2016, Vol. 37
表 1
(Table 1)
上海崇明地区大气分形态汞污染特征
引用本文
李舒, 高伟, 王书肖, 张磊, 李智坚, 王龙, 郝吉明 . 上海崇明地区大气分形态汞污染特征[J]. 环境科学,2016, 37(9): 3290-3299.
LI Shu, GAO Wei, WANG Shu-xiao, ZHANG Lei, LI Zhi-jian, WANG Long, HAO Ji-ming . Characteristics of Speciated Atmospheric Mercury in Chongming Island, Shanghai[J]. Environmental Science,2016, 37(9): 3290-3299.
上海崇明地区大气分形态汞污染特征
1. 清华大学环境学院, 环境模拟与污染控制国家重点联合实验室, 北京 100084;
2. 清华大学环境学院, 国家环境保护大气复合污染来源与控制重点实验室, 北京 100084;
3. 上海市浦东新区气象局, 上海 200135
2. 清华大学环境学院, 国家环境保护大气复合污染来源与控制重点实验室, 北京 100084;
3. 上海市浦东新区气象局, 上海 200135
摘要: 2014年3月～2015年2月对上海崇明东滩湿地公园的气态零价汞（GEM）、活性气态汞（RGM）和颗粒态汞（PBM）分别进行了为期1a的连续监测.GEM、RGM和PBM的年平均浓度分别为（2.75±1.13）ng·m-3、（13.39±15.95）pg·m-3和（21.89±40.42）pg·m-3，明显高于对应北半球背景值浓度.GEM浓度在夏季最高（3.65 ng·m-3），受自然源排放影响较大，秋冬季较低，受人为源排放影响较大；RGM浓度在春季最高，冬季最低，主要受风速风向的影响；PBM浓度在秋冬季节明显高于其他季节，受秋冬季节较多的细颗粒物重污染过程的影响.GEM和PBM浓度均夜间较高，白天较低，主要受空气气团混合作用影响.RGM浓度在下午较高，主要是由于GEM在下午的光氧化作用加强，利于RGM的生成.GEM和PBM浓度在偏西风向上浓度较高，受上海、江苏等地人为源排放影响较大.RGM浓度在东南风向上浓度明显高于其他方向，这是因为RGM主要来源为人为排放，其浓度受风速影响较大，东南风向上平均风速较小，持续的弱风及停滞的空气不利于RGM的扩散.
关键词:
大气分形态汞
上海崇明
季节变化
日变化
风向
Characteristics of Speciated Atmospheric Mercury in Chongming Island, Shanghai
1. State Key Joint Laboratory of Environment Simulation and Pollution Control, School of Environment, Tsinghua University, Beijing 100084, China;
2. State Environmental Protection Key Laboratory of Sources and Control of Air Pollution Complex, School of Environment, Tsinghua University, Beijing 100084, China;
3. Pudong's Meteorological Bureau, Shanghai 200135, China
2. State Environmental Protection Key Laboratory of Sources and Control of Air Pollution Complex, School of Environment, Tsinghua University, Beijing 100084, China;
3. Pudong's Meteorological Bureau, Shanghai 200135, China
Abstract: Continuous monitoring of gaseous elemental mercury (GEM), reactive gaseous mercury (RGM) and particulate mercury (PBM) was conducted in the Dongtan wetland park in Chongming Island, Shanghai from March 2014 to February 2015. The average concentrations of GEM, RGM, and PBM were (2.75±1.13) ng·m-3, (13.39±15.95) pg·m-3, and (21.89±40.42) pg·m-3, respectively, higher than the background concentrations of Northern Hemisphere. The atmospheric mercury showed obvious seasonal variations, with the highest seasonal average GEM concentration in summer (3.65 ng·m-3), which was mainly influenced by natural sources, while lower GEM concentrations appeared in autumn and winter influenced mainly by anthropogenic sources. The concentration of RGM was highest in spring and lowest in winter, mainly influenced by the wind direction, while PBM showed higher concentrations in autumn and winter, when heavy fine particulate pollution episodes occurred frequently. The concentrations of GEM and PBM were generally elevated in nighttime and lower in daytime caused by the mixing condition of the air masses. Most of the high RGM concentration values occurred in the afternoon of all seasons due to the higher atmospheric oxidation. The concentrations of GEM and PBM were higher in the west wind due to the emission from anthropogenic sources in Shanghai, Jiangsu, etc. The RGM concentration in southeast wind was obviously higher than those in other wind directions. The RGM was mainly from the anthropogenic sources, and the smaller wind in the southeast direction was against the dispersion of RGM.
