王體健，朱佳雷，王婷婷

南京大學(xué)大氣科學(xué)學(xué)院，南京 210093

中國地區(qū)大氣汞的數(shù)值模擬研究

王體健1,*，朱佳雷，王婷婷1

南京大學(xué)大氣科學(xué)學(xué)院，南京 210093

結(jié)合中國地區(qū)的汞排放，利用引入大氣汞化學(xué)反應(yīng)機制和干沉降模型的區(qū)域大氣環(huán)境模式系統(tǒng)(Regional Atmospheric Environment Model System，RegAEMS)，對中國地區(qū)大氣汞化物濃度和干沉降通量的時空分布特征進行模擬研究。研究結(jié)果表明，中國地區(qū)年均氣態(tài)零價汞Hg0、氧化汞HgO、氫氧化汞Hg(OH)2、氯化汞HgCl2和顆粒態(tài)汞HgP的沉降量分布類似。除西部、西北部地區(qū)Hg0的濃度較低外(<0.5 ng·m-3)，其他地區(qū)均高于全球背景濃度。各類汞化物濃度的季節(jié)變化明顯，8月最低，2、3月最高。一次汞源區(qū)附近汞濃度隨高度遞減，在離源較遠的地區(qū)，高層汞濃度較高。氣態(tài)零價汞的干沉降速度的季節(jié)變化最明顯，其干沉降通量在夏季最高。模擬區(qū)域中氣態(tài)零價汞、氧化汞和顆粒態(tài)汞的年干沉降量分別為163.9、7.43和32.2 t。

大氣汞；濃度特征；干沉降；區(qū)域大氣環(huán)境模式系統(tǒng)RegAEMS

汞是一種有毒的重金屬元素，其可通過兩個途徑影響人體健康，一是大氣中的汞蒸氣通過呼吸道被吸入體內(nèi)，并以元素汞的形式溶解于血液的類脂質(zhì)中，影響到體內(nèi)酶的正常功能。二是以甲基汞的形式毒害腦中樞神經(jīng)和末梢神經(jīng)，該類中毒主要通過食物鏈的生物積累和生物放大作用富集在動物體內(nèi)，致使處在水生物鏈頂端的魚類和海洋哺乳動物成為甲基汞的富集載體，若人類食用該類生物，便容易產(chǎn)生中毒事件。如20世紀50年代的二甲基汞中毒事件(水俁病)，由此引起了世界范圍內(nèi)對汞污染的高度關(guān)注[1, 2]。

目前對汞的研究主要集中在濃度觀測分析和數(shù)值模擬上，盡管在對汞化學(xué)、沉降等過程的認知上還存在很大的不確定性，國外還是開展了持續(xù)的研究并取得相關(guān)成果。Petersen等[3]于上世紀90年代中期在歐洲區(qū)域污染擴散模式中引入光化學(xué)和汞化學(xué)過程用以模擬中北歐地區(qū)汞的輸送、轉(zhuǎn)化和沉降過程，并將結(jié)果和觀測值進行比較，發(fā)現(xiàn)該模式對汞的長距離輸送上具有良好的模擬性能，并模擬出了大氣中和雨水中汞的峰值。為了更好地模擬汞在大氣中的物理化學(xué)過程，Pai等[4]分析排放分布、Hg(II)的干沉降速度和降水量等對大氣汞的濃度和沉降進行敏感性分析，并發(fā)現(xiàn)源排放對它們的影響最大，而Hg(II)的干沉降速度影響最??；Lin等[5]利用CMAQ空氣質(zhì)量模式系統(tǒng)對北美東部區(qū)域汞的收支進行數(shù)值模擬；Bergan等[6]利用三維模式(MOGUNTIA)計算了大氣中零價汞和二價汞的全球分布，發(fā)現(xiàn)近37%的人為汞排放沉降至地面，而近半噸的汞提供給大氣成為全球大氣背景汞含量的一部分；Dastoor等[7]利用在線的大氣全球-區(qū)域汞模式模擬了全球汞循環(huán)，模式很好的模擬出了大氣汞濃度的南北梯度、季節(jié)變化、干濕沉降以及垂直廓線，同時也解釋了觀測上大氣汞循環(huán)的季節(jié)變化；Selin等[8]利用全球3維大氣汞化學(xué)模式(GEOS-Chem)模擬大氣汞的化學(xué)循環(huán)和沉降，并將模擬結(jié)果與觀測值進行比較，并通過敏感性分析估算出北美地區(qū)汞的人為源排放貢獻了當(dāng)?shù)毓偝两档?0%；此外，Lin等[9]還利用包含汞化學(xué)的兩相模式對汞在氣液相下的化學(xué)行為進行了敏感性分析，并發(fā)展了一套汞化學(xué)動力學(xué)模式以評估在兩相環(huán)境下(如云內(nèi)或霧內(nèi))的汞化學(xué)過程。

