我國典型城市大氣汞污染及對人體健康的影響

李 林，周啟星

南開大學環境科學與工程學院，環境污染過程與基準教育部重點實驗室；天津市城市生態環境修復與污染防治重點實驗室，天津300071

我國典型城市大氣汞污染及對人體健康的影響

李 林，周啟星*

南開大學環境科學與工程學院，環境污染過程與基準教育部重點實驗室；天津市城市生態環境修復與污染防治重點實驗室，天津300071

汞(Hg)是唯一以氣態形式存在于大氣環境中的有毒重金屬污染物，對人體健康和生態系統具有多方面的潛在危害。本文首先描述了我國長春、蘭州、北京、上海、武漢、廣州、貴陽和重慶等一些典型城市的大氣Hg時空分布特征、濃度水平以及季節變化規律；之后，就我國大氣Hg的主要污染源進行了分析，指出：煤燃燒是我國大氣Hg最主要的污染源，有色金屬熔煉以及水泥和鋼鐵的生產也是重要的污染源；最后，通過分析大氣Hg直接和間接暴露途徑，闡述了大氣Hg對人體的心血管和生殖系統等以及通過水生或陸生食物鏈的蓄積和放大作用對人體健康可能產生的不良影響。

城市環境；大氣汞；時空分布；污染源；人體健康

汞(mercury，Hg)是環境中毒性極強的重金屬元素之一[1]。20世紀60年代在日本發生的震驚世界的水俁病事件就是首次發現的Hg污染環境公害事件[2]，后來類似的Hg污染事件也在伊拉克、巴西、印度尼西亞、美國和中國等國相繼發生，這些事件對人體健康造成了極大的危害，從而引起了世界范圍內的廣泛關注。20世紀70～80年代，我國松花江和薊運河流域發生了嚴重的居民甲基汞(MeHg)中毒事件[3]。20世紀90年代，北美和北歐科學家在遠離人為和自然Hg污染源的地區發現魚體內Hg濃度有升高的現象，而這種現象是由于Hg的人為排放、大氣長距離輸送、異地沉降和長期積累造成的，于是學界由此掀起了大氣Hg污染研究的新熱潮[4]。

Hg具有持久性、生物富集性和強毒性等特性，因此被許多國際機構列為優先污染物[3]。它是唯一主要以氣相形式存在于大氣中的重金屬元素，并且任何形式的Hg在一定條件下都可轉化為劇毒的MeHg，毒害人體或生態系統。同時Hg具有跨界長距離傳輸的屬性，是除了溫室氣體以外唯一對全球范圍產生影響的化學物質，因此Hg已被列為全球性污染物。

我國被認為是全球大氣Hg排放最多的國家之一[5]。隨著經濟的高速發展，我國大氣Hg排放量升高以及由此引發的城市和地區大氣Hg水平持續增加帶來的壓力仍十分嚴峻。本文介紹了我國典型城市的大氣Hg時空分布特征以及大氣Hg的主要排放源，并通過分析大氣Hg直接和間接的暴露途徑，闡述大氣Hg的危害：一方面通過呼吸作用直接進入人體，對人體神經、腎臟等系統造成極大的損害；另一方面沉降到土壤、水體，通過陸生或水生食物鏈進入人體，危害人體健康。

1 我國典型城市大氣Hg時空分布特征

根據Hg的理化與形態特征，大氣Hg主要分為氣態單質汞(Hg0，GEM, gaseous elemental mercury)、氣態二價汞(Hg2+，RGM, reactive gaseous mercury，包括一些二價無機汞化合物和極少量二價有機汞)和顆粒態汞(HgP，TPM, particulate mercury，吸附于大氣氣溶膠的Hg)。前兩者的Hg又稱為氣態總汞(TGM，total gaseous mercury)，其總量約占大氣Hg的90%，而顆粒態汞所占比例約為10%[2]。不同形態的Hg在大氣中的傳輸特性也不同。Hg0在大氣中的停留時間長達0.5～2.0年，并且可以隨大氣進行遠距離傳輸、遷移，參與全球Hg的循環[1]；Hg2+易溶于水，可擴散到幾十到幾百公里，隨干、濕沉降到地面或者水體表面，影響局部區域的生態系統；HgP一般在排放源的附近沉降下來，主要影響當地的生態系統[6]。不同形態的Hg在一定條件下可相互轉化，如Hg0在有O3、H2O2、Cl2等氧化劑的情況下可氧化成Hg2+[7]，而活性較強Hg2+在太陽輻射特別是紫外輻射和一些還原性條件作用下又可還原成Hg0 [1,4]。其次，對作為人類活動中心的城市，其大氣Hg在區域和全球Hg循環中起著重要的作用。Fang等[8]研究發現，由燃煤釋放的大氣總汞其中的11.6%沉降到城區，其余的全部參與區域和全球Hg循環。在美國和歐洲，大氣Hg在城市的分布以及在不同環境單元中的分布研究都較為豐富；而在我國，許多大中城市的大氣Hg濃度雖然已處于較高污染水平，但就全國范圍而言，關于大氣Hg污染的研究數據還需進一步完善[9]。

表1列出了典型城市大氣Hg不同形態的平均濃度水平值。從表1可以看出，TGM平均濃度最小值在上海(2.7 ng·m-3)，最大值在福州(111.9 ng·m-3)。除福州市外，我國城市的TGM平均濃度值在2.7～28.62 ng·m-3之間，均未超過我國2012年環境空氣質量標準的參考值(50 ng·m-3)，而福州市大氣Hg均值超標的主要原因可能是由于福州城區地熱活動強烈造成的[27]。如果與北半球大氣氣態總Hg含量的背景值(1.5～2.0 ng·m-3)相比，我國大部分城市大氣Hg含量遠高于此背景值，說明這些城市已不同程度受到大氣Hg的污染。