Key words:
speciated atmospheric mercury
Chongming Island of Shanghai
seasonal variation
daily variation
wind direction
汞是一种高毒性的重金属，能进行长距离传输，是一种全球性污染物[1].汞能通过一些复杂的生物化学反应转化为甲基汞，并经食物链富集，危害人类的身体健康.汞的来源包括自然源和人为源，自然源包括火山、森林火灾、地热喷发、以及土壤和水表面的排放； 人为源包括燃煤、有色金属冶炼、水泥生产和垃圾焚化等[2, 3].大气汞的形态主要为3种：气态零价汞(GEM)、活性气态汞(RGM)和颗粒态汞(PBM).GEM占大气总汞的比例高于90%，其在大气中停留的时间为0.5~2 a，GEM能进行长距离的传输，进入全球性的循环过程[1].RGM和PBM具有较高的反应活性和水溶解性，在大气中停留的时间通常为几个小时到几个星期，不具有长距离传输的特征.现有研究表明全球人为源排放的汞为每年1 960 t[4]，东亚地区是全球人为源排放汞量最大的地区，占全球汞排放量的54%[5].中国在2010年向大气中排放汞量为576 t，占全球人为源排放的39%[6, 7].大气汞的监测能有助于更好地认识环境中汞的特征，评价汞污染状况.然而目前在中国，大气汞的监测，尤其是分形态汞的监测，相对缺乏.以往研究对国内大气汞的监测主要集中在城市或者城郊地区，在乡村或背景地区的监测较少且持续时间较短.长江三角洲地区是中国人为源排放汞的三大区域之一[8]，而以往的研究主要在城市地区，缺乏沿海乡村地区大气分形态汞浓度的监测.
本研究的监测地点位于上海崇明地区的东滩湿地公园内，属于沿海乡村地区.本研究对崇明地区分形态的汞(GEM、RGM和PBM)、其它污染物(如CO、PM2.5)以及部分气象参数进行了一年的连续在线监测，以评价长江三角洲背景地区汞污染状况，分析汞与其它污染物及气象条件的关系.
1 材料与方法 1.1 观测站点本实验观测站点(31°32′13″N,121°58′04″E)位于上海崇明岛最东端(图 1).崇明岛在上海市区的东北方向，位于长江入海口，是世界上最大的河口冲积岛，全岛地势平坦.崇明岛地处亚热带，气候温和湿润，夏季湿热，盛行偏南风，冬季干冷，盛行偏北风，属于典型的亚热带季风气候.崇明岛年平均气温为15.3℃，月平均温度最低在1月(2.8℃)，最高在7月(27.5℃).本研究站点位于上海崇明岛东滩湿地公园内，采样点周围1 km内为湿地生态系统，该湿地生态系统年均降水量为1 100 mm左右，降水主要集中在4~9月，湿地内植物主要为芦苇.监测仪器放置于监测站的房屋内，有良好的防潮防雨措施，采样进气口位于房顶，距离房顶的高度约为1.4 m，距离地面的高度约为8 m，有设置防雨罩.一年中，植物与水面距离地面高度不超过2 m，对监测没有影响.本站点利用东滩湿地公园架设的电缆为仪器供电，监测过程中未出现过断电现象.实验人员每两周对监测系统进行一次维护.
|
图 1 上海崇明监测站点位置示意 Fig. 1 Location of the Chongming monitoring station in Shanghai,China |
本研究观测站点周围无居民居住点，岛上无明显人为排放源，站点到上海市中心的距离约为50 km，观测点所处的湿地是岛上最大的生态系统.因此，该站点对大气汞的观测结果反映了长江三角洲地区汞浓度的背景值，这对于构建中国的大气汞监测网络具有重要意义.同时，由于崇明岛位于长江入海口的最北端，长期连续的大气汞观测结果能反映出中国大陆东部向东海的汞输出量.