中國是燃煤大國， 2002年中國燃煤汞排放量達247 t，燃煤汞排放成為中國面臨的重要環(huán)境問題[10]。目前，國內(nèi)研究主要集中在汞的排放量估計[11-13]、大氣汞污染的現(xiàn)狀分析[14]以及影響因子分析、大氣汞的時空分布特征和汞的沉降通量等方面[15-18]，而對汞的輸送、化學(xué)轉(zhuǎn)化方面[19]的研究較少。國內(nèi)尚未有對汞濃度的時空分布特征的數(shù)值模擬研究。

為了研究中國地區(qū)汞的區(qū)域分布，本文基于原有的大氣化學(xué)模型引入大氣汞的化學(xué)反應(yīng)[19]，基于原有的干沉降模型加入大氣汞的干沉降模式[20][21]，并結(jié)合汞的排放清單[22]模擬中國地區(qū)大氣汞濃度和沉降通量的時空分布特征。

1 方 法(Methods)

1.1 區(qū)域大氣環(huán)境模式系統(tǒng)

采用區(qū)域大氣環(huán)境模式系統(tǒng)(RegAEMS)用來模擬大氣汞的輸送、化學(xué)轉(zhuǎn)化、干沉降和濕清除，該系統(tǒng)包括中尺度氣象模式和大氣環(huán)境模式兩個部分，中尺度氣象模式主要用來輸出氣象要素場以提供給大氣環(huán)境模式，大氣環(huán)境模式則主要用來處理影響大氣污染物濃度分布的排放、輸送、沉降、轉(zhuǎn)化等復(fù)雜的大氣物理和化學(xué)過程。模式新增了大氣汞的化學(xué)反應(yīng)機理和汞的干沉降速度模型，實現(xiàn)不同汞化物的轉(zhuǎn)化模擬以及對零價汞、氧化汞和顆粒態(tài)汞的干沉降速度進行計算。

1.2 氣象模式

氣象模式采用美國賓州大學(xué)與國家大氣研究中心(PSU/NCAR)發(fā)展的有限區(qū)域中尺度模式(MM5)[23]。許多研究表明該模式對一般尺度的天氣過程有較好的模擬能力，其設(shè)計比較適合于區(qū)域大氣污染物的輸送和沉降研究。

1.3 大氣環(huán)境模式

大氣環(huán)境模式是一個三維、時變、歐拉型模式，它考慮了影響大氣污染物的排放、輸送、沉降、轉(zhuǎn)化等復(fù)雜的物理和化學(xué)過程。模式中，污染源考慮了全國主要城市面源和電廠高架源的汞排放，平流項采用Smolarkiewicz的有限正定上游差分方法，鉛直擴散項采用Crank-Nikson方案，水平擴散項采用中心差方案，采用改進的三層阻力模型計算Hg等物質(zhì)的干沉降速度。氣相化學(xué)共考慮了43個反應(yīng)和30個物種，增加了與汞有關(guān)的8個氣相反應(yīng)、8個氣液平衡反應(yīng)、4個液相反應(yīng)。

模擬區(qū)域覆蓋了整個大中國和部分東亞國家，網(wǎng)格數(shù)為65×54，水平分辨率為81 km，垂直方向分為10層(σ坐標)，頂層氣壓為100 hPa。模擬時間從2004年1月至2004年12月。

結(jié)合Streets等[22]的源清單，分布如圖1，中國有幾個主要的汞排放區(qū)，主要分布在長三角、珠三角、蘭州、四川-重慶-貴州、華中和東北部分地區(qū)，最大的年均排放率可達300 mg·s-1。年排放總量約488 t，火電燃煤排放的汞約為175 t，占總排放的36%。總汞中，零價汞占52%，顆粒態(tài)汞占12%，二價汞占32%，二價汞中，HgCl2占95%，HgO僅為5%左右。本文的氫氧化汞Hg(OH)2全部由Hg0的氣相化學(xué)反應(yīng)生成，部分的HgO和顆粒態(tài)汞也由Hg0轉(zhuǎn)化而來。由于未考慮甲基類汞的排放，因此氣相化學(xué)中[19]，Hg0只有消耗而沒有生成。

圖1 中國部分地區(qū)年均汞的排放分布Fig. 1 Annual mercury emission in parts of China

2 結(jié)果與討論(Results and discussion)