表2列出了我國部分典型城市大氣Hg濃度水平在不同季節的差異。對于北方城市，大氣Hg在冬季的濃度(采暖期)明顯高于夏季(非采暖期)，一般高出2～5倍。在蘭州，冬季TGM的濃度是夏季濃度的5倍多；在長春，HgP的污染在采暖期濃度超過非采暖期的2倍多。究其原因，主要是由于這些城市和地區氣候較為寒冷干燥、民用采暖期較長并且是以煤為主的單一能源結構，從而導致這些城市冬季甚至全年大部分時間大氣Hg處于較高的污染水平[8]。但在南方城市，比如廣州和貴陽，一年四季大氣Hg濃度波動較小，相對比較穩定。這些城市無采暖期與非采暖期的區別，各季能耗大致相同，因此大氣污染源排放量的季節變化不太明顯[15]。從空間來看，城區大氣Hg濃度明顯高于郊區，郊區又高于農村。其主要原因在于城鎮工業污染源(如火電廠、熱電廠、水泥廠等)和城市居民活動(如家用燃煤、汽車尾氣排放等)釋放大量Hg所致。此外，還與氣象因素有關。一般來說，與郊區和農村相比，由于城市的熱島效應，城區的大氣污染物較難擴散和稀釋。

表1 我國一些典型城市大氣Hg濃度Table 1 Atmospheric mercury concentration in some typical cities of China

表2 我國部分城市不同季節的大氣Hg濃度Table 2 Atmospheric mercury concentration in some cities of China during different seasons

2 我國城市大氣Hg主要排放源

Hg在自然界中分布很廣，幾乎所有礦物中都含有Hg。這些Hg經一系列自然過程或人為活動向大氣釋放[29]，其中自然過程主要有地殼物質的風化、火山噴發、地熱活動、森林火災以及土壤、水體表面的蒸發和植物蒸騰等[7,30]，人為活動則主要包括化石燃料(煤、石油和天然氣等)的燃燒、廢物焚燒(包括市政垃圾、醫療垃圾和污泥等)、有色金屬冶煉、氯堿工業、水泥制造、土法煉金和煉汞等活動[7,9]。與自然源相比，全球大氣Hg受到人為活動的影響不斷增加。據估算，自從工業革命以來，全球大氣中Hg平均含量比工業革命前約增加了3倍左右[4]。而像火力發電和有色金屬冶煉等活動較為密集的地方，大氣Hg污染更為嚴重。

我國被認為是全球大氣Hg排放量最多的國家之一[5]。據USEPA和近期的全球人為Hg排放清單估算表明，大約有50%～70%的人為Hg排放來源于化石燃料的燃燒，且每年約向大氣排放超過1 000 t的Hg，其中50%以上來自亞洲等國家，比如中國、印度、日本、韓國和朝鮮，其中1995年中國Hg排放量為502 t，占亞洲總排放量的50%，占全球總排放量的26%[2]。隨著經濟的高速發展，我國大氣Hg排放量升高的趨勢將不可避免。

近年來，由于我國許多城市的大氣Hg含量逐年升高，許多學者在大氣Hg源估算方面做了許多工作。但由于不同地區研究程度的差異，其估算還是存在一定誤差和不確定性。Streets等[29]根據官方統計數據估算出我國1999年Hg人為排放總量為536 t。其中，45%的Hg來自有色金屬熔煉，38%來自煤燃燒，17%來自電池、熒光燈和水泥等大型生產活動。Wu等[31]對中國1995-2003年Hg的人為排放做了詳細分析，并估算出在這一期間排放的年均增長率為2.9%，有色金屬冶煉和燃煤年均Hg排放量約占總排放量的80%以上[4,31]。其中，2003年我國各種排放源共向大氣中排放Hg約696 t，有色金屬冶煉和燃煤分別占總排放量的52%和39%[31]。2005年我國向大氣排放Hg量為825.2 t，占全球排放總量的42%以上，其中化石燃料燃燒、混汞提金和金屬冶煉是最大的大氣Hg排放源。從以上資料來看，我國人為Hg排放源主要有燃煤、有色金屬冶煉；其次，像水泥、鋼鐵、熒光燈和電池生產等也是不容忽視的大氣Hg污染源。

2.1 燃煤源

煤燃燒是我國大氣Hg最主要的污染源。Hg是煤中最重要的重金屬之一，煤中Hg以硫化汞的形式存在。當煤燃燒溫度超過150℃時，Hg就會排放到環境中。由于Hg的揮發特性，燃煤過程的Hg排放大部分以煙氣形式排入大氣中，其余存在于飛灰和煤渣中。我國是世界上第一產煤大國，也是煤消費大國。例如，2003年我國年消耗煤近153 100 萬t，占世界總消耗量的28%。預計到2020年我國煤消耗將達到303 700 萬t[3]。因此，在全球人為Hg排放中我國占有較大比例，對全球的大氣Hg污染的影響不容忽視；同時，在我國由燃煤排放Hg所造成的環境污染和生態破壞以及對居民健康的危害也日益嚴重。而在相當長時間內我國仍將是以煤為主的單一能源結構，由于燃煤技術和燃煤Hg排放控制能力都相對比較落后，在我國大約有75%的總Hg排放歸因于化石燃料特別是煤的燃燒[1,2]。由燃煤引起的Hg排放污染，已成為我國面臨的重要環境問題[32]。