1.2 大气汞观测方法和质量控制观测实验的时间为2014年3月~2015年2月，观测设备为加拿大Tekran公司的Tekran 2537X/1130/1135分形态汞监测仪，该系统能连续采样并分析GEM、RGM以及PBM的浓度.仪器系统运行时，开始以10 L ·min-1的流量从大气中采样，此时采样仪器整个内部的温度保持在50℃，气流依次经过Tekran 1130、1135及2537X，其中，2537X为汞浓度检测器，1130为RGM采样器，1135为PBM采样器.在该过程中，RGM吸附在1130仪器内部镀有氯化钾的环形石英扩散管上，PBM由1135仪器内的石英膜采集.GEM则以1 L ·min-1的流量进入2537X进行浓度分析，每5 min得到1次GEM浓度结果，1 h内得到12个浓度值.1 h后，整套系统停止采样并进行热解析过程，开始向仪器传输零气，持续时间为15 min.接下来，经过5 min的预热后，1135的石英膜和1130的石英扩散管分别加热到800℃和500℃，并各自保持15 min，在这个过程中PBM及RGM转化为零价汞，然后分别进入2537X进行浓度分析.在加热过程结束后，经过10 min左右，整个装置通过仪器内部风扇转动冷却到50℃，与此同时，系统产生零气对整个系统吹洗，结束整个热解分析过程.整个采样及分析过程结束后，再进行下一个过程，如此循环往复.整个采样及分析过程总时长为2 h，前1 h进行GEM的浓度测定以及RGM和PBM的采样，后1 h进行RGM和PBM的浓度测定,.因此，通过1个采样、分析流程，可以得到12组GEM的5 min均值和1组RGM和PBM的小时均值，所得数据均为前1 h的浓度值.仪器每25 h自动校正一次，需要大约40 min，因此，1 d中，整个监测系统可以得到11~12组分形态汞的小时均值.
为保证实验数据的可靠性，需定期对仪器进行检查、维护和校准.Tekran 1130的进气口玻璃器材、镀KCl扩散管和Tekran 1135的石英纤维过滤膜均每两周更换一次.Tekran 2537X的校准包括仪器内部自动校准和外部注入汞源的手动校准.Tekran 2537X仪器内部的自动校准为25 h一次，通过仪器内部汞源进行校准.手动校准利用Tekran 2505生成含一定量汞的气体，再将该气体注射进2537X中测定和校准，每半年进行一次.Tekran 2505利用特定温度(误差在±0.001 1℃)下汞的饱和蒸气压，得到高精度的含汞气体.在该系统中，GEM的最低检测下限为0.1 ng ·m-3，检测分辨率为0.1 ng ·m-3，RGM和PBM的最低检测下限为0.5 pg ·m-3，检测分辨率为0.1 pg ·m-3.
1.3 气象参数和其它污染物的观测在监测时段内，对崇明站点的CO、O3和PM2.5浓度进行了连续的监测，所用仪器分别为美国Thermo公司的48i TEL型CO分析仪和49i型O3分析仪，以及德国Grimm公司的180型环境颗粒物分析仪.对风向和风速的连续观测，所用仪器为芬兰Vaisala公司的MAWS301型多要素自动气象观测仪.