2.1 不同形態(tài)汞化物的濃度

圖2是2004年模擬的年均氣態(tài)零價汞Hg0、氧化汞HgO、氫氧化汞Hg(OH)2、氯化汞HgCl2和顆粒態(tài)汞HgP在區(qū)域內(nèi)的分布(對應(yīng)圖2a～圖2e)。由圖可知，除氫氧化汞在區(qū)域上分布比較均勻外，中國絕大部分地區(qū)四類汞的高濃度區(qū)主要集中在排放源附近，如在四川和貴州省交界處、河南和河北省、長三角和珠三角地區(qū)。除西部、西北部地區(qū)汞的濃度較低外(小于0.5 ng·m-3)，其他地區(qū)Hg0的濃度均在全球背景濃度(1 ng·m-3)[24]以上，最大高達11 ng·m-3。年均氧化汞、氯化汞和顆粒態(tài)汞的空間分布于零價汞類似，高濃度主要在排放源附近，最高濃度分別可達到0.07、1.4和1.4 ng·m-3。區(qū)別于上述四類汞，氫氧化汞完全由氣態(tài)零價汞轉(zhuǎn)化而來，其在大氣中的濃度介于2～18 pg·m-3，主要分布在四川-貴州-重慶和華中地區(qū)。

圖2 2004年年均氣態(tài)a)Hg0、b)HgO、c)Hg(OH)2、d)HgCl2和e)HgP的空間分布Fig. 2 Spatial distribution of annual average of Hg0(a), HgO(b), Hg(OH)2(c), HgCl2(d) and HgP(e)

比較圖2a和圖2c可知，零價汞和氫氧化汞的兩個高值中心(西南和華中)有很好的對應(yīng)，但在甘肅省零價汞濃度較高地區(qū)并未出現(xiàn)較高的氫氧化汞，主要因為氫氧化汞的濃度一方面由零價汞的濃度決定，另一方面受氧化劑濃度(如OH和H2O2)的影響，特別是OH對Hg0的氧化能力比H2O2高5數(shù)量級[19]。故在零價汞和自由基濃度均較高的地區(qū)，氫氧化汞的濃度也相對較大。

表1總結(jié)了前人在中國不同地區(qū)進行汞觀測的結(jié)果，并與本文的模擬結(jié)果進行比較。觀測的汞的物種包括氣態(tài)零價汞、顆粒態(tài)汞和總汞。由于國內(nèi)缺乏系統(tǒng)的、大范圍的汞觀測，在比較過程中，有些點上的觀測時間和模擬時間并不完全對應(yīng)。由表可知，大氣中顆粒態(tài)的汞濃度比氣態(tài)零價汞的小一個量級左右，總汞中主要成分為氣態(tài)零價汞，其中，觀測的顆粒態(tài)汞為10-1ng·m-3量級，零價汞為101量級。背景地區(qū)汞的濃度相對較低。比較模擬和觀測結(jié)果可見，模式較好的模擬出了氣態(tài)零價汞、顆粒態(tài)汞和總汞的濃度。模擬的年均氣態(tài)汞的地面濃度在北京地區(qū)為4.24 ng·m-3，區(qū)域背景站瓦里關(guān)1.062 ng·m-3，廣州為6.87 ng·m-3，長三角的三個典型城市南京、上海和杭州分別為3.98、3.35和2.5 ng·m-3，與對應(yīng)測站的觀測值較為一致。另外，模擬的顆粒態(tài)汞的濃度在貴陽為0.48 ng·m-3，略低于居民區(qū)的顆粒態(tài)汞濃度(0.612 ng·m-3以上)，重慶地區(qū)模擬的顆粒態(tài)汞濃度為0.42 ng·m-3，落在觀測值的區(qū)間內(nèi)。模擬的總汞濃度在貢嘎山為2.995 ng·m-3，觀測的濃度為4±1.38 ng·m-3。通過比較發(fā)現(xiàn)，改進的區(qū)域大氣環(huán)境模式系統(tǒng)對汞有較好的模擬能力，能夠模擬汞在區(qū)域內(nèi)的分布和強度。

表1 部分地區(qū)汞化物觀測和模擬的比較Table 1 Comparison between observation and simulation in mercury concentration

注：a 氣態(tài)零價汞，b 顆粒態(tài)汞，c 總汞，d 顆粒物中的汞。

Note: a, Hg0; b, HgP; c, TGM; d, mercury content in particle.

