−1。Cd含量的最高值和最低值分别为1.92 mg·kg−1和0.30 mg·kg−1，出现在南京市和乌鲁木齐市，高值区出现在东部地区，如青岛市和上海市等地，低值区则出现东北地区和西北地区。城市公园灰尘中Ni和Cd元素的最高值均出现在南京市，可能与其能源使用模式——燃煤以及交通有关[19]。
从整体上来看，Cr、Cu、Zn、Cd 的4种重金属含量的空间分布具有相似性，东部地区为高值区，东北地区和西北地区为低值区；Pb和Ni具有相似的空间分布特征，东部地区和中部地区为高值区，西北地区则为低值区。在全国范围内，东部地区的公园灰尘重金属含量普遍较高，特别是东南沿海的东莞市、南京市和上海市等地。
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根据收集的15个城市公园灰尘重金属数据，查阅资料获取所需的各省、直辖市以及自治区重金属元素的土壤背景值（涉及新疆维吾尔自治区[18]、内蒙古自治区[39]、吉林省[40]、北京市[7]、天津市[10]、山东省[41]、河南省[17]、陕西省[16]、江苏省[42]、上海市[4]、福建省[43]和广东省[20]），将城市公园灰尘重金属含量与土壤背景值进行对比，并利用累积指数法计算出各城市公园灰尘重金属元素的累积水平(表2)。
参照中国各省份的土壤背景值，通过累积指数法，得出各城市公园灰尘中Cr、Cu、Zn、Pb、Ni和Cd的累积程度。其中，累积指数小于1则表示无累积情况，大于1时越接近于1则表示累积程度越低[14]。如表2所示，各城市公园灰尘中Cu、Pb、Cd的累积指数均大于1，表明各城市公园灰尘中这3种重金属元素的含量均超过各省的土壤背景值存在累积状况，累积程度最高的为Cd，焦作市城市公园灰尘中Cd元素的累积指数最大，达到17.86，而且大部分城市公园灰尘Cd的累积指数均达到10倍以上。上海市城市公园灰尘中Pb元素的累积程度超过其土壤背景值的10倍以上，累积指数达到16.36，为Pb含量的最高累积水平。Cu在东莞市的累积情况最为严重，累积指数为36.91，其次为上海市（8.25）。除武汉市和开封市以外，各城市公园灰尘中Cr的累积指数均大于1，表现出绝大多数城市公园灰尘中Cr均有不同程度的累积，最高的累积指数出现在东莞市，达到56.91。除包头市Zn元素的累积指数小于1以外，其他城市公园灰尘中Zn的累积指数均大于1，其中东莞市和上海市的累积指数达到10倍以上，分别为92.81和10.53。北京市、武汉市和开封市城市公园灰尘中Ni元素的累积指数分别为0.97、0.65和0.77，表明其无累积情况，并且其他城市公园灰尘中Ni的累积指数均小于4，表明其累积程度相对较低。
根据中国三大经济地带的划分将公园灰尘中重金属的空间分布分为西部、中部和东部3个区域[44]，西部区域包括乌鲁木齐市；中部区域包括包头市、长春市、西安市、开封市、焦作市、武汉市；东部区域包括北京市、天津市、青岛市、南京市、上海市、福州市、漳州市、东莞市，对公园灰尘中重金属的累积状况进行分析（图1）。从图1中可以看出，Cr、Cu、Zn、Pb、Cd累积水平在3个分区的排序均为∶东部>中部>西部，差异水平较大，尤其是Cr、Cu、Zn东部的累积水平显著大于中部和西部。但3个分区中Ni的累积水平排序为∶东部>西部>中部，其差异水平较小。公园灰尘中Cr、Cu、Zn、Pb、Ni、Cd 等6种重金属均表现为东部累积水平最高，说明东部的累积状况受到人为活动影响相对较大。
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为探究各城市社会经济发展状况对城市公园灰尘重金属的影响，本文选取了总人口、地区生产总值、工业生产总值、原煤、民用汽车拥有量五个经济发展指标，以期从人口、经济、工业、能源、交通5个方面探讨社会经济发展对公园灰尘重金属累积的影响。
社会经济发展指标与公园灰尘重金属含量间的相关性分析表明，Pb与总人口呈显著正相关，相关系数为0.628；Cu、Zn与原煤呈显著正相关，相关系数分别为0.626、0.765，说明能源消费方式尤其燃煤对重金属Cu、Zn元素的影响较大；Pb、Ni与民用汽车拥有量呈显著正相关，相关系数分别为0.566、0.644，说明灰尘重金属Pb、Ni元素的含量与交通有关。灰尘重金属Pb元素与5个经济指标的相关性都较显著，说明城市公园灰尘中Pb元素的含量易受城市活动的干扰，社会经济发展状况对其影响较大。其他经济发展指标和公园灰尘重金属的相关性及其系数如表3所示。
从表3中可以看出，除Pb与总人口呈显著正相关外，其他重金属元素与总人口的相关性不显著；6种灰尘重金属元素与地区生产总值的相关性均不显著，Pb与地区生产总值的相关系数最大，仅为0.343。已有研究表明[45]，地表灰尘重金属的含量与城市人口和经济发展程度呈正相关。公园灰尘中6种重金属元素的含量并未都与城市人口和经济发展程度呈正相关，有的甚至呈负相关，如Cr与总人口、Cr与地区生产总值、Zn与地区生产总值，这可能是因为，随着经济发展阶段的变化，经济发展更加注重环境效益，在发展的同时不能再以牺牲环境为代价，追求高质量发展。相关性分析表明，工业总产值与6种灰尘重金属元素的相关性均不显著，且与Cr、Cu、Zn呈负相关；民用汽车拥有量除与Pb和Ni呈显著正相关外，与其他重金属元素的相关性不显著，且与Cr、Zn、Cd呈负相关。原煤与6种灰尘重金属元素的相关性较其他4种经济指标的相关性高，相关系数均大于0.3，且Cu、Zn与原煤呈显著正相关，表明燃煤能源是影响公园灰尘重金属含量的主要社会经济因素，这也验证了已有研究[46-48]得出的燃煤对地表灰尘中重金属的含量有一定影响的结论。社会经济发展指标与公园灰尘重金属含量之间出现个别指标与个别元素呈显著正相关的现象，推测一方面与重金属元素本身的理化性质和赋存形态有关，另一方面可能与社会经济指标涵盖的范围太大，而公园作为一个小区域无法进行全面的解释有关。
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土壤是地表灰尘的重要来源之一[49]。各地区土壤背景的差异是造成地表灰尘重金属含量在空间上分布差异的初始原因[50]。由表2中土壤背景值与表1中各城市公园灰尘平均值对比分析得出，各重金属的土壤背景值含量由高到低分别为：Zn>Cr>Ni>Pb>Cu>Cd，而各城市的公园灰尘重金属含量由高到低分别为： Zn> Cr > Cu > Pb >Ni>Cd。可以看出，除Cu和 Ni 的位序发生变化以外，其他元素的位序不变，两者具有一致性，特别是两端的Zn和Cd的位序没有发生变化，说明公园灰尘重金属在一定程度上是受到土壤背景影响的。
社会经济发展指标与公园灰尘重金属含量间的相关性分析显示，Pb与总人口呈显著正相关，且公园灰尘重金属的空间分布显示，Pb的最高值出现在上海市，其高值区为北京、西安、南京等地区，这些城市属于我国发达城市，北京由于其“首都效应”经济基础雄厚，上海和南京属于长三角城市群——是中国最发达的经济区域，人口众多，城市发展的需求大，人为排放的污染增加，灰尘重金属的含量随之增加。Cu、Zn与原煤呈显著正相关，原煤主要用于动力、工业原料、民用原料等，且公园灰尘重金属的空间分布显示，Cu、Zn的空间分布具有相似性，东部地区为高值区，东北地区和西北地区为低值区。我国东部地区人口众多，外来人口规模庞大，原煤用于发电的需求量大，且工业种类多类型齐全，能源需求量大。东部地区相较于东北地区、西北地区经济社会发展水平总体较高，但区域内部存在着一定差异。长三角城市群在上海国际化大都市的带动下，产业结构高级化趋势日趋明显，但珠三角城市群外资企业中劳动密集型企业多，低端组装加工仍占很大比例。西北地区能源、矿产资源丰富，是中国重要的能源重化工基地，但西北地区受地理区位和发展阶段等多种因素的影响，经济发展水平总体低于东部地区，为东部地区输送能源。Pb、Ni与民用汽车拥有量呈显著正相关，且公园灰尘重金属的空间分布显示，Pb具有和Ni相似的空间分布特征，高值区集中在东部地区和中部地区，低值区则位于西北地区。东部地区和中部地区的城镇化水平高于西北地区，东部地区经济发展水平高，人民对生活质量要求高，民用汽车拥有量远高于西北地区，中部地区地处我国地理区位的中心，建成四通八达的交通网络和信息高速公路网络。Pb在东北地区也出现较高值，其原因是东北地区经济起步早，东北老工业基地的装备制造业在我国区域经济分工中举足轻重，其长春市是中国汽车工业的摇篮，是全国瞩目的汽车城[51]。Pb、Ni主要受到交通污染的影响，汽车交通污染主要表现为汽车尾气排放、汽车橡胶轮胎老化磨损、刹车里衬和车体自身的磨损等[52]。灰尘重金属Pb元素与各经济指标的相关性都较显著，说明城市公园灰尘中Pb元素的含量易受城市活动的干扰，经济社会发展状况对其影响较大。Pb在上海市的累积水平最高也证明了这一点。Cr、Cd并未与5个经济发展指标呈显著的相关性，表明重金属Cr、Cd来源的复杂性、多样性与不确定性。