2 结果与讨论 2.1 崇明分形态汞浓度的总体特征图 2(a)为GEM浓度的时间序列分布，图 2(b)为RGM和PBM浓度的时间序列分布，从中可以看出，从2014年3月持续到2015年2月，监测过程没有出现长时间的中断，3种形态汞的浓度值具有长期连续分布的特征.表 1为3种形态汞浓度在各个季节的各项统计值，GEM、RGM和PBM的年均浓度分别为(2.75±1.13)ng ·m-3、(13.39±15.95)pg ·m-3和(21.89±40.42)pg ·m-3，最大浓度值分别为8.63 ng ·m-3、515.59 pg ·m-3和615.67 pg ·m-3，GEM最低浓度为0.59 ng ·m-3，RGM和PBM最低浓度值均低于检测限.从各形态汞浓度的标准差可看出，GEM浓度值的变化浮动较小，相对稳定，而RGM和PBM浓度值的浮动较大，较为不稳定.上海崇明地区大气分形态汞的浓度值均高于北半球背景值浓度，尤其是RGM和PBM更为明显(北半球GEM背景值浓度：1.5~1.7 ng ·m-3； 北半球RGM和PBM背景值浓度：1~5 pg ·m-3)[9~11]，表明上海崇明地区受到了一定程度的人为排放源污染.
|
图 2 分形态汞小时均值时间序列 Fig. 2 Time series of hourly speciated atmospheric mercury averages throughout the measurement period |
|
表 1 崇明分形态汞浓度汇总数据统计 Table 1 Statistics of the overall monitoring data for the GEM,RGM and PBM at Chongming in all seasons |
表 2为国内外部分监测站点的分形态汞浓度.跟国内偏远地区站点相比，崇明地区的总汞浓度低于贡嘎山和鼎湖山地区，与广东南岭相当，高于长白山和瓦里关地区.贡嘎山较高的TGM浓度(总汞浓度)主要由于其受当地炼锌和燃煤活动的影响较大，而长白山和瓦里关受长距离传输和区域传输的影响较大，崇明地区的RGM和PBM浓度与瓦里关相当.崇明地区的GEM浓度略高于同为沿海乡村站点的成山头和五指山，成山头较低的GEM浓度受中国东海及东亚大陆地区较清洁气流影响较大，而五指山地区未受到明显的汞污染，其TGM含量与全球大气汞背景值相当.另一国内沿海乡村站点万顷沙地区冬季TGM的浓度明显高于崇明地区，主要由于其在冬季受中国西南地区和本地人为源排放的影响.崇明地区TGM浓度明显低于国内部分城市(厦门、贵阳、重庆、广州、南京等)等站点.城市站点汞浓度受本地燃煤电厂和水泥厂等人为源排放的影响占主导，而崇明地区的汞浓度受人为源排放、自然源排放和气象条件共同的影响.跟东亚其他国家 部分站点相比，崇明地区各形态汞浓度在春季较日本边户岬地区高，而TGM浓度明显低于韩国济州岛地区，该地区较高的汞浓度主要受中国、韩国工业及日本火山活动的影响.
|
|
表 2 国内外部分监测站点各形态汞浓度比较 Table 2 Comparison of speciated atmospheric mercury concentrations in Chongming and other monitoring sites |
2.2 崇明分形态汞浓度的月变化特征
图 3为崇明地区在监测时段内GEM、RGM、PBM浓度的月均值变化，各形态汞浓度表现出了明显的季节特征.GEM的浓度在秋季最低，而在春、冬季浓度稍高，这与中国其他部分地区的结果类似[13, 14].不同的是，崇明GEM浓度在夏季高于其他3个季节，这与南京城市的监测结果相似[25].从图 4可看出，崇明站春季、夏季、秋季、冬季GEM和CO的相关系数分别为0.71、0.43、0.77和0.82，相关系数大意味着同源汞排放源的贡献率大(如工业燃煤，民用煤燃烧，水泥生产和钢铁生产等).春、秋、冬季GEM和CO的相关系数均较高，夏季的相关性明显低于其他季节，表明夏季崇明GEM受人为排放源影响最小.趋势线的斜率代表GEM/CO比值，研究表明燃煤电厂、工业锅炉和民用锅炉的Hg/CO比值分别为25.2、2.9和0.4[6, 28]，民用锅炉和生物质燃烧等不完全燃烧过程会导致较低的Hg/CO比值，而崇明春、夏、秋、冬季GEM/CO比值分别为3.87、3.17、3.32和2.86.由此可见，崇明GEM浓度主要受工业锅炉排放的影响，冬季较低的GEM/CO比值可能是因为崇明在冬季盛行偏北风，苏北方向因采暖使用较多的民用燃煤锅炉，对崇明造成了一定影响.同时，趋势线的截距能反映背景自然源排放的GEM量，夏季的截距明显高于其他季节，甚至为秋季的2倍多，表明崇明站夏季受自然源排放影响较大.Shetty等[29]的研究表明在东亚，夏季的自然源排放量比人为源排放量大1.8倍，同时，夏季的自然源排放量为冬季的10倍之上.崇明观测站地处海边的湿地生态系统中，受海洋及湿地两类自然源排放的影响较大.以往研究表明，海洋与湿地生态系统在夏季由于较强的光照和较高的温度，使得GEM的排放量较高[30, 31].在冬季，GEM浓度相对秋季开始有所回升，主要考虑为冬季崇明地区盛行偏北风，苏北方向因采暖，对崇明造成了一定影响.由此可见，崇明地区GEM浓度在夏季受自然源排放影响较大，而在秋冬季节主要受人为源排放影响控制.