本文模擬的的汞分布與Shia[33]、Dastoor和Larocque[7]、Pan 等[34]和Selin等[8]的模擬結(jié)果一致，即汞主要分布在中國中東部，其中西南、華北、長三角和珠三角等地的汞濃度較高。

圖3是五類汞化物在區(qū)域上平均后的半月變化時序，由圖可知，各類汞化物的月變化基本一致，8月份的濃度最低，2、3月份濃度最高。在區(qū)域平均上，氣態(tài)零價汞的濃度介于0.4～0.8 ng·m-3之間，顆粒態(tài)汞介于0.01～0.04 ng·m-3，氯化汞介于0.03～0.06 ng·m-3，氧化汞和氫氧化汞分別介于1～4和0～2 pg m-3之間。各類汞化物濃度在區(qū)域上呈現(xiàn)較明顯的季節(jié)變化特征，一般冬季高，夏季低。

與已發(fā)表文獻(Dastoor等[7]和Selin等[8])的觀測或模擬結(jié)果進行比較可知本文較好的模擬出了中國地區(qū)大氣汞的季節(jié)變化特征。由于不同的研究中進行了不同空間尺度的平均，導(dǎo)致汞的平均濃度差異較大。

圖4給出了零價汞、顆粒態(tài)汞、氯化汞、氧化汞和氫氧化汞在北京、西南(成都、貴陽和重慶)、鄭州、南京、上海和廣州8各地區(qū)濃度的月變化。由圖可知，除氫氧化汞外，其它四類汞化物在鄭州和廣州的濃度最高，而在成都最低。各點上氫氧化汞的濃度差異較小，與圖2c類似。

圖3 五類汞化物地面區(qū)域平均濃度的半月變化Fig. 3 Regional averaged surface concentration of mercury

圖4 全國8個點上五類汞化物的月變化Fig. 4 Monthly variation of mercury concentration in eight cities

氫氧化汞濃度在8個點上的月變化較為一致，其在夏季濃度最低，秋冬季節(jié)濃度較高，介于2～34 pg·m-3之間。對于其它四類汞化物，除廣州外，其它7個點上各類汞的濃度的月變化與區(qū)域平均的結(jié)果一致，濃度在夏季最低，秋冬季節(jié)最高。而廣州的四類汞濃度在冬季和夏季均比較小，秋季濃度最高，可能是因為廣州地處沿海，受冬、夏季風(fēng)影響，使其濃度的季節(jié)變化有別于其他點。

圖5是氣態(tài)零價汞、活性二價汞(氫氧化汞+氧化汞)和顆粒態(tài)汞在我國東南沿海(廈門)、西寧、日本沖繩島、西南汞排放區(qū)及其附近(貴陽)、長三角(上海)、珠三角(廣州)的垂直分布及其在各高度層上的季節(jié)變化。其中，廈門、西寧和沖繩無汞的源排放，這些點上的汞主要來自大氣的輸送，廈門地處東南沿海，受季風(fēng)影響較大，西寧地處于西南汞高排放的上風(fēng)區(qū)，沖繩離中國大陸較遠，該地區(qū)的汞濃度可能由中國對外輸送提供。其他幾個點離源較近，汞污染受局地排放的影響較大。圖5a、5b為Hg0，圖5c、5d為HgII，圖5 e、5 f為HgP。

圖5 氣態(tài)零價汞、活性二價汞(氧化汞+氫氧化汞)和顆粒態(tài)汞在各點上的垂直廓線 (a)Hg0，(b)Hg0，(c)HgII，(d)HgII，(e)HgP，(f)HgPFig. 5 Vertical profiles of Hg0, HgII (HgO+Hg(OH)2) and HgP. (a) Hg0，(b) Hg0，(c) HgII，(d) HgII，(e) HgP，(f) HgP

如圖5a、5b所示，接近源區(qū)的貴陽、上海和廣州等地氣態(tài)零價汞的濃度隨高度遞減，高濃度主要集中在邊界層內(nèi)，高層的汞主要通過垂直擴散由地表向上輸送。另外，西寧地處西南和甘肅汞源之間，零價汞的地表濃度較大，但其隨高度遞減的趨勢小于汞源附近的點，上層汞的濃度很大一部分主要通過外部輸送所得。而成都地處西南汞源的上風(fēng)方向，廈門和沖繩附近也沒有汞的排放，這些地區(qū)的汞幾乎完全由輸送而來，故其在邊界層內(nèi)的濃度較之高層低，且分布相對均勻。這幾個點上零價汞的高濃度主要集中在2 km的高度。

各地區(qū)上零價汞廓線的季節(jié)變化各有特點，廈門、沖繩和貴陽各個高度上零價汞的濃度夏季最小，冬季最高；而西寧在近地層夏季濃度低，秋冬季較高，在高層則剛好相反，冬季的汞濃度最小，夏季最大。廣州邊界層內(nèi)各個季節(jié)濃度變化與地面的相同，冬季濃度最低，秋季最高。廈門汞的季節(jié)變化較其他點弱。