一些學者對我國煤中Hg含量及燃煤產生的Hg排放進行了相關研究和報道。例如，王起超等[33]報道，煤中Hg的平均含量約為0.22 mg·kg-1，據此估算得到1995年我國燃煤Hg排放為302.87 t，其中213.8 t排放到大氣中。從1978到1995年我國燃煤過程向大氣排放的總Hg為2493.8 t，排放的年均增長率為4.8%，其中北京、上海和天津三大直轄市的排放強度最高。但是，另一位學者黃溫慧[34]認為，我國煤中Hg含量為0.10～1 mg·kg-1，均值為0.15 mg·kg-1，據此估算1978到1995年我國燃煤向大氣排放的總Hg為1466 t，比王[33]的估算要少很多。馮新斌[23]在貴州省煤礦調查中發現，煤中Hg的含量高達0.53 mg·kg-1，遠比全國平均值高得多。根據這一指標，1998年該地區由于燃煤而排入大氣的Hg為8.3 t。Wu等[31]研究認為，我國燃煤排放的Hg從1995年的202 t到2003年已增加到257 t，年均增長率為3.0%。在所有燃煤項目Hg排放量的年增長率中，電廠達到5.9%。Streets等[29]人估算了中國2005年煤燃燒向大氣排放的Hg總量為202 t，其中Hg033.1 t，Hg2+124 t，Hgp45.4 t。在這些煤燃燒過程中，51%來自工業使用，33.6%來自燃煤電廠，9.8%來自居民使用，5.6%來自其他方面。

2.2 有色金屬熔煉

我國富含Hg礦資源，在世界排名第三[3]。大部分Hg礦分布在我國西南和中部，主要有貴州、陜西、河南和四川等省。在貴州省Hg礦開采已有近600年的歷史。1983年由于貴州省的開采活動向大氣排放的總Hg就達11 t，到1994年下降為5 t。有“Hg都”之稱的萬山上世紀50～90年代大氣總Hg排放達2 萬t。Hg礦的開采和熔煉造成了當地環境污染和生態的極大破壞。Hylander等[35]總結了全球汞排放清單，發現我國近些年汞礦開采有逐漸萎縮趨勢，1997年汞產量大約為835 t，從1998年開始到2000年汞礦開采一直維持在年產200 t左右，汞排放約為8.8 t。

我國使用Hg礦也具有悠久的歷史。早在2千多年前，硫化汞因其入藥具有延長壽命等特點而被使用。至今，硫化汞仍然作為紅色顏料、藥物防腐劑等而在我國廣泛采用。隨著我國工業和農業的快速發展，在我國Hg的消費量明顯增加。僅2000年我國總Hg消費就達900 t，占全球產量的50%[3]。當從可能含Hg的硫化礦熔煉金屬時，Hg蒸氣在高溫狀態下進入大氣。據CNEPA報道，1998年我國金屬(特別是鋅、鉛和銅)熔煉工業排入大氣的Hg總量為318 t。另外，手工開采黃金常采用Hg熔煉技術也伴隨有大量Hg的排放。

我國是世界上鋅產量最大的國家。2000年產鋅195 萬t。由于金屬礦的不斷減少，Hg含量高的礦石也就成為工業熔煉的主要原料，因此鋅熔煉也成為大氣Hg人為排放最大的污染源之一。王書肖等[6]根據非燃煤大氣Hg排放源的活動水平和排放因子，估算了2003年中國非燃煤大氣Hg排放量為393 t，其中84%排放量為有色金屬冶煉，包括51%的鋅冶煉、18%的鉛冶煉、4%的銅冶煉和11%的黃金冶煉。Wu等[31]估算了有色金屬熔煉排Hg從1995年的230 t增加到2003年的321 t，年均增長率為4.2%。盡管1996年以來黃金熔煉Hg的排放量下降，但其它諸如鋅、鉛和銅等有色金屬熔煉同期卻分別以8.5%、13.0%和6.9%的速度增長。Wu等[36]在另一篇文獻采用詳細的技術方法對有色金屬熔煉大氣Hg排放進行了數據更新，得出我國鋅、鉛和銅熔煉的Hg排放從2000年的67.6 t增加到2003年的100.1 t，年增長率為48.1%。2003年后，雖然鋅、鉛和銅產量增加116.7%，但Hg排放量卻從2003年的100.1 t下降到2010年的72.5 t，年下降率為27.6%。Wu等[36]分析Hg排放下降的原因主要是熔煉技術改進以及在鋅、鉛和銅熔煉過程中酸的應用比例有不同程度的上升。

金礦開采也是Hg人為排放的重要來源。Hg齊法煉金在我國曾經十分普遍，因此引起的Hg污染也十分嚴重。1996年我國宣布取締Hg齊土法煉金。大型金礦于是通過工藝改造較好地回收再利用Hg，每生產1 g黃金約排放0.79 g Hg[3]。但在一些偏遠地區，由于受利益的驅使，當地居民仍然采用這種技術落后的混Hg煉金方法。這種方法為了得到粗金高溫焙煉蒸發Hg，因此會排放大量的Hg蒸氣，大約每生產1 g黃金要排放15 g左右的Hg[3,37]，極大地污染了當地和周圍環境。

2.3 其它排放源

除了煤燃燒和有色金屬冶煉排放Hg外，像氯堿工業、水泥和鋼鐵生產、電池和熒光燈生產以及生物質燃燒(比如垃圾)等過程也是大氣Hg排放的主要污染源[9]。

在我國，氯堿生產是最多使用Hg的工業之一。20世紀50年代以來由氯堿工業向環境中排放的總Hg為1 400～2 700 t，其中10%～14%直接排放到了大氣中[3]。中國也是世界上水泥和鋼鐵生產大國之一。根據官方統計數據顯示，1999年水泥和鋼鐵產量分別為56 700 萬t和12 300 萬t，其生產過程分別向大氣中排放Hg約為22.7 t和4.92 t[29]。