|
图 3 监测时段内GEM、RGM和PBM月均值浓度 Fig. 3 Monthly mean concentrations of GEM,RGM and PBM throughout the measurement period |
|
图 4 不同季节GEM和CO的相关性 Fig. 4 Correlation between CO concentration and GEM concentration during the four seasons |
崇明地区RGM的浓度在春季最高，秋季和夏季稍低，最低在冬季，这与国内厦门、贡嘎山等地的结果相似[13, 20].由于RGM在大气中停留的时间较短，区域污染源及长距离传输对RGM浓度的影响较小，受本地源影响较大.从图 5可以看出，崇明RGM和O3相关性较弱，表明二次生成过程对RGM的贡献较小，结合后面RGM的风向风速浓度图分析表明，崇明RGM浓度主要受风速的影响.
|
图 5 RGM和O3的相关性 Fig. 5 Correlation between RGM concentration and O3 concentration |
崇明站在春夏季以东南风为主，导致上海本地源对崇明的贡献增大，且东南方向上风速较小，本地源排放的RGM来不及扩散，从而提高了RGM的浓度.此外，在温度较低时，RGM更易附着转变为颗粒态汞，因而RGM浓度在冬季下降较多[11]，在冬季达到最低值.
崇明地区PBM浓度的月均值变化跟GEM和RGM均有不同，PBM浓度在秋冬季节明显高于其他月份，而在夏季最低.12月PBM浓度的月均值最高(62.93 pg ·m-3)，7月浓度最低(9.82 pg ·m-3). 崇明地区PBM浓度的月均值在11月和12月急剧升高，且出现了较多高浓度值，如11月11日~11月12日的重污染过程，PBM浓度从25.23 pg ·m-3上升到615.67 pg ·m-3； 12月7日~12月8日的重污染过程，PBM浓度从60.67 pg ·m-3上升到427.92pg ·m-3[图 2(b)].图 6为PBM与PM2.5相关性分析，从中可知，在整个监测时段内，PBM与PM2.5相关系数为0.65，PBM/PM2.5比值为0.85×10-6，而在11月和12月，PBM与PM2.5相关系数为0.80，PBM/PM2.5比值为1.83×10-6，显著高于整年的平均水平.重污染过程中，PM2.5浓度急剧上升，为挥发及半挥发气态汞提供更多的附着空间，从而显著增加PBM的浓度[32].同时，重污染天气频繁出现逆温气象条件，不利于污染扩散，也会导致PBM不断累积，浓度升高.此外，秋冬季节中PBM的平均浓度以及重污染天气时PBM浓度的升高程度均高于春夏季，这可能是因为温度的升高不仅能加速汞的干、湿沉降，减少汞在颗粒物表面的附着，还能提升大气混合层高度，使得 PBM浓度降低[33].