综上所述，城市公园灰尘中Cu、Zn元素含量主要受燃煤能源等能源结构的影响，Pb 元素含量受到人口和交通因素的控制，Ni元素含量主要受交通因素影响；Cr、Cd来源较为复杂，可能是自然和人为的混合源。
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（1）中国城市公园灰尘的重金属空间分布特征表现为，Cr、Cu、Zn、Cd 的4种重金属含量的空间分布具有相似性，东部地区为高值区，东北地区和西北地区为低值区；Pb和 Ni具有相似的空间分布特征，东部地区和中部地区为高值区，西北地区则为低值区。
（2）社会经济发展指标与灰尘重金属的相关性分析表明，Pb与总人口呈显著正相关；Cu、Zn与原煤呈显著正相关；Pb、Ni与民用汽车拥有量呈显著正相关。城市公园灰尘中Cu、Zn元素含量主要受燃煤能源等能源结构的影响，Pb元素含量受到人口和交通因素的控制，Ni元素含量主要受交通因素影响；Cr、Cd来源较为复杂，可能是自然和人为的混合源。社会经济发展指标与公园灰尘重金属含量之间出现个别指标与个别元素呈显著正相关的现象，推测一方面与重金属元素本身的理化性质和赋存形态有关，另一方面可能与社会经济指标涵盖的范围太大，而公园作为一个小区域无法进行全面的解释有关。
中国城市公园灰尘的重金属空间分布特征及其影响因素
Spatial distribution characteristics and influencing factors of heavy metals in urban park dust in China
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摘要: 通过收集公开发表的中国城市公园灰尘重金属数据，分析公园灰尘中Cr、Cu、Zn、Pd、Ni和Cd等 6种元素的空间分布特征及富集状况，并对其影响因素进行了探讨。结果表明，Cr、Cu、Zn、Cd等 4种重金属含量的空间分布具有相似性，东部地区为高值区，东北地区和西北地区为低值区；Pb和Ni具有相似的空间分布特征，东部和中部地区为高值区，西北地区则为低值区。与各省份的土壤背景值对比发现，除Cr在武汉市和开封市、Zn在包头市、Ni在北京市、武汉市和焦作市无富集状况以外，在其他城市公园灰尘中均具有一定的富集水平，且Cu、Pb、Cd 等3种重金属元素在各城市公园灰尘中的累积指数均大于1。社会经济发展指标与公园灰尘重金属的相关性分析表明，Pb与总人口呈显著正相关；Cu、Zn与原煤呈显著正相关；Pb、Ni与民用汽车拥有量呈显著正相关。Cu、Zn元素含量主要受燃煤能源等能源结构的影响，Pb元素含量主要受到人口和交通因素的控制，Ni元素含量主要受交通因素的影响；Cr、Cd来源较为复杂，可能是自然和人为的混合源。Abstract: The data published on heavy metal contents in urban park dust in China were collected to analyse the spatial distribution and enrichment of Cr, Cu, Zn, Pd, Ni, and Cd in this dust. In addition, the factors that influence the distribution and enrichment of heavy metals were investigated. The results showed that the spatial distribution of Cr, Cu, Zn, and Cd contents was similar, and the eastern region was the high-value region, whereas the northeast and northwest regions were the low-value regions. The spatial distribution characteristics of Pb and Ni were similar, with high values in the eastern and central regions and low values in the northwest regions. By comparing the soil background values of each province, we found that except for Cr in Wuhan and Kaifeng, Zn in Baotou, and Ni in Beijing, Wuhan, and Jiaozuo, dust of other city parks exhibits a certain concentration level. In all the city parks, the three heavy metal elements, namely Cu, Pb, Cd, exhibited a dust accumulation index of >1. The correlation analysis of social and economic development indicators and heavy metals in park dust showed that Pb was significantly positively correlated with the total population; Cu and Zn were positively correlated with raw coal; and Pb and Ni were significantly positively correlated with the occupancy of civil vehicles. Moreover, Cu and Zn contents were mainly affected by the energy structure such as coal burning energy, the Pb content was chiefly controlled by population and traffic factors, and the Ni content was principally affected by traffic factors. The sources of Cr and Cd may be both natural and artificial and thus are highly complex.
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Key words:
- park dust /
- heavy metal /
- spatial distribution /
- influence factor /
- China
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在我国21世纪初，城市生活垃圾普遍采用填埋的方式进行处置[1]，据2021年中华人民共和国统计局报告显示，截至2020年，我国卫生填埋场共644座。填埋场中的生活垃圾随着时间的推移，趋于稳定并产生大量的老龄垃圾渗滤液。与新鲜垃圾渗滤液相比，老龄垃圾渗滤液具有高氨氮、低C/N、可生化性差和污染物成分更加复杂且毒性强等特点[2-3]。
传统脱氮工艺由于存在能耗和运行成本高的缺点。因此，对于低C/N比和高氨氮的老龄垃圾渗滤液而言，目前亟需探究一种经济且高效的脱氮方法。厌氧氨氧化(anaerobic ammonium oxidation, Anammox)是一种新型高效的生物脱氮技术，与传统脱氮技术相比，该技术具备无需曝气、无需外加碳源、污泥产量少、温室气体排放少和运行成本低等优点。该技术是利用厌氧氨氧化菌(anaerobic ammonium oxidation bacteria, AnAOB)在缺氧或者厌氧环境条件下，利用NO2−-N为电子受体，以NH4+-N为电子供体，最后将两者转化成N2的过程[4-5]。目前由于AnAOB生长速度缓慢，且倍增周期较长，导致Anammox工艺在工程运用中存在启动时间长，AnAOB富集丰度低等难题。目前报道文献中，王朝朝等[6]利用Anammox絮状污泥和厌氧颗粒污泥在UASB反应器中经过140 d成功培养出Anammox颗粒污泥，TN去除负荷为0.26 kg·(m3·d)−1；季军远等[7]以絮状厌氧消化污泥为接种污泥，经过250 d成功启动有效体积为1.4 L的Anammox-UASBA反应器；Wang等[8]将Anammox颗粒污泥接种于UASB反应器，经过178 d启动及稳定运行，NLR高达8.25 kg·(m3·d)−1；李亦舒等[9]探究低DO条件下对Anammox工艺脱氮影响，富集的AnAOB丰度仅为14.3%。