電池、熒光燈、溫度計、醫藥器材和電開關等廢棄或者損壞后，Hg就可能釋放到環境中來[38]。這些含Hg廢棄物使環境或垃圾中Hg含量相對較高。任福民等[39]通過現場取樣和理化分析對北京市城區垃圾重金屬含量水平進行了檢測，發現各類垃圾中的Hg元素含量在0.23～1.03 mg·kg-1，均超過了北京市土壤環境背景值(0.081 mg·kg-1)和污染起始值的最高允許含量(0.096 mg·kg-1)。

廢物焚燒特別是垃圾燃燒是城區大氣Hg的主要來源[9]。根據王書肖[6]研究結果顯示，1995～2003年中國非燃煤源向大氣排放Hg的年均增長率為9%，其中生活垃圾焚燒排放年均增長率達42%。可見，中國垃圾焚燒排放Hg增長趨勢明顯。但是，在我國垃圾焚燒的方法還剛剛起步，垃圾填埋法甚至簡易填埋目前是我國處理城市垃圾最主要的方法，填埋法處理的垃圾量占全部處理量的95%以上[40]。馮新斌等[41]對某市郊區的垃圾填埋場排氣筒進行了測定，發現排氣筒氣態Hg平均濃度為665 ng·m-3，是全球大氣Hg含量背景值的400倍多，比Hg污染嚴重的貴陽市大氣氣態Hg含量高近80倍。排氣筒中MeHg的濃度平均值為2.06 ng·m-3，比大氣中MeHg含量高出2個數量級。他們的研究還表明，垃圾填埋場不僅向大氣中排放停留時間較長的氣態單質Hg，而且還排放毒性很強的單MeHg和二MeHg。隨著我國經濟社會的快速發展以及城市進程的不斷加快，我國城市生活垃圾產生量不斷增加。2004年城市生活垃圾年清運量達1.55×1011t，預計到2030年垃圾清運量將達2.10×1011t[40]。基于我國垃圾產生的基數大和目前主要的填埋處理方式這一情況，垃圾填埋場也是一個重要的大氣Hg源。

3 大氣Hg的健康影響

3.1 直接暴露

Hg作為一種金屬毒物，盡管在空氣中的濃度低，但影響范圍廣，長期暴露仍會引起人體的危害。大氣Hg的毒性作用主要依賴于它的化學形態[42]。它主要以氣態單質Hg的形式通過呼吸道、消化道和皮膚途徑侵入人體，通過肺泡粘膜，經血液進入全身。血液中的Hg通過血腦屏障后分布在紅血球、中樞神經系統和腎臟中，因此主要對神經系統和腎臟系統損傷為主，其次還對生殖系統、免疫系統和呼吸系統等造成危害[43,44]。

Hg對神經系統的毒性作用主要表現為頭疼、頭暈和注意力不集中，渾身乏力、感覺異常、神經功能紊亂，對兒童、嬰幼兒可造成語言和記憶力短缺、自閉癥等。段淑民等[45]應用世界衛生組織推薦的神經行為核心測試組合法，對長期生活在大氣Hg濃度為0.0021 mg·m-3非職業性Hg接觸居民的尿中4種神經遞質(去甲腎上腺素、多巴胺、5-羥色胺和5-羥吲哚乙酸)含量和神經行為功能(簡單反應時間、數字廣度、數字譯碼、視覺保留和手工敏捷度等測試)進行了測定。結果顯示，污染區居民的4種神經遞質含量均高于對照區，其神經行為功能與對照區的居民也有顯著性差異(p<0.05)。該實驗說明，Hg可以干擾神經遞質的代謝過程，并對神經行為功能產生影響。劉華蓮等[46]在另一地區做了類似的研究，得出了相似的結論。

Hg對腎臟的毒性作用主要表現在可使血漿肌酐水平增高。腎臟是無機Hg排泄、蓄積和毒性作用的主要器官。尿Hg反映了機體接觸Hg的多少，腎功能指標β2-MG是慢性Hg中毒早期腎損傷的敏感指標，NAG是腎臟損害標志物。田琳等[37]對山西某個土法煉金活動頻繁地區的大氣Hg及對當地居民腎功能的影響進行了探討，發現長期暴露于大氣Hg濃度為79～240 ng·m-3的居民尿Hg和腎功能指標(β2-MG)都明顯高于對照區，說明當地Hg污染對當地居民已造成早期的健康危害。崔留欣等[47]調查研究了低濃度大氣Hg污染對人群腎功能的影響，結果顯示，污染區大氣Hg濃度是對照區濃度的3倍多，超過居民區大氣衛生標準(0.3 μg·m-3)4.67倍；污染區人群由于長期的Hg暴露其尿NAG和尿β2-MG明顯比對照區人群的增高，從而得出污染區人群的腎小管重吸收下降，已造成對腎功能的影響。

Hg還對生殖系統、呼吸系統等造成影響[43]。路小婷等[48]通過流行病學調查分析了山西某市大氣Hg含量對當地女性居民生殖健康及其后代的影響，結果發現，污染區空氣Hg含量明顯高于對照區，污染區女性尿Hg含量、月經異常檢出率和妊娠結局異常率均明顯高于對照區女性，污染區新生兒死亡率明顯高于對照區，從而得出Hg污染已對女性生殖生育功能造成損害，對其子代新生兒死亡率也有明顯影響。

3.2 間接暴露

對大多數人來說，飲食攝入是主要的Hg暴露途徑。大氣Hg通過干、濕沉降到土壤表面和水體蓄積，使陸生和水生生態系統受到污染，然后沿陸生或水生食物鏈的蓄積和生物放大作用等途徑對人體造成危害(圖1)[38,44,49]。