|
图 6 PBM和PM2.5的相关性 Fig. 6 Correlations between PBM concentration and PM2.5 concentration |
2.3 崇明分形态汞浓度的日变化特征
图 7为崇明地区分季节的GEM、RGM和PBM浓度的日变化特征.GEM在4个季节均呈现相同的特征，即GEM浓度在下午(14:00~16:00)最低，之后开始上升，在早上达到最高值，随后开始下降.由于夜间逆温层的作用，高空GEM在夜间向下混合，从而使得GEM浓度在夜间持续上升[34]，而在白天太阳的辐射作用能减弱沉降汞向GEM转化的过程[1]，同时促进GEM的氧化作用，降低白天GEM浓度.夏、秋季的GEM浓度在05:00~06:00达到最高值，而春、冬季GEM浓度在08:00~09:00达到最高值，这主要与日出时间和太阳辐射强度的差异有关[图 7(a)].崇明的GEM浓度日变化特征与同为沿海乡村的成山头相近[15]，在日出时间在早上达到最高值，而在下午达到最低值.RGM在4个季节的日变化特征表现一致，均在14:00~16:00达到最高值，主要原因在于此时太阳辐射强度高，利于GEM转化为RGM的光氧化作用.PBM的日变化特征跟GEM类似，日落后开始上升，在凌晨03:00~05:00达到最高值，随后开始下降.有研究表明，大气边界层高度在夜间较低，而在白天，由于太阳辐射的增强，地表温度逐渐升高，边界层高度将逐渐抬升到最大值，而后随着日落，边界层高度缓慢降低到夜间水平[35, 36].在夜间，高度降低的边界层导致了PBM的富集，而在白天，较强的热混合作用会促使PBM浓度的降低[37].在秋冬季节，PBM受区域污染源的影响更大，从而使得PBM在夜间的富集作用更为显著，达到较高的浓度.
|
图 7 监测时段内GEM、RGM和PBM浓度的日变化趋势 Fig. 7 Daily variation of GEM,RGM and PBM concentration during the sampling periods |
2.4 崇明大气汞浓度与风向风速关系分析
图 8为崇明地区的风向风速以及大气各形态汞的风向浓度图.从图 8(a)可以看出，崇明地区全年的主导风向为西北风及南风，高风速(大于4 m ·s-1)所占频率为57%.从GEM的风向浓度可以看出，GEM浓度在不同风向的浓度特征具有显著差异.GEM浓度在偏西及西南风向上浓度偏高，分别达到4 ng ·m-3和3.5 ng ·m-3，该风向上的江苏、浙江和上海等地区具有较多的人为汞排放源，高浓度的汞污染气团增加了崇明地区GEM的浓度.RGM在偏东及东南风向上的浓度高于其他地区，主要原因是该方向上平均风速较小，持续的弱风及停滞的空气不利于RGM的扩散及沉降，从而导致RGM浓度偏高.从RGM浓度与O3浓度关系可以看出，RGM来源主要为一次排放作用，浓度受风速的影响较大.PBM风向浓度图表现出了跟GEM相似的特征，即在偏西方向上浓度显著高于其他方向，主要受来自上海、江苏等地区人为源排放的影响.
|
(a)风向风速频率；(b)GEM风向浓度；(c)RGM风向浓度；(d)PBM风向浓度 图 8 风向风速频率和大气分形态汞风向浓度 Fig. 8 Roses of wind direction frequency and average Hg concentrations |
3 结论
(1) 上海崇明地区GEM、RGM和PBM的年均浓度分别为2.75 ng ·m-3、13.39 pg ·m-3和21.89 pg ·m-3，明显高于对应的北半球背景值浓度，表明崇明受到一定程度的区域人为排放源的影响.
(2) GEM浓度在夏季最高，其次是春季和冬季，最低在秋季； RGM浓度在春季最高，秋季和夏季稍低，最低在冬季； PBM浓度在秋冬季节明显高于其他季节.
(3) GEM和PBM浓度的日变化特征相似，各季节主要表现在下午14:00~16:00最低，而在早上03:00~06:00达到最高值.RGM在各个季节的日变化特征相似，均在14:00~16:00达到最高值.
(4) GEM和PBM浓度在偏西风向上浓度偏高，RGM在东南风向的浓度明显高于其他风向.