基于此，本研究针对短程硝化处理后的老龄垃圾渗滤液，采用UASB反应器快速启动Anammox用于进一步深度脱氮，分析启动过程中接种污泥形貌变化、微生物群落结构变化和脱氮性能。为此，探究Anammox最佳启动条件，并采用厌氧硝化污泥为接种污泥，在30 L的UASB反应器中，仅用60 d成功启动Anammox。启动成功后以短程硝化处理后的老龄垃圾渗滤液为进水，探究该系统脱氮性能。实现Anammox反应器稳定运行和较强的脱氮性能，为其在老龄垃圾渗滤液工程运用中提供科学的技术参考。
1. 材料与方法
1.1 实验装置
本研究单因素批量实验采用4至6个用锡箔纸包裹的250 mL的具塞锥形瓶，Anammox启动和实际废水脱氮实验在UASB反应器中进行，实验装置如图1所示。该反应器内径为20 cm，高100 cm，有效体积为30 L，反应器内投加Φ=55 mm的聚氨酯生物填料球，投加量为30%。运行工况：利用温控系统将反应器内温度控制在(30±1) ℃，DO为0.3 mg·L−1，初始pH为7.5，MLSS为4 200~4 500 mg·L−1；模拟废水启动阶段Ⅰ，采用人工配水，设置进水蠕动泵流量为10 L·d−1，利用进水蠕动泵将模拟废水从反应器底部输入，内循环蠕动泵转速设置为2 r·min−1，处理后的水从顶部出水口排入出水箱中；实际废水运行阶段Ⅱ，启动成功后，通过逐渐提高老龄垃圾渗滤液的浓度，运行工况与启动阶段一致。
1.2 实验用水
本研究启动阶段采用模拟的垃圾渗滤液为进水，启动成功后以短程硝化处理后的老龄垃圾渗滤液为进水。模拟废水中NH4+-N和NO2−-N由(NH4)2SO4和NaNO2按需添加，其质量浓度分别为50~200 mg·L−1和60~260 mg·L−1。其他主要成分：MgSO4·7H2O、CaCl2、NaHCO3和KH2PO4、微量元素Ⅰ(1 mg·L−1)和微量元素Ⅱ(1 mg·L−1) [10]。
1.3 实验接种污泥
本研究接种污泥为广东省云浮市某养鸭废水处理站两级A/O工艺中厌氧硝化污泥，颜色呈棕红色，MLSS为5 000~6 000 mg·L−1。利用缓冲溶液将厌氧接种污泥清洗3遍，随后采用100目筛网进行筛分，去除杂物，并收集筛网上的颗粒污泥；将颗粒污泥置于装有NH4+和NO2−质量浓度分别为30 mg·L−1和40 mg·L−1的密闭容器中，并添加适量的MgSO4·7H2O、CaCl2、NaHCO3和KH2PO4营养物质、微量元素Ⅰ和微量元素Ⅱ进行纯化培养。纯化培养后的接种污泥中微生物数量为3×108个·mL−1，主要微生物群落包括Proteobacteria、Chloroflexi和Planctomycetes。将纯化后的接种污泥避光储存于实验室4 ℃冰箱中。
1.4 分析项目与方法
水质根据《水和废水监测分析方法》(第四版)[11]中的方法测定。其中NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法测定、NO2−-N采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法测定、NO3−-N采用紫外分光光度法、MLSS采用重量法测定、pH和DO采用便携式水质多参数测定仪(上海SANXIN-SX825)测定。
污泥外貌形态，将样品置于10 mL离心管内，加入2.5%戊二醛固定液进行固定，冷冻干燥好后，将样品镀膜后在扫描电子显微镜(SEM，Zeiss Gemini 300，上海卡尔蔡司)进行观察并拍摄。污泥中EPS特征，采用一种改良的热提法提取污泥的3层EPS[12-13]，并用三维激发发射矩阵(3D-EEM)荧光光谱法测定EPS中有机物变化。采用考马斯亮蓝法和蒽酮—硫酸法分别测定EPS中的多糖和蛋白质[14-15]。
微生物群落多样性，利用Qubit3.0 DNA检测试剂盒对基因组DNA进行定量。对细菌的16S rRNA的V3~V4区，用通用引物341F(CCTACGGGNGGCWGCAG)和805R(GACTACHVGGGTATCTAATCC)进行PCR扩增，最后采用Illumina MiSeq测序平台完成测序。
2. 结果与讨论
2.1 厌氧氨氧化污泥最佳脱氮条件确定
1)温度对厌氧氨氧化污泥脱氮的影响。有研究[16-17]表明，AnAOB最适的生长温度在15~40 ℃。基于此，探究温度(15、20、25、30、35、40和50 ℃)对Anammox污泥脱氮性能的影响，结果如图2(a)所示。当反应温度为15 ℃和50 ℃时，NH4+-N和NO2−-N的平均去除率分别为56.3%、64.3%和30.8%、67.8%。这是由于低温条件下导致比氨活性(SAA)降低，高温条件下由于细菌细胞裂解，SAA受到抑制[18-20]，导致脱氮效率下降[21-22]，在20、25、30、35和40 ℃下，NH4+-N和NO2−-N的平均去除率分别超过90%和76%。其中30 ℃下的NH4+-N和NO2−-N去除效果最佳，其平均去除率分别超过98%和85%。当反应温度为30 ℃和40 ℃时，TN的去除率最高，平均值分别为91.7%和91.9%。为节省能耗，将最佳反应温度设为(30±1) ℃。
图 2 影响Anammox污泥脱氮性能的主要因素优化Figure 2. Optimization of the main factors affecting the denitrification performance of anaerobic ammonia oxidation sludge2)初始pH对厌氧氨氧化污泥脱氮的影响。AnAOB的生理pH为6.7~8.3[23]。不同初始pH(5.0、6.0、7.0、8.0和9.0)对Anammox污泥脱氮性能的影响如图2(b)所示。初始pH的升高，有利于去除NH4+-N、NO2−-N和TN，当初始pH为7.09.0时，NH4+-N、NO2−-N和TN的去除效果最佳，其平均去除率均超过99%。pH决定了游离氨(free Ammonia, FA)和游离亚硝氨(free nitrogenous ammonia, FNA)的浓度，FA已被证明是Anammox系统中的一种重要抑制剂，低pH会导致FA浓度下降，这有利于AnAOB的活动[24]。然而，有研究表明，Anammox主要受pH影响，而非FA的抑制[25]。极端pH可能会影响质子转移和其他代谢过程 [26]。AnAOB菌在酸性条件下受到抑制，从而降低其脱氮性能。结果表明，进水初始pH为7.0~8.0脱氮效果最佳，故本研究将最佳初始pH设为7.5。
3)碳源投加量对厌氧氨氧化污泥脱氮影响。有机物被认为是影响Anammox脱氮性能的一个重要因素[27]。不同C6H12O6投加量(0、20、40、60和80 mg·L−1)对Anammox脱氮性能的影响结果如图2(c)所示。NH4+-N的去除效果与C6H12O6投加量呈负相关，当C6H12O6投加量为0 mg·L−1和20 mg·L−1时，NH4+-N去除效果最佳，其平均去除率分别为99.5%和96.7%；当C6H12O6投加量为80 mg·L−1时，NH4+-N平均去除率仅为86.4%。其主要原因可能是存在有机碳，异养菌会大量生长繁殖[28]，如反硝化菌，导致AnAOB菌的生长受到抑制，NH4+-N的去除性能下降。相反，NO2−-N去除率与碳源投加量呈正相关，在C6H12O6低投加量(0 mg·L−1和20 mg·L−1)时，其平均去除率仅为54.3%和65.5%。这主要是因为部分NO2−-N在反硝化菌的作用下转化为N2。有研究表明，在COD为100 mg·L−1时，NH4+-N和TN的去除效率均超过90%相比之下，当COD达到约300 mg·L−1时，Anammox仅占TN去除率的69%[29]。在不同C6H12O6投加量(0、20、40、60和80 mg·L−1)下，TN平均去除率分别为74.0%、80.6%、76.6%、70.3%和81.8%。尽管有机物可能会对Anammox产生不利影响，但较低的有机物浓度或合适COD/N可能会支持Anammox和反硝化的共存[30-32]。从NH4+-N、TN的去除效果以及经济考虑，本研究将不外加碳源。
4) NO2−/NH4+对厌氧氨氧化污泥脱氮影响。研究[23]表明AnAOB对铵和亚硝酸盐的亲和常数均小于或等于0.1 mg N·L−1。探究不同NO2−/NH4+(0.75、1.00、1.25、1.50和1.75)对Anammox污泥脱氮性能影响结果如图2(d)所示。NO2−/NH4+比为0.75、1.00、1.25、1.50和1.75对NH4+-N的平均去除率分别为99.4%、99.1%、99.3%、99.5%和98.9%，对NO2−-N的平均去除率分别为100%、100%、98%、87%和88%，对TN的平均去除率分别为99.6%、99.5%、99.7%、93.0%和91.0%。高底物浓度可抑制Anammox活性，尤其是在高NO2−-N浓度[33]。Anammox反应过程如化学式 (1) 所示[34]。理论上每消耗1 mol NH4+，需要1.32 mol NO2−，若NO2−/NH4+高于1.32理论值，则出现NO2−无法完全反应，导致出水存有剩余的NO2−。若NO2−/NH4+低于1.32，反而会出现NH4+过剩，导致出水TN去除率下降。结果表明，NO2−/NH4+太高或太低都会影响其脱氮性能，故本实验将NO2−/NH4+设为1.25~1.50较为合适。