中國環境監測中心的一項調查顯示，大約有90%的大氣Hg進入陸地。因此，土壤是Hg最大的受體。中國土壤中Hg的平均濃度為0.038 mg·kg-1，而北京、重慶、貴陽、桂林、廣州、南京和太原的城市土壤濃度卻遠遠比全國平均水平高得多[3]。王定勇等[50,51]研究了大氣Hg對土壤系統中的Hg累積的影響以及大氣Hg進入土壤后的形態轉化。他們認為，土壤可直接吸附大氣Hg，特別是在添加腐殖質后，對大氣Hg的吸附能力更強；而且，隨著與Hg點污染源距離的增加，土壤Hg含量呈下降趨勢，與大氣Hg在空氣中濃度變化一致，充分說明了土壤對大氣Hg具有較大的富集能力。進入土壤的大氣Hg其中有0.10%～0.12%轉化為植物活性Hg，0.86%～5.84%轉化為有機Hg。而且，添加腐殖質的土壤比未添加的土壤有機Hg轉化率更高。劉德紹等[52]對田間11種蔬菜進行田間觀測和盆栽試驗的結果表明，大氣Hg和土壤Hg對蔬菜Hg的貢獻率分別為70.4%～90.7%和9.3%～29.6%；與土壤Hg相比，大氣Hg對蔬菜Hg的貢獻大得多。路小婷等[48]測定某大氣Hg污染區的小米和玉米Hg含量分別為0.013 mg·kg-1和0.006 mg·kg-1，明顯高于對照區中該農作物中Hg的含量。

圖1 大氣Hg通過干濕沉降進入環境中[38]Fig. 1 Atmospheric mercury entering the environment by dry and wet deposition [38]

大氣Hg隨風經過遠距離傳播輸送后最終排入水體中[53]。因此，水體中均可能含有Hg。很多研究表明，像湖泊、水庫等自然水體除了大氣Hg沉降，Hg的主要輸入源包括河流和地表徑流的輸入、地下水的輸入、沉積物Hg的再釋放等。而在城區中的人工水體或者封閉式湖泊中，其水體內Hg的增加主要來源于大氣沉降和城市徑流。城市徑流中Hg濃度差異較大，這與土壤類型和陸地覆蓋物有關，一般柏油路徑流要比土壤高。由機動車尾氣排放的Hg主要是Hg2+，它很容易與顆粒物結合。大氣中的Hg2+和Hgp通過干、濕沉降到陸地，在陸地表面積累，然后通過徑流沖刷到水體，增加了水體中Hg的負荷[8]。進入水體中的各種形態大氣Hg如何轉化，也還需進一步深入研究[4]。Kristen等[49]采用大氣Hg演化和輸送模型、Hg在水體中轉化和輸送模型以及人體Hg暴露[54]這三種模型對Hg的大氣和水體變量進行了敏感性分析，分析得出最影響大氣Hg輸入水體的變量是湖泊的pH值、沉積物的埋葬速率和大氣Hg的形態，其次湖溫、溶解性有機碳等也影響大氣Hg向水體的輸入。還有一些研究報道[38]認為，在水生環境中，通過微生物的作用，無機Hg可轉化為親脂有機化合物-MeHg。在3種形式(單質Hg、二價Hg和有機Hg)的Hg化合物中，MeHg的毒性最強。魚類吸收MeHg的效率極高，而清除速度卻很慢。魚類體內的MeHg大部分蓄積在肌肉組織中，且營養級越高，魚齡越大，MeHg在魚肌肉組織中的百分含量也越高[55]。有時，有機Hg濃度在魚體內可高出水中幾十萬倍。人食用被Hg污染的魚后，脂溶性MeHg通過血腦屏障，有機Hg又在人的肝、腎和腦等臟器內蓄積與轉化，達到一定濃度后引起水俁病。早在20世紀70年代初，各國政府對食魚族人群提出忠告，建議減少食用Hg污染的魚類[53]，從而避免對人體健康產生的危害。

在大氣中，Hg是唯一可以以氣相形式存在的重金屬有毒污染物，它對生態系統和人類健康均造成損害。我國被認為是大氣Hg排放最多的國家之一，有關大氣Hg的研究數據還需要進一步完善。本文首先對我國一些典型城市有關大氣Hg的時空分布特征進行了綜述。結果發現，由于我國以煤為主的單一能源結構和南北氣候變化差異，導致在北方大氣Hg含量采暖期(冬季)高于非采暖期(夏季)，而南方差異不大；城區的大氣Hg濃度高于郊區；我國大氣Hg主要排放源是煤燃燒和有色金屬的熔煉以及水泥和鋼鐵的生產。特別是，由于我國人口基數以及城市化進程的加快，垃圾燃燒、垃圾填埋也將成為一個不容忽視的大氣Hg排放源。通過分析大氣Hg直接和間接暴露途徑，闡述了大氣Hg一方面通過呼吸系統進入人體，對人體的心血管和生殖系統等造成危害，另一方面經干、濕沉降進入水體和土壤，然后通過水生或陸生食物鏈的蓄積和放大作用危害人體健康。

[1] 周啟星, 黃國宏著. 環境生物地球化學及全球環境變化[M]．北京： 科學出版社, 2001

Zhou Q X, Huang G H. Environmental Biogeochemistry and Global Environmental Changes [M]. Beijing: Science Press, 2001 (in Chinese)

[2] Pacyna E, Pacyna J. Global emission of mercury from anthropogenic sources in 1995 [J]. Water, Air, and Soil Pollution, 2002, 137(1-4): 149-165

[3] Jiang G B, Shi J B, Feng X B. Mercury pollution in China [J]. Environmental Science & Technology, 2006, 40(12): 3672-3678

[4] 馮新斌, 仇廣樂, 付學吾, 等. 環境汞污染[J]. 化學進展, 2009, 21(2): 436-457

Feng X B, Qiu G L, Fu X W, et al. Mercury pollution in the environment [J]. Progress in Chemistry, 2009, 21(2): 436-457 (in Chinese)