参考文献
| [1] | Schroeder W H, Munthe J. Atmospheric mercury-an overview[J]. Atmospheric Environment , 1998, 32 (5) : 809–822. |
| [2] | Kim S H, Han Y J, Holsen T M, et al. Characteristics of atmospheric speciated mercury concentrations (TGM,Hg (Ⅱ) and Hg (p)) in Seoul,Korea[J]. Atmospheric Environment , 2009, 43 (20) : 3267–3274. |
| [3] | Pacyna E G, Pacyna J M, Sundseth K, et al. Global emission of mercury to the atmosphere from anthropogenic sources in 2005 and projections to 2020[J]. Atmospheric Environment , 2010, 44 (20) : 2487–2499. |
| [4] | Arctic Monitoring and Assessment Programme (AMAP),United Nations Environment Programme (UNEP).Technical background report for the global mercury assessment,2013[R].Geneva,Switzerland:AMAP/UNEP,2013. |
| [5] | Pacyna E G, Pacyna J M, Sundseth K, et al. Global emission of mercury to the atmosphere from anthropogenic sources in 2005 and projections to 2020[J]. Atmospheric Environment , 2010, 44 (20) : 2487–2499. |
| [6] | Wu Y, Wang S X, 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. |
| [7] | Wang L, Wang S X, Zhang L, et al. Source apportionment of atmospheric mercury pollution in China using the GEOS-Chem model[J]. Environmental Pollution , 2014, 190 : 166–175. |
| [8] | Streets D G, Hao J M, Wu Y, et al. Anthropogenic mercury emissions in China[J]. Atmospheric Environment , 2005, 39 (40) : 7789–7806. |
| [9] | Kim K H, Ebinghaus R, Schroeder W H, et al. Atmospheric mercury concentrations from several observatory sites in the Northern Hemisphere[J]. Journal of Atmospheric Chemistry , 2005, 50 (1) : 1–24. |
| [10] | Lynam M M, Keeler G J. Automated speciated mercury measurements in Michigan[J]. Environmental Science & Technology , 2005, 39 (23) : 9253–9262. |
| [11] | Poissant L, Pilote M, Beauvais C, et al. A year of continuous measurements of three atmospheric mercury species (GEM,RGM and Hgp) in southern Québec,Canada[J]. Atmospheric Environment , 2005, 39 (7) : 1275–1287. |
| [12] | Fu X W, Feng X, Shang L H, et al. Two years of measurements of atmospheric total gaseous mercury (TGM) at a remote site in Mt.Changbai area,Northeastern China[J]. Atmospheric Chemistry and Physics , 2012, 12 (9) : 4215–4226. |
| [13] | Fu X W, Feng X B, Zhu W Z, et al. Total gaseous mercury concentrations in ambient air in the eastern slope of Mt.Gongga,South-Eastern fringe of the Tibetan plateau,China[J]. Atmospheric Environment , 2008, 42 (5) : 970–979. |
| [14] | Fu X W, Feng X, Liang P, et al. Temporal trend and sources of speciated atmospheric mercury at Waliguan GAW station,Northwestern China[J]. Atmospheric Chemistry and Physics , 2012, 12 (4) : 1951–1964. |
| [15] | Ci Z J, Zhang X S, Wang Z W, et al. Atmospheric gaseous elemental mercury (GEM) over a coastal/rural site downwind of East China:temporal variation and long-range transport[J]. Atmospheric Environment , 2011, 45 (15) : 2480–2487. |
| [16] | Li Z, Xia C H, Wang X M, et al. Total gaseous mercury in Pearl River Delta region,China during 2008 winter period[J]. Atmospheric Environment , 2011, 45 (4) : 834–838. |
| [17] | 雷育涛, 刘明, 陈来国, 等. 海南五指山大气气态总汞含量变化特征[J]. 环境科学 , 2015, 36 (3) : 817–823. |