圖5.c、5d為活性二價汞(氧化汞+氫氧化汞)在6個點上的垂直廓線及其季節(jié)變化?；钚远r汞中除部分氧化汞來自地表排放外，其他部分主要由零價汞在大氣輸送過程中的化學(xué)轉(zhuǎn)化生成。因此，這部分汞的高濃度中心主要在邊界層以上，且隨著站點離源的距離越遠，高值中心的高度越高，如在廈門，峰值在2 048 m附近，而在沖繩，峰值接近4 000 m，其在地表其濃度幾乎為零。源區(qū)附近，各點上活性二價汞的峰值在邊界層內(nèi)，如貴陽。主要是源區(qū)附近底層含有較高的零價汞。各點上廓線的季節(jié)變化與零價汞的類似。

圖5e、5f為顆粒態(tài)汞在區(qū)域內(nèi)6個點上的垂直廓線及其季節(jié)變化，由于顆粒態(tài)汞主要為原生顆粒，極小部分由零價汞的化學(xué)轉(zhuǎn)化生成，故其垂直廓線與零價汞的十分類似。但是，由于顆粒態(tài)汞的干沉降速度較零價汞的大，其在大氣中的壽命比零價汞短，因此較難進行遠距離輸送，因此在廈門、沖繩兩地顆粒態(tài)汞的地面濃度很小，其峰值主要集中在邊界層以上，特別是在沖繩，地面濃度接近為零，而且整個夏季整層大氣基本上沒有顆粒態(tài)汞。另外，西寧高層的顆粒態(tài)汞濃度較低；源區(qū)及其附近站點上顆粒態(tài)汞的濃度隨高度遞減。各廓線在各點上的季節(jié)變化與零價汞基本類似(西寧等地除外)。

近年來，隨著觀測技術(shù)和水平的提高，逐步開展了汞的垂直廓線觀測，如ACE-Asia飛機觀測。Friedli等[35]分析2001年4～5月飛機觀測的結(jié)果發(fā)現(xiàn)，零價汞在邊界層以內(nèi)(2 km以下)濃度隨高度遞減，本研究中的結(jié)果與之一致，但他們的汞廓線具有雙峰結(jié)構(gòu)，即在高層(6 km以上)還有一個高值，與地面濃度相當(dāng)，本文并未出現(xiàn)類似的結(jié)構(gòu)，高層的濃度可能與上層大氣汞的排放有關(guān)(如飛機排放)，同樣，Dastoor和Larocque[7]的模擬結(jié)果也未模擬出類似的結(jié)構(gòu)。

2.2 三類汞化物的干沉降量

圖6是氣態(tài)零價汞、氧化汞和顆粒態(tài)汞的年均干沉降通量的空間分布。由圖可知，干沉降通量的空間分布和其地面濃度的分布類似，大的干沉降通量除集中在四川-貴州交界處、重慶，甘肅南部、華中、長三角和廣州外，在汞的地面濃度相對較低的湖南、福建和海南省也有較大的干沉降通量，主要因為這三個省有較大的汞的干沉降速度，對零價汞具有較強的干清除能力。零價汞的最大年均干沉降通量高達10 μg·m-2。在中國西部、西北部以及區(qū)域北部，雖然汞在這些地區(qū)的干沉降速度較大，但由于其濃度較低，汞的年均干沉降通量很小。

圖6 氣態(tài)零價汞、氧化汞和顆粒態(tài)汞的年均干沉降通量(μg·m-2)(a)Hg0，(b)HgO，(c)HgPFig. 6 Annual averaged dry deposition flux of Hg0, HgO and HgP (μg·m-2) (a)Hg0，(b)HgO，(c)HgP

氧化汞的年均干沉降通量分布基本和其地面濃度分布一致。此外，由于云南省氧化汞的干沉降速度較高，加上氧化汞具有一定的濃度水平，其汞干沉降通量較大；與之相反，福建省氧化汞濃度低，雖然該地區(qū)氧化汞的干沉降速度很大，其干沉降通量很小。模擬的氧化汞的最大干沉降通量為0.7 μg·m-2。對顆粒態(tài)汞，最大沉降總量大于1.6 μg·m-2，主要集中在西南、華中、長三角和珠三角地區(qū)。