[5] Lin Y, Vogt R, Larssen T. Environmental mercury in China: A review [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2012, 31(11): 2431-2444

[6] 王書肖, 劉 敏, 蔣靖坤, 等. 中國非燃煤大氣汞排放量估算[J]. 環境科學, 2006, 27(12): 2401-2406

Wang S X, Liu M, Jiang J K, et al. Estimate the mercury emission from non-coal sources in China [J]. Environmental Science, 2006, 27(12): 2401-2406 (in Chinese)

[7] 方鳳滿, 王起超, 郝慶菊. 大氣汞的來源、形態及環境過程研究現狀[J]. 環境導報, 2001, (2): 18-21

Fang F M, Wang Q C, Hao Q J. Atmospheric mercury-an overview of its sources, specification, and environmental process [J]. Environment Herald, 2001, (2): 18-21 (in Chinese)

[8] Fang F, Wang Q, Li J. Urban environmental mercury in Changchun, a metropolitan city in Northeastern China: source, cycle, and fate [J]. Science of the Total Environment, 2004, 330(1): 159-170

[9] Zhang L, Wong M. Environmental mercury contamination in China: Sources and impacts [J]. Environment International, 2007, 33(1): 108-121

[10] Fang F, Wang Q, Li J. Atmospheric particulate mercury concentration and its dry deposition flux in Changchun City, China [J]. Science of the total environment, 2001, 281(1): 229-236

[11] 段秀琴, 楊 泓. 蘭州城區大氣粒子態汞的污染狀況[J]. 環境監測管理與技術, 1995, 7(3): 19-20

Duan X Q, Yang H. The pollution situation of atmospheric particle mercury in Lanzhou urban areas [J]. Environmental Monitoring Management and Technology, 1995, 7(3): 19-20 (in Chinese)

[12] 蘇 靜, 程金平, 葉笑風, 等. 汞在蘭州市多介質環境中的分布特征及成因初探[J]. 農業環境科學學報, 2007, 26(1): 381-385

Su J, Cheng J P, Ye X F, et al. Preliminary study on mercury distribution in multimedia environment in Lanzhou [J]. Journal of Agro-Environment Science, 2007, 26(1): 381-385 (in Chinese)

[13] Wang Z, Zhang X, Chen Z, et al. Mercury concentrations in size-fractionated airborne particles at urban and suburban sites in Beijing, China [J]. Atmospheric Environment, 2006, 40(12): 2194-2201

[14] Zhang L, Wang S, Wang L, et al. Atmospheric mercury concentration and chemical speciation at a rural site in Beijing, China: Implication of mercury emission sources [J]. Atmospheric Chemistry and Physics Discussions, 2013, 13(5): 12177-12211

[15] 劉 明, 陳來國, 陶 俊, 等. 廣州市大氣氣態總汞含量季節和日變化特征[J]. 中國環境科學, 2012, 32(9): 1554-1558

Liu M, Chen L G, Tao J, et al. Seasonal and diurnal variation of total gaseous mercury in Guangzhou city [J]. China Environmental Science, 2012, 32(9): 1554-1558 (in Chinese)

[16] 項劍橋, 劉 剛. 武漢城區大氣汞分布特征及來源分析[J]. 資源環境與工程, 2008, 22(U12): 27-30

Xiang J Q, Liu G. Distribution characteristics and source analysis of atmospheric mercury in Wuhan urban areas [J]. Resources Environment and Engineering, 2008, 22(U12): 27-30 (in Chinese)

[17] Zhu J, Wang T, Talbot R, et al. Characteristics of atmospheric total gaseous mercury (TGM) observed in urban Nanjing, China [J]. Atmospheric Chemistry and Physics, 2012, 12(24): 12103-12118

[18] 姚 珺, 曹璐璐. 南京市主城區大氣汞情況分析[J]. 中國高新技術企業, 2010, (25): 102-103

Yao J, Cao L L. Situation analysis of atmospheric mercury in main urban areas of Nanjing, China [J]. China High New Technological Enterprises, 2010, (25): 102-103 (in Chinese)

[19] Friedli H, Arellano J A, Geng F, et al. Measurements of atmospheric mercury in Shanghai during September 2009 [J]. Atmospheric Chemistry and Physics, 2011, 11(8): 3781-3788

[20] Nguyen D L, Kim J Y, Shim S G, et al. Ground and shipboard measurements of atmospheric gaseous elemental mercury over the Yellow Sea region during 2007-2008 [J]. Atmospheric Environment, 2011, 45(1): 253-260

[21] Fu X, Feng X, Qiu G, et al. Speciated atmospheric mercury and its potential source in Guiyang, China [J]. Atmospheric Environment, 2011, 45(25): 4205-4212

[22] Feng X, Tang S, Shang L, et al. Total gaseous mercury in the atmosphere of Guiyang, PR China [J]. Science of the Total Environment, 2003, 304(1): 61-72

[23] Feng X, Sommar J, Lindqvist O, et al. Occurrence, emissions and deposition of mercury during coal combustion in the province Guizhou, China [J]. Water, Air, and Soil Pollution, 2002, 139: 311-324

[24] 滿洪喆, 楊永奎, 王定勇. 重慶市主城區大氣汞調查研究[J]. 西南大學學報, 2009, 31(9): 131-136

Man H Z, Yang Y K, Wang D Y. Investigation of atmospheric mercury in the main urban area of Chongqing [J]. Journal of Southwest University, 2009, 31(9): 131-136 (in Chinese)

[25] 錢建平, 張 力, 遲占東，等. 桂林市大氣汞污染現狀調查[J]. 礦物巖石地球化學通報, 2007, 26: 571-572

Qian J P, Zhang L, Chi Z D, et al. Investigation on the pollution situation of atmospheric mercury in Guilin city [J]. Bulletin of Mineralogy Petrology and Geochemistry, 2007, 26: 571-572 (in Chinese)