| [18] | 高志强, 刘明, 陈来国, 等. 广东南岭大气背景点气态元素汞含量变化特征[J]. 中国环境科学 , 2016, 36 (2) : 342–348. |
| [19] | 刘明, 陈来国, 范瑞芳, 等. 鼎湖山大气气态总汞含量和变化特征的初步研究[J]. 环境科学学报 , 2012, 32 (4) : 932–939. |
| [20] | Xu L L, Chen J S, Yang L M, et al. Characteristics and sources of atmospheric mercury speciation in a coastal city,Xiamen,China[J]. Chemosphere , 2015, 119 : 530–539. |
| [21] | Fu X W, Feng X B, Qiu G L, et al. Speciated atmospheric mercury and its potential source in Guiyang,China[J]. Atmospheric Environment , 2011, 45 (25) : 4205–4212. |
| [22] | Yang Y K, Chen H, Wang D Y. Spatial and temporal distribution of gaseous elemental mercury in Chongqing,China[J]. Environmental Monitoring and Assessment , 2009, 156 (1-4) : 479–489. |
| [23] | Friedli H R, Arellano Jr A F, Geng F, et al. Measurements of atmospheric mercury in Shanghai during September 2009[J]. Atmospheric Chemistry and Physics , 2011, 11 (8) : 3781–3788. |
| [24] | Chen L G, Liu M, Xu Z C, et al. Variation trends and influencing factors of total gaseous mercury in the Pearl River Delta-A highly industrialised region in South China influenced by seasonal monsoons[J]. Atmospheric Environment , 2013, 77 : 757–766. |
| [25] | 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. |
| [26] | Chand D, Jaffe D, Prestbo E, et al. Reactive and particulate mercury in the Asian marine boundary layer[J]. Atmospheric Environment , 2008, 42 (34) : 7988–7996. |
| [27] | Nguyen H T, Kim M Y, Kim K H. The influence of long-range transport on atmospheric mercury on Jeju Island,Korea[J]. Science of the Total Environment , 2010, 408 (6) : 1295–1307. |
| [28] | 王丽涛, 张强, 郝吉明, 等. 中国大陆CO人为源排放清单[J]. 环境科学学报 , 2005, 25 (12) : 1580–1585. |
| [29] | Shetty S K, Lin C J, Streets D G, et al. Model estimate of mercury emission from natural sources in East Asia[J]. Atmospheric Environment , 2008, 42 (37) : 8674–8685. |
| [30] | 慈志佳.黄海区域大气汞及其海气交换研究.[D].北京:中国科学院生态研究中心,2011. |
| [31] | Lindberg S E, Dong W J, Meyers T. Transpiration of gaseous elemental mercury through vegetation in a subtropical wetland in Florida[J]. Atmospheric Environment , 2002, 36 (33) : 5207–5219. |
| [32] | Zhang L, Wang S X, Wang L, et al. Atmospheric mercury concentration and chemical speciation at a rural site in Beijing,China:implications of mercury emission sources[J]. Atmospheric Chemistry and Physics , 2013, 13 (20) : 10505–10516. |
| [33] | Blanchard P, Froude F A, Martin J B, et al. Four years of continuous Total Gaseous Mercury (TGM) measurements at sites in Ontario,Canada[J]. Atmospheric Environment , 2002, 36 (23) : 3735–3743. |
| [34] | Stamenkovic J, Lyman S, Gustin M S. Seasonal and diel variation of atmospheric mercury concentrations in the Reno (Nevada,USA) airshed[J]. Atmospheric Environment , 2007, 41 (31) : 6662–6672. |
| [35] | 姜杰.南京上空大气边界层以及气溶胶的激光雷达遥感研究[D].南京:南京信息工程大学,2013. http://cdmd.cnki.com.cn/article/cdmd-10300-1014169553.htm |
| [36] | 涂静, 张苏平, 程相坤, 等. 黄东海大气边界层高度时空变化特征[J]. 中国海洋大学学报(自然科学版) , 2012, 42 (4) : 7–18. |
| [37] | Lee D S, Dollard G J, Pepler S. Gas-phase mercury in the atmosphere of the United Kingdom[J]. Atmospheric Environment , 1998, 32 (5) : 855–864. |