NH+4+1.32NO−2+0.132HCO−3+0.512H+1.02N2+0.26NO−3+CH2O0.5N0.15+2.19H2O (1) 5)接种污泥浓度对厌氧氨氧化污泥脱氮影响。Anammox脱氮性能与接种污泥浓度相关联[35]。基于此，探究不同接种污泥浓度(1 800、2 600、3 400和4 200 mg·L−1)对Anammox污泥脱氮性能影响，结果如图2(e)所示。污泥质量浓度为1 800、2 600、3 400和4 200 mg·L−1，进水NH4+-N质量浓度控制为153.8 mg·L−1，出水质量浓度分别为70.5、44.6、15.8和0 mg·L−1，其平均去除率分别为54.2%、71.0%、89.7%和100%；NO2−-N进水质量浓度为192.3 mg·L−1，出水质量浓度分别为176.2、144.3、69.3和4.6 mg·L−1，平均去除率分别为8.4%、25%、64%和97.6%；TN的去除率分别为32.5%、46.5%、77.5%和98.2%。结果表明，当接种污泥浓度较低时，系统中的微生物含量也随之减小，导致其脱氮效果不佳，而将污泥浓度提高至一定程度，微生物的数量极为丰富，其脱氮性能最佳。结果表明，接种污泥质量浓度为4 200 mg·L−1时，其脱氮效果最佳。
2.2 厌氧氨氧化快速启动及脱氮性能
单因素批量实验结果表明，Anammox最适的运行条件温度为(30±1) ℃、初始pH为7.5、无外加有机碳源、NO2−/NH4+=1.25~1.50和接种MLSS为4 200 mg·L−1。基于此，进行Anammox启动和脱氮性能研究，其中启动阶段Ⅰ指以模拟废水为进水，用于Anammox的快速启动；实际废水运行阶段Ⅱ是指在启动成功后，以短程硝化处理后的老龄垃圾渗滤液为进水，探究UASB反应器脱氮性能的研究。由图3(a)可见，模拟废水启动阶段Ⅰ中当NH4+-N质量浓度由48.5 mg·L−1逐渐提升至211.3 mg·L−1时，平均去除率为99.2%。此外，当提高氮负荷比时，其NH4+-N去除效率轻微下降，随后回升到较高的水平。这表明反应器中的微生物具备较强的抗冲击负荷能力，启动过程中NH4+-N的出水质量浓度均低于6 mg·L−1。从图3(b)可知，当NO2−-N从初始质量浓度由64.7 mg·L−1逐渐提升至247.1 mg·L−1，反应器对NO2−-N同样保持较高的去除效果，NO2−-N出水质量浓度低于10 mg·L−1，平均去除率为97.2%。由图3(c)可见，NO3−-N的积累量随着NH4+-N和NO2−-N浓度的增加而增加，但始终低于0.26，∆NO2−-N/∆NH4+-N平均值为1.26，略低于理论值1.32。这可能是由于反应器中除了AnAOB外，还存在反硝化菌，使得Anammox过程中产生的NO3−-N在反硝化菌的部分反硝化作用下转为NO2−-N，导致∆NO2−-N和∆NO3−-N偏低，从而导致结果比理论值低[34]。由图3(d)可见，当TN的质量浓度由113.1 mg·L−1逐渐升至458.4 mg·L−1时，平均去除率为90%，出水质量浓度低于25 mg·L−1，表明第60天时Anammox成功启动。
图 3 Anammox快速启动及其脱氮性能Figure 3. Fast start-up and of Anammox and its denitrification performance实际废水运行阶段Ⅱ：启动成功后以短程硝化处理后的老龄垃圾渗滤液为原水，进水NH4+-N、NO2−-N、NO3−-N和TN的质量浓度分别为150~190、200~250、5~15和375~465 mg·L−1。由于水质与启动期的模拟废水存在差异，微生物受到抑制，导致启动初期的脱氮性能不稳定，运行至第125天时，NH4+-N、NO2−-N和TN的平均去除率分别为81.7%、81.9%和76.2%，平均出水质量浓度分别为31、42.5和99.8 mg·L−1，NO3−-N的平均出水质量浓度为25.7 mg·L−1。结果表明，随着运行时间推移脱氮性能趋向稳定，系统运行至126~150 d时NH4+-N、NO2−-N和TN出水较为稳定且保持较高的脱氮效果，其平均去除率分别为86.9%、85.7%和80.2%，表明该系统运行趋向于稳定。
2.3 接种污泥形貌特征分析
1)生物填料以及接种污泥变化。在图4(a)~(c)中观察到聚氨酯生物填料上的孔隙中附着很多由微生物聚集而成生物膜。这说明聚氨酯生物填料可为AnAOB提供附着场所，可以有效解决运行过程中种泥流失的难题。在图4(d)~(f)中观察到絮状污泥逐渐减少，颗粒污泥逐渐增多。为了更清楚地观察污泥形态，利用显微镜进行观察，在图4(g)~(i)中观察到原始接种污泥中絮状污泥居多，只有少数的颗粒污泥，且颗粒污泥粒径较小，第60 天时，可以明显的观察到颗粒污泥占主导地位，同时污泥颗粒化程度高且形态完整。
图 4 不同时期接种污泥宏观特征Figure 4. Macroscopic characteristics of the inoculation sludge during different periods2)接种污泥表观形貌。为更好地揭示接种污泥颗粒化过程，从UASB反应器中取第0、20、40和60天的污泥样品，观察污泥从开始接种至接种至60 d过程中微生物聚集的情况。由图5(a)可见，原始接种污泥呈现出网状结构，主要是由变形菌门和绿弯菌门形成[36]，这为后期AnAOB的富集提供附着位点。由图5(b)可见，第20天的接种污泥在原本树状结构上聚集了球状颗粒。如图5(c)所示，在第40天的接种污泥表面观察到不规则的花椰菜外观。由图5(d)可见，接种60 d后污泥呈现的花椰菜外观更加明显，花椰菜外观是AnAOB成功富集的特征[37]。这表明反应器在40~60 d内AnAOB成功富集。此外，可观察到细菌被某种分泌物紧密连接，这有利于AnAOB抗冲击负荷和具有较好的沉降性能，可有效地减少接种污泥的流失。
图 5 原始接种污泥与不同接种时期污泥结构扫描电镜图Figure 5. Scanning electron microscopy images of the structure of raw sludge and the inoculated sludge at different operating periods3)接种污泥EPS中蛋白质(PN)和多糖(PS)的变化。EPS是污泥颗粒化的重要物质[38]。基于此，本文探究EPS中PN和PS对Anammox颗粒化的影响。由图6(a)可见，原始接种污泥中PN的含量为0.39 mg·g−1(以每克MLVSS计)，接种至第30天时，提高至4.92 mg·g−1，接种至第60天时，提高至9.42 mg·g−1。而PN含氨基，并带正电荷，导致污泥表面负电荷减少，微生物间的静电斥力降低，细胞表面的疏水性增强，从而使细胞更易于从水相中脱离出来并互相聚集。因此，PN含量的增加可促进污泥颗粒化[39]，表明微生物随着时间推移不断富集，这与SEM的结果一致。接种60 d后，原始接种污泥EPS中PS也由1.10 mg·g−1增加至5.05 mg·g−1，与PN呈现出相同的变化趋势(图6(b))。并且在氮负荷增加的过程中不断分泌更多的EPS，PS通过形成聚合物来促进微生物间的黏附以增强颗粒污泥的稳定性。同时，PS交联形成的水凝胶是维持颗粒污泥稳定的重要因素[40]。PS长主链之间的缠结以及丰富的结合位点桥接形成骨架，增强了微生物之间的黏附，有利于维持颗粒污泥的稳定状态[41]。PN/PS通常可以作为接种污泥稳定性和沉降性能的表征，由图6(d)可知，原始接种污泥PN/PS为0.356，第30天时其值为3.51，第60天时其值为1.87。有研究[42]表明，PN/PS为0.5~5内时，颗粒污泥的稳定性和沉降性随该比值增大而增强。由图6(c)和图6(d)可知，总EPS的分泌量的增加表明AnAOB得以富集。