圖7為區(qū)域平均的三類汞干沉降通量的季節(jié)變化。曲線上短線上下端分別代表對應(yīng)季節(jié)出現(xiàn)的最大和最小的通量值。由圖可見，零價汞的干沉降通量在夏季最高，冬季最小，氧化汞和顆粒態(tài)汞的干沉降通量與之相反，夏季最小。三類汞中，氣態(tài)零價汞的干沉降速度的季節(jié)變化最明顯，其中夏季干沉降速度最大，其干沉降通量較之其他季節(jié)高。而氧化汞和顆粒態(tài)汞干沉降速度雖然在夏季較大，但其季節(jié)變化不如零價汞的顯著，加上兩類汞在夏季濃度較低，導(dǎo)致其干沉降通量在夏季最小。由此說明，零價汞的干沉降通量受干沉降速度的影響較大，而氧化汞和顆粒態(tài)汞的干沉降通量受其自身濃度的影響較大。

表2是2004年區(qū)域內(nèi)氣態(tài)零價汞、氧化汞和顆粒態(tài)汞年干沉降總量及其在對應(yīng)源排放所占的比例統(tǒng)計。其中，氣態(tài)零價汞、氧化汞和顆粒態(tài)汞的年干沉降總量分別為163.9、7.43和32.2 t。將干沉降總量與三類源的排放量進行比較發(fā)現(xiàn)，氧化汞干沉降量占其排放得比例最大外(95.1%)，零價汞和顆粒汞的比例相當(dāng)，分別為59.9%和54.9%。主要是因為氧化汞的干沉降速度較之另外兩種汞的大，同時大氣中的氧化汞絕大部分來自化學(xué)轉(zhuǎn)化，故其干沉降量與排放量的比值最大。關(guān)于汞的干沉降總量，Shia等[33]估算全球總汞的干沉降總量占排放的54.1%；Mason等[36]估算的為40%；Selin等[8]得到的較大，為67.1%，其考慮了海鹽對汞的部分吸附。

圖7 區(qū)域平均的三類汞干沉降通量的季節(jié)變化Fig. 7 Seasonal variation of regional averaged dry deposition flux of mercury

表2 三類汞的干沉降量及其占排放量的比例Table 2 Ratio of dry deposition to emission of mercury

[1] Clarkson T W. The toxicology of mercury and its compounds [M]// Mercury Pollution: Integration and Synthesis. Florida: CRC Press, Boca Ration, Lewis Publishers. 1994: 631-641

[2] Lamborg C H, Hoyer M E, Keeler G J, et al. Particulate-phase mercury in the atmosphere: Collection/analysis method development and applications [M]// Mercury as a pollution-towards integration and synthesis, Florida: CRC Press Inc, 1994: 251-259

[3] Petersen G, Iverfeldt A, Munthe J. Atmospheric mercury species over central and northern Europe: Model calculations and comparison with measurements from the Nordic air and precipitation network for 1987 and 1988 [J]. Atmospheric Environment, 1995, 29: 47-67

[4] Pai P, Karamchandani P, Seigneur C, et al. Sensitivity of simulated atmospheric mercury concentrations and deposition to model input parameters [J]. Journal of Geophysical Research-Atmospheres, 1999, 104(D11): 13855-13868

[5] Lin X, Tao Y. A numerical modeling study on regional mercury budget for eastern North America [J]. Atmospheric Chemistry and Physics, 2003, 3: 535-548

[6] Bergan T, Gallardo L, Rodhe H. Mercury in the global roposphere: A three-dimensional model study [J]. Atmospheric Environment, 1999, 33 (10): 1575-1585

[7] Dastoor A P, Larocque Y. Global circulation of atmospheric mercury: A modeling study [J]. Atmospheric Environment, 2004, 38(1): 147-161

[8] Selin N E, Jacob D J, Park R J, et al. Chemical cycling and deposition of atmospheric mercury: Global constraints from observations [J]. Journal of Geophysical Research-Atmospheres, 2007, 112: D02308, doi: 10.1029/2006JD007450

[9] Lin C J, Pehkonen S O. Two-phase model of mercury chemistry in the atmosphere [J]. Atmospheric Environment, 1998, 32: 2543-2558

[10] 蔣靖坤, 郝吉明, 吳燁, 等. 中國燃煤汞排放清單的初步建立[J]. 環(huán)境科學(xué), 2005, 26(2): 34-39

Jiang J K, Hao, J M, Wu Y, et al. Development of mercury emission inventory from coal combustion in China [J]. Environmental Science, 2005, 26(2): 34-39 (in Chinese)

[11] 馮新斌, 洪業(yè)湯. 中國燃煤向大氣排放汞量的估算[J]. 煤礦環(huán)境保護, 1996, 10(3): 10-13

[12] Zheng L G, Liu G J, Chou C L. The distribution, occurrence and environmental effect of mercury in Chinese coals [J]. Science of the Total Environment, 2007, 384: 374-383 (in Chinese)