[26] 李紅英, 羅津晶, 李金蘭. 廈門市秋冬季節大氣汞污染調查[J]. 環境科學與管理, 2009, 34(9): 48-52

Li H Y, Luo J J, Li J L. The atmospheric mercury pollution survey during autumn and winter seasons in Xiamen [J]. Environmental Science and Management, 2009, 34(9): 48-52 (in Chinese)

[27] 林才浩, 黃 建, 張蘭生. 福州市大氣汞含量及變化特征分析[J]. 資源調查與環境, 2009, 30(2): 139-143

Lin C H, Huang J, Zhang L S. Analysis on atmospheric mercury contents and their variation characteristics in Fuzhou city, Fujian province [J]. Resources Survey & Environment, 2009, 30(2): 139-143 (in Chinese)

[28] Liu S, Nadim F, Perkins C, et al. Atmospheric mercury monitoring survey in Beijing, China [J]. Chemosphere, 2002, 48(1): 97-107

[29] Streets D G, Hao J, Wu Y, et al. Anthropogenic mercury emissions in China [J]. Atmospheric Environment, 2005, 39(40): 7789-7806

[30] Nriagu J O. A global assessment of natural sources of atmospheric trace metals [J]. Nature, 1989, 338(6210): 47-49

[31] Wu Y, Wang S, Streets D G, et al. Trends in anthropogenic mercury emissions in China from 1995 to 2003 [J]. Environmental Science & Technology, 2006, 40(17): 5312-5318

[32] 黃永健, 周蓉生, 張成江, 等. 大氣環境中汞污染的研究進展[J]. 物探與化探, 2002, 26(4): 296-298

Huang Y J, Zhou R S, Zhang C J, et al. Advances in the study of mercury pollution in atmospheric environment [J]. Geophysical & Geochemical Exploration, 2002, 26(4): 296-298 (in Chinese)

[33] Wang Q C, Shen W G, Ma Z W. Estimation of mercury emission from coal combustion in China [J]. Environmental Science & Technology, 2000, 34(13): 2711-2713.

[34] Huang W, Yang Y. Mercury in coal in China [J]. Coal Geology of China, 2002, 14: 37-40

[35] Hylander L D, Meili M. 500 years of mercury production: global annual inventory by region until 2000 and associated emissions [J]. Science of the Total Environment, 2003, 304(1): 13-27

[36] Wu Q, Wang S, Zhang L, et al. Update of mercury emissions from China's primary zinc, lead and copper smelters, 2000-2010 [J]. Atmospheric Chemistry and Physics, 2012, 12(22): 11153-11163

[37] 田 琳, 郭慧芬, 羅 宏, 等. 山西某地區汞環境污染及對居民腎功能的影響[J]. 環境與職業醫學, 2008, 25(5): 417-419

Tian L, Guo H F, Luo H, et al. Environmental mercury pollution and its effects on renal function of the residents in some area in Shanxi province [J]. Journal of Environmental & Occupational Medicine, 2008, 25(5): 417-419 (in Chinese)

[38] Goverse T. UNEP Year Book 2013: Emerging Issues in Our Global Environment [M]. United Nations Environment Programme, 2013, 42-42

[39] 任福民, 汝宜紅, 許兆義, 等. 北京市生活垃圾重金屬元素調查及污染特性分析[J]. 北方交通大學學報, 2001, 25(4): 66-68

Ren F M, Ru Y H, Xu Z Y, et al. Investigation of heavy metal elements in municipal solid waste in Beijing [J]. Journal of Northern Jiaotong University, 2001, 25(4): 66-68 (in Chinese)

[40] 杜吳鵬, 高慶先, 張恩琛, 等. 中國城市生活垃圾處理及趨勢分析[J]. 環境科學研究, 2007, 19(6): 115-120

Du W P, Gao Q X, Zhang E C, et al. The treatment and trend analysis of municipal solid waste in China [J]. Research of Environmental Sciences, 2007, 19(6): 115-120 (in Chinese)

[41] 馮新斌, 湯順林, 李仲根, 等. 生活垃圾填埋場是大氣汞的重要來源[J]. 科學通報, 2005, 49(23): 2475-2479

Feng X B, Tang S L, Li Z G, et al. Landfill is an important atmospheric mercury emission source [J]. Chinese Science Bulletin, 2005, 49(23): 2475-2479 (in Chinese)

[42] 王書肖, 劉 芳, 林 海. 大氣汞污染與人類健康研究進展[C]. Conference on Environmental Pollution and Public Health, 2012, 58-62

Wang S X, Liu F, Lin H. Research progress on the pollution of atmospheric mercury and human health [C]. Conference on Environmental Pollution and Public Health, 2012, 58-62 (in Chinese)

[43] 路文芳, 田 宇, 戰景明, 等. 我國大氣汞污染對人體健康的影響[J]. 環境與健康雜志, 2012, 29(8): 761-763

Lu W F, Tian Y, Zhan J M, et al. Effects of atmospheric mercury pollution on human health in China: a review of recent studies [J]. Journal of Environment and Health, 2012, 29(8): 761-763 (in Chinese)

[44] GOCHFELD M. Cases of mercury exposure, bioavailability, and absorption [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2003, 56(1): 174-179

[45] 段淑民, 尚衛超. 環境汞污染對居民尿中神經遞質含量和神經行為的影響[J]. 中國公共衛生, 1999, 15(6): 507-508

Duan S M, Shang W C. Influences of mercury pollution on the level of neurotransmitters in urine from residents and their nerve behaviors [J]. China Public Health, 1999, 15(6): 507-508 (in Chinese)