图 6 不同启动时期接种污泥3层EPS的变化Figure 6. Changes of three-layer EPS in the inoculation sludge at different start-up periods4)污泥EPS的3D-EEM结果。AnAOB分泌特定的EPS，可间接表征AnAOB的生长富集状况[43]。基于此，本文研究不同运行时期接种污泥各层EPS荧光光谱的变化，结果如图7所示。EPS的荧光谱图中主要包含4个特征峰：A峰激发波长/发射波长(Ex/Em)位于230~260 nm/300~330 nm，为酪氨酸蛋白；B峰Ex/Em位于337~400 nm/425~462 nm，为腐殖酸；C峰Ex/Em位于260~280 nm/370~425 nm，为富里酸和D峰Ex/Em位于230~262 nm/335~370 nm，为色氨酸蛋白质[44]。与图7(a)和图7(b)的接种污泥相比较，第30天(图7(e)~(f))和第60天(图7(h)~(i))在LB-EPS和TB-EPS层出现了腐殖酸类有机物 (B峰) ，该有机物是AnAOB中的Candidatus Brocadia分泌的特定物质[45]，表明第30天和60天之后AnAOB得到富集，且第60天时富集程度比第30天时要高。接种第60天的酪氨酸蛋白质(峰A)和色氨酸蛋白质(峰D)荧光强度比接种污泥高，且这2种物质在Anammox污泥的聚集中起重要作用[44]。表明随着污泥接种时间的推移，微生物不断的分泌出更多的胞外聚合物，同时也说明微生物不断的进行生长繁殖，与上节的扫描电镜的结果相一致。
图 7 不同时期接种污泥3层三维荧光变化Figure 7. Three-dimensional fluorescence change of three-layer EPS in the inoculation sludge at different start-up periods2.4 不同时期微生物群落结构变化
1)微生物多样性分析。采用16S rRNA高通量测序技术分析接种污泥在UASB反应器运行过程中微生物群落结构变化情况。由表1可知，覆盖率(coverage)均大于99%。0~30 d反应器中氮负荷由0.075 kg·(m3·d)−1提升至0.153 kg·(m3·d)−1，OTUs数由370降至322，微生物多样性和丰度均呈现较明显的下降趋势，说明大部分不适应环境的微生物被淘汰。30~60 d反应器中氮负荷增加至0.306 kg·(m3·d)−1，OTUs数由322降至312，微生物多样性和丰度呈现出略微下降趋势，表明微生物逐渐适应环境。此外，Simpson指数增大，Shannon指数、Ace指数和Chao1指数有所降低。以上结果表明，随着氮负荷的增加，微生物群落多样性和丰度与原始接种污泥相比有所下降，表明在运行过程中系统不断将不适应环境的微生物进行淘汰，从而使得主要的功能菌逐渐占据主导地位，从而提高系统的脱氮性能。
表 1 Anammox接种污泥Alpha多样性指数Table 1. Alpha diversity index of anaerobic ammonia oxidation inoculation sludge污泥样品 OTUs Shannon Simpson Ace Chao 1 Shannoneven 覆盖率/% 第0天 370 4.401 0.030 370.00 370.00 0.744 100 第30天 322 3.954 0.045 325.88 324.44 0.685 99.9 第60天 312 3.302 0.093 320.63 324.16 0.575 99.9 | Show Table
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2)门水平物种丰度分析。图8(a)反映了UASB反应器接种第0、30和60天时在门水平上微生物群落结构。结果表明：第0天时，反应器内门水平的微生物主要包括变形菌门(Proteobacteria)、绿弯菌门(Chloroflexi)、浮霉菌门(Planctomycetes)、拟杆菌门(Bacteroidota)、厚壁菌门(Firmicutes)、疣微菌门(Verrucomicrobia)和酸杆菌门(Acidobacteria)，其相对丰度分别为29.9%、15.2%、6.40%、6.22%、3.76%、1.77%和1.15%；第30天时，反应器中浮霉菌门、拟杆菌门、厚壁菌门和酸杆菌门的相对丰度分别提高至12.9%、8.72%、12.7%和1.32%，变形菌门和绿弯菌门分别下降至27.5%和3.05%，在第30天时没有检测到疣微菌门，却检测到Ignavibacteriae，其相对丰度为0.81%；第60天时，浮霉菌门、拟杆菌门和Ignavibacteriae相对丰度分别提高至44.4%、9.95%和1.34%，变形菌门、厚壁菌门、绿弯菌门和拟杆菌门相对丰度分别降至21.4%、0.36%、2.32%和0.54%。有研究表明，Anammox体系中AnAOB可与上述微生物存在共存现象[46-47]。
反应器运行至第60天时，浮霉菌门成为第一优势菌门，这主要是启动时逐渐提升氮负荷，且无外加有机碳源，使得接种污泥中的变形菌逐渐地失去第一优势菌的地位。而AnAOB为化能自养型细菌，在无有机碳源的环境中更有利其生长繁殖，从而使其在系统中更加具有竞争力。虽然变形菌门失去了第一优势菌门的地位，但其依旧保持较高的丰度，该菌门中含硝化、反硝化细菌，提升反应体系中的脱氮效率。值得注意的是，Ignavibacteriae从未检出到第60天时升至1.34%，该菌属于异养兼性厌氧菌，能将NO3−-N还原为NO2−-N[46]，有利提高系统的脱氮性能，同时可解释Anammox的系统中∆NO2−/∆NH4+和∆NO3−/∆NH4+低于理论值的原因。大部分的丝状菌为绿弯菌门，由于接种污泥中绿弯菌门为第二优势菌门，为后期AnAOB的富集提供附着位点，此外该菌门还参与凋亡细胞的分解和胞外物质的合成[36]。Anammox反应器是一个多种微生物共存的系统，形菌门、厚壁门、绿弯菌门和拟杆菌门等微生物参与脱氮，有利于反应器脱氮和稳定运行。
3)属水平菌群结构分析。在UASB反应器接种第0、30和60天时，属水平上的微生物群落结构变化如图8(b)所示。接种污泥主要以Thauera、Thermomonas、Nitrosomonas、Ohtaekwangia为优势菌。运行60 d后，浮霉菌门中的Candidatus Brocadia成为优势菌，其丰度从反应器启动前未检出提高至42.4%。通常，随着低氮负荷向高氮负荷的提升过程中Candidatus Brocadia可能受高浓度NO2−-N的抑制[48]。但本研究中Candidatus Brocadia可以免受抑制且成为优势菌，表明Anammox启动成功。
同时反应器存在Thauera、Thermomonas、Nitrosomonas、Ohtaekwangia和Ignavibacterium等硝化反硝化菌，Thauera的存在有利于COD和TN的去除[47]，Thermomonas属于热单胞菌，可以有效去除NO3−-N[49]；Nitrosomonas属于AOB菌，该菌利用一部分NH4+-N转化成NO2−-N为AnAOB提供基质；Ohtaekwangia属于硝化细菌门，其丰度由初始2.60%增加至3.32%，该菌丰度增加有利于系统的脱氮[50]，Ignavibacterium属于亚硝化盐还原菌，该菌丰度增加至1.34%，在Anammox系统中经常与AnAOB发挥作用。虽然前3者的丰度有所下降，后两者的丰度上升，但其对该反应器高效脱氮有重要贡献
3. 结论
1)在UASB反应器中成功快速启动Anammox，其最佳运行条件为(30±1) ℃、初始pH为7.5、无需外加碳源、NO2−-N/NH4+-N为1.25~1.50和MLSS为4 200 mg·L−1，历经60 d快速启动成功厌氧氨氧化。
2) UASB反应器启动60 d后，污泥中EPS中PN由0.39 mg·g−1增至9.42 mg·g−1，PS从1.1 mg·g−1增加至5.05 mg·g−1，总EPS由接种前的1.49 mg·g−1增至14.5 mg·g−1，说明氮负荷增加时有利于微生物分泌出更多的胞外聚合物，有利于Anammox颗粒的形成，增强其抗负荷能力，且能减少种泥流失。
3)启动成功的UASB反应器处理老龄垃圾渗滤液，系统运行至126~150 d时NH4+-N、NO2−-N和TN平均去除率均在80%以上，TN去除负荷最高为0.36 kg·(m3·d)−1，可为工程规模的Anammox快速启动用于老龄垃圾渗滤液脱氮提供参考。
4) UASB反应器启动成功后，微生物多样性减少，AnAOB所在的浮霉菌门(Planctomycetes)成为优势菌门，其相对丰度为44.4%，Candidatus Brocadia成为优势菌属，相对丰度提高至42.4%，说明AnAOB成功富集，AnAOB利用NO2−-N为电子受体，以NH4+-N为电子供体实现深度脱氮。同时UASB反应器是一个以硝化反硝化菌为辅，以AnAOB为主的共生系统。
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图 1 中国西、中、东部公园灰尘重金属累积水平