[13] 王少鋒, 馮新斌, 仇廣樂, 等. 大氣汞的自然來源研究進展[J]. 地球與環(huán)境, 2006, 34(2): 1-11

Wang S F, Feng X B, Qiu G L, et al. Progress in research on natural sources of atmospheric Hg [J]. Earth and Environment, 2006, 34(2): 1-11 (in Chinese)

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

[15] 方鳳滿, 王起超, 李東俠, 等. 長春市大氣顆粒汞污染特征及影響因子分析[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2001a, 21(3): 369-372

Fang F M, Wang Q C, Li D X, et al., Characteristics of particulate mercury pollution in atmosphere of Changchun and the affecting factors [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2001a, 21(3): 367-372 (in Chinese).

[16] 方鳳滿, 王起超, 李東俠, 等. 長春市大氣顆粒汞及其干沉降通量[J]. 環(huán)境科學(xué), 2001b, 22(2): 60-63

Fang F M, Wang Q C, Li D X, et al. Atmospheric particulate mercury concentration in Changchun city and Its dry deposition flux [J]. Environmental Science, 2001b, 22(2): 60-63 (in Chinese)

[17] 高小玲. 北京市城區(qū)大氣環(huán)境中汞的污染狀況分析[J]. 環(huán)境科學(xué), 1997, 8(1): 33-36

[18] 楊永奎, 王定勇. 大氣汞的時空分布研究進展[J]. 四川環(huán)境, 2006, 25(6): 91-95

[19] 王婷婷, 王體健, 莊炳亮, 等. 影響大氣汞化學(xué)過程的敏感因子分析[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2010, 30(2): 390-401

Wang T T, Wang T J, Zhuang B L, et al., Sensitivity analysis of factors affecting atmospheric mercrury chemistry [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2010, 30(2): 390-401 (in Chinese)

[20] Zhang L, Brook J R, Vet R. A revised parameterization for gaseous dry deposition in air-quality models [J]. Atmospheric Chemistry and Physics, 2003, 3: 2067-2082

[21] Zhang L, Gong S, Padro J, et al. A size-segregated particle dry deposition scheme for an atmospheric module [J]. Atmospheric Environment, 2001, (35): 549-560

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

[23] Grell G A, Dudhia J, Stauffer D R. A description of the fifth-generation penn State/NCAR mesoscale model (MM5) [J]. NCAR technical Note, NCAR/TN-389+STR, 1994, 117

[24] Slemr F, Langer E. Increase in global atmospheric concentrations of mercury inferred from measurements over the Atlantic Ocean [J]. Nature, 1992, 355: 434-437

[25] 王章瑋，張曉山，張逸, 等. 北京市大氣顆粒物PM2.5，PM10及降雪中的汞[J]. 環(huán)境化學(xué)，2004, 23(6): 668-673

Wang Z W, Zhang X S, Zhang Y, et al. Mercury of atmospheric particle PM2.5, PM10and snow in Beijing [J]. Environmental Chemistry, 2004, 23(6): 668-673 (in Chinese)

[26] 陳作帥，王章瑋，張曉山. 北京市典型地區(qū)大氣可吸入顆粒物中汞的濃度水平和粒徑分布[J]. 環(huán)境化學(xué)，2007, 26(5): 680-683

Chen Z S, Wang Z W, Zhang X S. Mercury concentration and the size distribution in airborne inhalable particles in Beijing area [J]. Environmental Chemistry, 2007, 26(5): 680-683 (in Chinese)

[27] 王章瑋，張曉山，張逸, 等. 汞在不同粒徑大氣顆粒物中的分布[J]. 環(huán)境化學(xué)，2005, 24(1): 72-75

Wang Z W, Zhang X S, Zhang Y, et al. Particle size distributions of atmospheric mercury in Beijing [J]. Environmental Chemistry, 2005, 24(1): 72-75 (in Chinese).

[28] Wang Z W, Chen Z S, Duan N, et al. Gaseous elemental mercury concentration in atmosphere at urban and remote sites in China [J]. Journal of Environmental Sciences, 2007, 19: 176-180

[29] Fang F M, Wang Q H, Li J F. Atmospheric particulate mercury concentration and its dry deposition flux in Changchun City, China [J]. The Science of the Total Environment, 2001, 281: 229-236

[30] 鄭 偉，馮新斌，閆海魚. 貴陽市一居民區(qū)大氣顆粒態(tài)汞的污染狀況[J]. 地球與環(huán)境, 2007, 35(2): 154-158

Zheng W, Feng X B, Yan H Y. Characteristics of total particulate mercury pollution in the atmosphere of a residential area in the city of Guiyang, PR China [J]. Earth and Environment, 2007, 35(2): 154-158 (in Chinese)