[46] 劉華蓮, 崔留欣, 巴 月, 等. 環境汞污染對居民行為功能的影響[J]. 河南預防醫學雜志, 1995, 6(4): 187-189

Liu H L, Cui L X, Ba Y, et al. Effects of mercury pollution on behavior functions of residents [J]. Henan Journal of Preventive Medicine, 1995, 6(4): 187-189 (in Chinese)

[47] 崔留欣, 巴 月, 張 毅, 等. 低濃度空氣汞污染對人群腎功能的影響[J]. 環境與健康雜志, 1999, 16(3): 157-159

Cui L X, Ba Y, Zhang Y, et al. The effects of exposure to low levels mercury in the air on human renal function [J]. Journal of Environment and Health, 1999, 16(3): 157-159 (in Chinese)

[48] 路小婷, 李秋營, 郭慧芬, 等. 山西省某地環境汞污染對女性生殖健康影響[J]. 中國公共衛生, 2010, 26(5): 600-601

Lu X T, Li Q Y, Guo H F, et al. Environmental mercury pollution and its effects on reproductive and fertility of female residents in Shanxi province [J]. Chinese Journal of Public Health, 2010, 26(5): 600-601 (in Chinese)

[49] Lohman K, Pai P, Seigneur C, et al. Sensitivity analysis of mercury human exposure [J]. Science of the Total Environment, 2000, 259(1): 3-11

[50] 王定勇, 牟樹森, 青長樂. 大氣汞對土壤-植物系統汞累積的影響研究[J]. 環境科學學報, 1998, 18(2): 194-198

Wang D Y, Mou S S, Qing C L. The effect of atmospheric mercury on the accumulation of mercury in soil-plant system [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 1998, 18(2): 194-198 (in Chinese)

[51] 王定勇, 石孝洪, 楊學春. 大氣汞在土壤中轉化及其與土壤汞富集的相關性[J]. 重慶環境科學, 1998, 20(5): 22-25

Wang D Y, Shi X H, Yang X C. Transformation of atmospheric mercury in soil and its influence on the accumulation of mercury in soil [J]. Chongqing Environmental Science, 1998, 20(5): 22-25 (in Chinese)

[52] 劉德紹, 青長樂. 大氣和土壤對蔬菜汞的貢獻[J]. 應用生態學報, 2002, 13(3): 315-318

Liu D S, Qing C L. Contribution to vegetable mercury from atmosphere and soil [J]. Chinese Journal of applied ecology, 2002, 13(3): 315-318 (in Chinese)

[53] 安建博, 張瑞娟. 低劑量汞毒性與人體健康[J]. 國外醫學: 醫學地理分冊, 2007, 28(1): 39-42

An J B, Zhang R J. Low dose mercury toxicity and human health [J]. Foreign Medicial Sciences: Medicial Geography, 2007, 28(1): 39-42 (in Chinese)

[54] Seigneur C, Pai P, Gerath M, et al. Probabilistic assessment of regional mercury exposure [J]. Water, air, and soil pollution, 1997, 97: 159-168

[55] 蔡文潔, 江研因. 甲基汞暴露與人體健康影響[J]. 上海環境科學, 2008, 27(3): 129-134

Cai W J, Jiang Y Y. Methyl mercury exposure and its health effects on the human body [J]. Shanghai Environmental Sciences, 2008, 27(3): 129-134 (in Chinese)

◆

AtmosphericMercuryPollutioninTypicalCitiesofChinaandItsInfluencesonHumanHealth

Li Lin, Zhou Qixing*

Key Laboratory of Pollution Processes and Environmental Criteria (Ministry of Education); Tianjin Key Laboratory of Environmental Remediation and Pollution Control, College of Environmental Science and Engineering, Nankai University, Tianjin 300071, China

12 May 2014accepted15 July 2014

Mercury was regarded as the only heavy metal pollutant occurring in the atmospheric environment by way of the gas phase, and had multiple potential risks to human health and ecosystems. In this review, it firstly described different spatial and temporal distribution characteristics of atmospheric mercury in some typical cities of China, such as Changchun, Lanzhou, Beijing, Shanghai, Wuhan, Guangzhou, Guiyang and Chongqing. After the main pollution sources of atmospheric mercury in typical cities of China were analyzed, it pointed out that coal combustion is the most main pollution source of atmospheric mercury in China, and non-ferrous metal smelting and production of cements and irons/steels are the important major sources of atmospheric mercury in China. At last, possible adverse influences of atmospheric mercury on human cardiovascular and reproductive systems and by accumulating and amplifying atmospheric mercury in aquatic or terrestrial food chains were expounded on the basis of analyzing direct and indirect exposure pathways of atmospheric mercury.

urban environment; atmospheric mercury；spatial and temporal distribution; pollution source; human health

國家自然科學基金重點項目(21037002)；南開大學重大培育項目(65030051)

李林(1970-)，女，博士生，E-mail：dotonglilin2005@163.com；

*通訊作者(Corresponding author)：E-mail: zhouqx@nankai.edu.cn

10.7524/AJE.1673-5897.20140512004

2014-05-12錄用日期：2014-07-15

1673-5897(2014)5-832-11

： X171.5

： A

周啟星(1963—)，男，博士，教授，博士生導師，長江學者，國家杰青獲得者。主要研究領域和方向為生態毒理與地醫學、生態地球化學與污染環境修復、環境基準與標準。在國內外重要學術刊物上發表論文500余篇。

李 林，周啟星. 我國典型城市大氣汞污染及對人體健康的影響[J]. 生態毒理學報, 2014, 9(5): 832-842

Li L, Zhou Q. Atmospheric mercury pollution in typical cities of China and its influences on human health [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2014, 9(5): 832-842(in Chinese)