Figure 1. The accumulation level of park dust heavy metals in western, central and eastern regions of China
表 1 公园灰尘样点数据统计
Table 1. Statistics of park dust samples
城市City 采样时间Sampling time 样品量Sample amout 重金属含量/（mg·kg−1)Heavy metal content 数据来源Data sources Cr Cu Zn Pb Ni Cd 上海 — 44 162.59 235.89 906.29 416.63 92.19 1.58 [4] 北京 2010年4—7月 50 69.33 72.13 219.2 201.82 25.97 0.64 [7] 包头 2014年5月 26 154.1 26.9 49.7 36.2 25.1 — [9] 天津 2012年11—12月 51 103.18 113.18 — 63.32 40.58 1.14 [10] 福州 2011年6月和11月 11 78.21 111.04 386.62 73.81 — 0.58 [11] 青岛 — 128 — 109.27 326.88 126.02 — 1.79 [12] 长春 2013年6月 28 59.28 37.82 169.26 69.12 23.08 0.33 [13] 武汉 2002年9月 58 64.1 58.4 313.35 85.5 25.8 — [14] 开封 2014年3月 52 53.25 44.29 240.27 144.84 23.15 1.02 [15] 西安 2009年4—5月 20 125.2 91 337.2 147.4 35.8 — [16] 焦作 2016年2月 41 112.07 49.85 374.3 55.26 51.7 1.25 [17] 乌鲁木齐 2017年10—11月 83 51.56 29.66 184.3 36.6 31.59 0.3 [18] 南京 2014年6月 60 133 141 585 119 115 1.92 [19] 东莞 — 31 2874.1 627.4 4733.1 — — — [20] 漳州 2018年11月 83 61.74 77.89 379.95 71.74 25.2 — [21]
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表 2 城市公园灰尘重金属浓度累积指数
Table 2. city park dust concentration of heavy metal accumulation index
城市City Cr Cu Zn Pb Ni Cd 背景值/(mg·kg−1)Background value 累积指数Accumulation index 背景值/(mg·kg−1)Background value 累积指数Accumulation index 背景值/(mg·kg−1)Background value 累积指数Accumulation index 背景值/(mg·kg−1)Background value 累积指数Accumulation index 背景值/(mg·kg−1)Background value 累积指数Accumulation index 背景值/(mg·kg−1)Background value 累积指数Accumulation index 上海 75 2.17 28.59 8.25 86.1 10.53 25.47 16.36 31.9 2.89 0.13 12.15 北京 66.7 1.04 18.7 3.86 57.5 3.81 24.6 8.2 26.8 0.97 0.12 5.33 包头 56.4 2.73 19.2 1.4 55.7 0.89 18.8 1.93 24.5 1.02 0.045 — 天津 84.2 1.23 28.8 3.93 79.3 — 21 3.02 33.3 1.22 0.09 12.67 福州 41.3 1.89 21.6 5.14 82.7 4.67 34.9 2.11 13.5 — 0.054 10.74 青岛 62 — 22.6 4.83 63.3 5.16 23.6 5.34 27.1 — 0.132 13.56 长春 50.17 1.18 17.96 2.11 59.47 2.85 20.4 3.39 23.07 1 0.09 3.61 武汉 90 0.71 32 1.83 79 3.97 25 3.42 40 0.65 0.12 — 开封 65.7 0.81 19.9 2.23 61.9 3.88 25.4 5.70 30 0.77 0.07 14.57 西安 62.5 2 21.4 4.25 69.4 4.86 21.4 6.89 28.8 1.24 0.094 — 焦作 65.7 1.71 19.9 2.51 61.9 6.05 25.4 2.18 30 1.72 0.07 17.86 乌鲁木齐 49.3 1.05 26.7 1.11 68.8 2.68 19.4 1.89 26.6 1.19 0.12 2.5 南京 76 1.75 22.3 6.32 73 8.01 26.8 4.44 32.9 3.5 0.151 12.72 东莞 50.5 56.91 17 36.91 51 92.81 36 — 27.7 — 0.04 — 漳州 41.3 1.49 21.6 3.61 82.7 4.59 34.9 2.06 13.5 1.87 0.054 —
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表 3 公园灰尘重金属与经济发展的相关关系
Table 3. Correlation between heavy metal and economic development in different cities
总人口Total population 地区生产总值Gross domestic product 工业总产值Gross industrial output value 原煤Coal 民用汽车拥有量Possession of civil vehicles Cr −0.077 −0.142 −0.180 0.503 −0.101 Cu 0.153 0.059 −0.003 0.626* 0.082 Zn 0.023 −0.066 −0.121 0.765** −0.137 Pb 0.628* 0.343 0.460 0.304 0.566* Ni 0.178 0.291 0.144 0.409 0.644* Cd 0.189 0.222 0.110 0.380 −0.057 注∶** 在 0.01 级别（双尾），相关性显著，P<0.01。* 在 0.05 级别（双尾），相关性显著，P<0.01。
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[1] 常静, 刘敏, 侯立军, 等. 城市地表灰尘的概念、污染特征与环境效应 [J]. 应用生态学报, 2007, 18(5): 1155-1160. CHANG J, LIU M, HOU L J, et al. Concept, pollution character and environmental effect of urban surface dust [J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2007, 18(5): 1155-1160(in Chinese).
[2] 方凤满, 蒋炳言, 王海东, 等. 芜湖市区地表灰尘中重金属粒径效应及其健康风险评价 [J]. 地理研究, 2010, 29(7): 1193-1202. FANG F M, JIANG B Y, WANG H D, et al. Particle size distribution and health risk assessment of heavy metals in surface dust of Wuhu urban area [J]. Geographical Research, 2010, 29(7): 1193-1202(in Chinese).
[3] 李如忠, 周爱佳, 童芳, 等. 合肥市城区地表灰尘重金属分布特征及环境健康风险评价 [J]. 环境科学, 2011, 32(9): 2661-2668. LI R Z, ZHOU A J, TONG F, et al. Distribution of metals in urban dusts of Hefei and health risk assessment [J]. Environmental Science, 2011, 32(9): 2661-2668(in Chinese).