[31] 吳莉萍，趙大為，張曉山，等. 重慶市兩個區(qū)域冬春季顆粒汞污染特征研究[J]. 微量元素與健康研究，2006, 23(2): 38-41

Wu L P, Zhao D W, Zhang X S, et al. Character of particulate mercury at two districts in winter and spring in Chongqing [J]. Studies of Trace Elements and Health, 2006, 23(2): 38-41 (in Chinese)

[32] 朱萬澤，付學(xué)吾，馮新斌, 等. 青藏高原東南緣貢嘎山地區(qū)大氣總汞時間序列分析及影響因子[J]. 生態(tài)學(xué)報, 2007, 27(9): 3727-3737

Zhu W Z, Fu X W, Feng X B, et al., Annul time-series analyses of total gaseous mercury measurement and its influence factors in the Gongga Mountain on the south-eastern fringe of the Tibetan Plateau, China [J]. Acta Ecologica Sinica, 2007, 27(9): 3727-3737 (in Chinese)

[33] Shia R L, Seigneur C P, Pai M, et al. Sze. Global simulation of atmospheric mercury concentrations and deposition fluxes [J]. Journal of Geophysical Research, 1999, 104(D19): 23,747 23,760, doi:10.1029/1999JD900354

[34] Pan L, Woo J H, Carmichael G R, et al. Regional distribution and emissions of mercury in east Asia: A modeling analysis of Asian Pacific Regional Aerosol Characterization Experiment (ACE-Asia) observations [J] J. Journal of Geophysical Research, 2006, 111: D07109, doi:10.1029/2005JD006381

[35] Friedli H R, Radke L F, Prescott R, et al. Mercury in the atmosphere around Japan, Korea, and China as observed during the 2001 ACE-Asia field campaign: Measurements, distributions, sources, and implications [J]. Journal of Geophysical Research, 2004, 109: D19S25, doi:10.1029/2003JD004244

[36] Mason R P, and Sheu G R. Role of the ocean in the global mercury cycle [J]. Global Biogeochemical Cycles, 2002, 16(4): 1093, doi:10.1029/ 2001GB001440

◆

NumericalStudyonAtmosphericMercuryoverChina

Wang Tijian1,*, Zhu Jialei1, Wang Tingting1

School of Atmospheric Sciences, Nanjing University, Nanjing 210093

5 March 2014accepted16 April 2014

Atmospheric mercury chemistry and dry deposition were incorporated into Regional Atmospheric Environment Model (RegAEMS) given on mercury emission inventory, the spatiotemporal variations of atmospheric mercury and its total deposition flux were investigated. Results from RegAEMS indicated that high annual mean Hg0, HgO, Hg(OH)2, HgCl2, and HgPloadings appeared in the regions with large mercury emissions, in most regions over China exceeded its global background level of 1.0 ng·m-3except those in West and Northwest China. There were significant seasonal variations for surface loadings of these five kinds of mercury, and they were the highest in February and March while were the lowest in August. Profiles of annual mean mercury loading in different sites over the regions indicated that there were high concentrations of primary mercury (Hg0and HgP) in low levels for the sites near the sources. In remote sites, the loading peaks of these kinds of mercury appeared in higher levels. Due to the strongest removing rates of Hg0, its dry deposition flux was much larger in summer. Simulated total deposited Hg0, HgO, and HgPover the region were 163.9, 7.43, and 32.2 t in 2004.

atmospheric mercury; concentration characteristic; dry deposition; regional atmospheric environment modeling system (RegAEMS)

高等學(xué)校博士學(xué)科點專項科研基金(20110091110010)；國家重點基礎(chǔ)研究發(fā)展計劃(2010CB428503)；國家科技部公益行業(yè)(氣象)科研專項(GYHY201206011-1)；科技支撐項目(2011BAK21B03)和國家人才培養(yǎng)基金(J1103410)

王體健(1968-)，男，教授，研究方向為中小尺度大氣環(huán)境模擬、大氣化學(xué)與區(qū)域氣候變化、大氣沉降與土壤物質(zhì)交換， E-mail: tjwang@nju.edu.cn

10.7524/AJE.1673-5897-20140305001

2014-03-05錄用日期：2014-04-16

1673-5897(2014)5-850-12

： X171.5

： A

王體健, 朱佳雷, 王婷婷. 中國地區(qū)大氣汞的數(shù)值模擬研究[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報，2014, 9(5): 850-861

Wang T J, Zhu J L, Wang T T, et al. Numerical study on atmospheric mercury over China [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2014, 9(5): 850-861 (in Chinese)