[4] 史贵涛, 陈振楼, 许世远, 等. 上海城市公园土壤及灰尘中重金属污染特征 [J]. 环境科学, 2007, 28(2): 238-242. doi: 10.3321/j.issn:1001-0742.2007.02.019 SHI G T, CHEN Z L, XU S Y, et al. Characteristics of heavy metal pollution in soil and dust of urban Parks in Shanghai [J]. Environmental Science, 2007, 28(2): 238-242(in Chinese). doi: 10.3321/j.issn:1001-0742.2007.02.019
[5] INYANG H I, BAE S. Impacts of dust on environmental systems and human health [J]. Journal of Hazardous Materials, 2006, 132(1): 16442715. doi: 10.1016/j.jhazmat.2005.11.082 [6] LIOY P J, FREEMAN N C G, MILLETTE J R. Dust: a metric for use in residential and building exposure assessment and source characterization [J]. Environmental Health Perspectives, 2002, 110(10): 969-983. doi: 10.1289/ehp.02110969 [7] DU Y R, GAO B, ZHOU H D, et al. Health risk assessment of heavy metals in road dusts in urban Parks of Beijing, China [J]. Procedia Environmental Sciences, 2013, 18: 299-309. doi: 10.1016/j.proenv.2013.04.039 [8] 郭芙蓉. 浅析城市公园的功能与作用[J]. 科技与经济发展, 2008(10): 4−5. GUO F R. Analysis on the function and function of Urban Parks [J]. Science and Economic development, 2008(10): 4−5(in Chinese).
[9] 韩秀凤, 卢新卫. 包头市公园及广场灰尘中重金属污染特征 [J]. 环境化学, 2016, 35(12): 2606-2614. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2016.12.2015112005 HAN X F, LU X W. Contamination characteristics of heavy metals in dusts from square and park of Baotou, China [J]. Environmental Chemistry, 2016, 35(12): 2606-2614(in Chinese). doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2016.12.2015112005
[10] 吴绽蕾, 周俊, 胡蓓蓓, 等. 天津公园灰尘与土壤重金属污染特征 [J]. 生态学杂志, 2013, 32(4): 1030-1037. WU Z L, ZHOU J, HU B B, et al. Characteristics of heavy metal pollution in dust and soil of Tianjin City, North China [J]. Chinese Journal of Ecology, 2013, 32(4): 1030-1037(in Chinese).
[11] 陈秀玲, 茅建彬, 何世虹, 等. 福州城市公园灰尘重金属污染特征 [J]. 城市环境与城市生态, 2012, 25(6): 31-34,38. CHEN X L, MAO J B, HE S H, et al. Heavy metal pollution of dust in Fuzhou urban Parks [J]. Urban Environment & Urban Ecology, 2012, 25(6): 31-34,38(in Chinese).
[12] 钱翌, 刘峥延. 青岛城市公园灰尘重金属的形态分布及健康风险评价 [J]. 城市环境与城市生态, 2011, 24(4): 20-23,28. QIAN Y, LIU Z Y. Chemical speciation of heavy metals and health risk assessment in dust of Qingdao urban Parks [J]. Urban Environment & Urban Ecology, 2011, 24(4): 20-23,28(in Chinese).
[13] LIU Q, WANG Y, LIU J S, et al. Grain-size distribution and heavy metal contamination of road dusts in urban Parks and squares in Changchun, China [J]. Environmental Geochemistry and Health, 2015, 37(1): 71-82. doi: 10.1007/s10653-014-9631-6 [14] YANG T, ZENG Q L, LIU Z F, et al. Magnetic properties of the road dusts from two Parks in Wuhan City, China: Implications for mapping urban environment [J]. Environmental Monitoring and Assessment, 2011, 177: 637-648. [15] 段海静, 蔡晓强, 阮心玲, 等. 开封市公园地表灰尘重金属污染及健康风险 [J]. 环境科学, 2015, 36(8): 2972-2980. DUAN H J, CAI X Q, RUAN X L, et al. Assessment of heavy metal pollution and its health risk of surface dusts from Parks of Kaifeng, China [J]. Environmental Science, 2015, 36(8): 2972-2980(in Chinese).
[16] 赵珀, 卢新卫, 黄丽, 等. 西安市公园灰尘重金属污染及其健康风险评价 [J]. 城市环境与城市生态, 2015, 28(6): 5-9. ZHAO P, LU X W, HUANG L, et al. Pollution level and health risk of heavy metals in dust from city Parks of Xi’an [J]. Urban Environment & Urban Ecology, 2015, 28(6): 5-9(in Chinese).
[17] HAN Q, WANG M S, CAO J L, et al. Health risk assessment and bioaccessibilities of heavy metals for children in soil and dust from urban Parks and schools of Jiaozuo, China [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2020, 191: 110157. doi: 10.1016/j.ecoenv.2019.110157 [18] 姑力巴努·艾尼, 麦麦提吐尔逊·艾则孜, 王维维, 等. 乌鲁木齐市地表灰尘微量元素污染及生态风险 [J]. 环境科学与技术, 2019, 42(9): 230-236. GULBANU A N, MAMATTURSUN E Z Z, WANG W W, et al. Contamination and ecological risk of trace element in street dust of Urumqi [J]. Environmental Science & Technology, 2019, 42(9): 230-236(in Chinese).
[19] WANG J H, LI S W, CUI X Y, et al. Bioaccessibility, sources and health risk assessment of trace metals in urban park dust in Nanjing, Southeast China [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2016, 128: 161-170. doi: 10.1016/j.ecoenv.2016.02.020 [20] 胡静姝, 余俞堂. 东莞市主要公园灰尘重金属含量分析研究 [J]. 广州化工, 2019, 47(10): 106-107,123. doi: 10.3969/j.issn.1001-9677.2019.10.039 HU J S, YU Y T. Analysis of heavy metal content of dust in Dongguan park [J]. Guangzhou Chemical Industry, 2019, 47(10): 106-107,123(in Chinese). doi: 10.3969/j.issn.1001-9677.2019.10.039
[21] 范逸飞, 陈秀玲, 方滋婧, 等. 漳州市城市公园灰尘重金属来源及健康风险评价 [J]. 地球环境学报, 2021, 12(1): 104-120. FAN Y F, CHEN X L, FANG Z J, et al. Heavy metal sources and health risk assessment of dust in Zhangzhou urban Parks [J]. Journal of Earth Environment, 2021, 12(1): 104-120(in Chinese).
[22] 上海市统计局. 上海市统计年鉴[M]. 北京: 中国统计出版社, 2007. Shanghai Municipal Bureau of Statistics. Shanghai Statistical Yearbook[M]. Beijing: China Statistics Press, 2007( in Chinese).
[23] 北京市统计局. 北京市统计年鉴[M]. 北京: 中国统计出版社, 2011. Beijing Municipal Bureau of Statistics. Beijing Statistical Yearbook[M]. Beijing: China Statistics Press, 2011( in Chinese).
[24] 包头市统计局. 包头市统计年鉴[M]. 北京: 中国统计出版社, 2014. Baotou Municipal Bureau of Statistics. Baotou Statistical Yearbook[M]. Beijing: China Statistics Press, 2014( in Chinese).
[25] 天津市统计局. 天津市统计年鉴[M]. 北京: 中国统计出版社, 2012. Tianjin Municipal Bureau of Statistics. Tianjin Statistical Yearbook[M]. Beijing: China Statistics Press, 2012( in Chinese).
[26] 福州市统计局. 福州市统计年鉴[M]. 北京: 中国统计出版社, 2011. Fuzhou Municipal Bureau of Statistics. Fuzhou Statistical Yearbook[M]. Beijing: China Statistics Press, 2011( in Chinese).
[27] 青岛市统计局. 青岛统计年鉴[M]. 北京: 中国统计出版社, 10-Aug-2011. Qingdao Municipal Bureau of Statistics. Qingdao Statistical Yearbook [M]. Beijing: China Statistics Press, 10-Aug-2011(in Chinese).
[28] 长春市统计局. 长春市统计年鉴[M]. 北京: 中国统计出版社, 2013. Changchun Municipal Bureau of Statistics. Changchun Statistical Yearbook[M]. Beijing: China Statistics Press, 2013( in Chinese).
[29] 武汉市统计局. 武汉统计年鉴[M]. 北京: 中国统计出版社, 01-Jan-2002. Wuhan Municipal Bureau of Statistics. Wuhan Statistical Yearbook [M]. Beijing: China Statistics Press, 01-Jan-2002(in Chinese).
[30] 开封市统计局. 开封市统计年鉴[M]. 北京: 中国统计出版社, 2014. Kaifeng Municipal Bureau of Statistics. Kaifen Statistical Yearbook[M]. Beijing: China Statistics Press, 2014( in Chinese).
[31] 西安市统计局. 西安市统计年鉴[M]. 北京: 中国统计出版社, 2009. Xi’an Municipal Bureau of Statistics. Xi’an Statistical Yearbook[M]. Beijing: China Statistics Press, 2009( in Chinese).
[32] 焦作市统计局. 焦作市统计年鉴[M]. 北京: 中国统计出版社, 2016. Jiaozuo Municipal Bureau of Statistics. Jiaozuo Statistical Yearbook[M]. Beijing: China Statistics Press, 2016( in Chinese).
[33] 乌鲁木齐市统计局, 国家统计局乌鲁木齐调查队. 乌鲁木齐统计年鉴[M]. 北京: 中国统计出版社, 2017. Urumqi Municipal Bureau of Statistics, National Bureau of Statistics Urumqi Survey Team. Urumqi statistical yearbook[M]. Beijing: China Statistics Press, 2017(in Chinese).
[34] 南京市统计局. 南京市统计年鉴[M]. 北京: 中国统计出版社, 2014. Nanjing Municipal Bureau of Statistics. Nanjing Statistical Yearbook[M]. Beijing: China Statistics Press, 2014( in Chinese).
[35] 东莞市统计局. 东莞市统计年鉴[M]. 北京: 中国统计出版社, 2019. Dongguan Municipal Bureau of Statistics. Dongguan Statistical Yearbook[M]. Beijing: China Statistics Press, 2019( in Chinese).
[36] 漳州市统计局. 漳州市统计年鉴[M]. 北京: 中国统计出版社, 2018. Zhangzhou Municipal Bureau of Statistics. Zhangzhou Statistical Yearbook[M]. Beijing: China Statistics Press, 2018( in Chinese).
[37] 徐明星, 周生路, 王晓瑞, 等. 长江三角洲典型区社会经济发展对土壤重金属累积的影响 [J]. 地理科学, 2010, 30(6): 880-885. XU M X, ZHOU S L, WANG X R, et al. Impact of socioeconomic development on accumulation of soil heavy metals in a typical region of the Changjiang river delta [J]. Scientia Geographica Sinica, 2010, 30(6): 880-885(in Chinese).
[38] 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): 989-996. LI X Y, CHEN T B, LEI M, et al. Concentrations and risk of heavy metals in surface soil and dust in urban squares and school campus in Beijing [J]. Geographical Research, 2010, 29(6): 989-996(in Chinese).
[39] 王喜宽, 黄增芳, 苏美霞, 等. 河套地区土壤基准值及背景值特征 [J]. 岩矿测试, 2007, 26(4): 287-292. doi: 10.3969/j.issn.0254-5357.2007.04.008 WANG X K, HUANG Z F, SU M X, et al. Characteristics of reference and background values of soils in Hetao area [J]. Rock and Mineral Analysis, 2007, 26(4): 287-292(in Chinese). doi: 10.3969/j.issn.0254-5357.2007.04.008
[40] 金丕兴. 吉林省土壤环境背景值研究 [J]. 吉林地质科技情报, 1993(3): 13-24. JIN P X. Research on the background value of soil environment in Jilin Province [J]. Jilin Geological Science and Technology Information, 1993(3): 13-24(in Chinese).
[41] 庞绪贵, 代杰瑞, 胡雪平, 等. 山东省土壤地球化学背景值 [J]. 山东国土资源, 2018, 34(1): 39-43. doi: 10.3969/j.issn.1672-6979.2018.01.005 PANG X G, DAI J R, HU X P, et al. Background values of soil geochemistry in Shandong Province [J]. Shandong Land and Resources, 2018, 34(1): 39-43(in Chinese). doi: 10.3969/j.issn.1672-6979.2018.01.005
[42] 廖启林, 刘聪, 许艳, 等. 江苏省土壤元素地球化学基准值 [J]. 中国地质, 2011, 38(5): 1363-1378. doi: 10.3969/j.issn.1000-3657.2011.05.023 LIAO Q L, LIU C, XU Y, et al. Geochemical baseline values of elements in soil of Jiangsu Province [J]. Geology in China, 2011, 38(5): 1363-1378(in Chinese). doi: 10.3969/j.issn.1000-3657.2011.05.023
[43] 陈振金, 陈春秀, 刘用清, 等. 福建省土壤环境背景值研究 [J]. 环境科学, 1992, 13(4): 70-75,95. doi: 10.3321/j.issn:0250-3301.1992.04.001 CHEN Z J, CHEN C X, LIU Y Q, et al. Study on soil environmental background values in Fujian Province [J]. Environmental Science, 1992, 13(4): 70-75,95(in Chinese). doi: 10.3321/j.issn:0250-3301.1992.04.001
[44] 张子珍. 中国经济区域划分演变及评价 [J]. 山西财经大学学报(高等教育版), 2010, 13(2): 89-92. doi: 10.3969/j.issn.2095-106X.2010.02.023 ZHANG Z Z. Evolution and evaluation of the Chinese economic regions division [J]. Journal of Shanxi University of Finance and Economics (Higher Education Edition), 2010, 13(2): 89-92(in Chinese). doi: 10.3969/j.issn.2095-106X.2010.02.023
[45] 李崇, 李法云, 张营, 等. 沈阳市街道灰尘中重金属的空间分布特征研究 [J]. 生态环境, 2008, 17(2): 560-564. LI C, LI F Y, ZHANG Y, et al. Spatial distribution characteristics of heavy metals in street dust in Shenyang city [J]. Ecology and Environment, 2008, 17(2): 560-564(in Chinese).
[46] 杨梅, 李晓燕. 贵阳市冬季地表灰尘重金属含量动态变化及原因探析 [J]. 环境科学学报, 2014, 34(8): 2070-2076. YANG M, LI X Y. Dynamic changes and cause analysis of heavy metals in street dust in Guiyang City, China [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2014, 34(8): 2070-2076(in Chinese).
[47] 李晓燕. 季节变化对贵阳市不同功能区地表灰尘重金属的影响 [J]. 环境科学, 2013, 34(6): 2407-2415. LI X Y. Influence of season change on the level of heavy metals in outdoor settled dusts in different functional areas of Guiyang city [J]. Environmental Science, 2013, 34(6): 2407-2415(in Chinese).
[48] 郑冬梅, 金丹, 蔺昕, 等. 沈阳市采暖期与非采暖期的街道灰尘重金属暴露 [J]. 生态学杂志, 2016, 35(4): 1047-1052. ZHENG D M, JIN D, LIN X, et al. The exposure of heavy metals of street dust during heating period and unheating period in Shenyang [J]. Chinese Journal of Ecology, 2016, 35(4): 1047-1052(in Chinese).
[49] HUNT A, JOHNSON D L, GRIFFITH D A. Mass transfer of soil indoors by track-in on footwear [J]. Science of the Total Environment, 2006, 370(2/3): 360-371. [50] 王硕, 蔡立梅, 王秋爽, 等. 中国城市地表灰尘中重金属的富集状况及空间分布特征 [J]. 地理研究, 2018, 37(8): 1624-1640. WANG S, CAI L M, WANG Q S, et al. Spatial distribution and accumulation of heavy metals in urban surface dust of China [J]. Geographical Research, 2018, 37(8): 1624-1640(in Chinese).
[51] 杨文哲, 赵海乔. 长春汽车工业比较优势研究 [J]. 现代经济(现代物业下半月刊), 2009, 8(3): 42-45. YANG W Z, ZHAO H Q. Research on the comparative advantage of Changchun automobile industry [J]. Modern Economics(Second Half of Modern Property), 2009, 8(3): 42-45(in Chinese).
[52] 方凤满, 林跃胜, 王海东, 等. 城市地表灰尘中重金属的来源、暴露特征及其环境效应 [J]. 生态学报, 2011, 31(23): 316-325. FANG F M, LIN Y S, WANG H D, et al. Source, exposure characteristics and its environmental effect of heavy metals in urban surface dust [J]. Acta Ecologica Sinica, 2011, 31(23): 316-325(in Chinese).
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