赵曦,李娟,黄艺,陆克定,肖朝明,肖遥

1.深圳市环境科学研究院，深圳 518001 2.北京大学环境科学与工程学院，北京100871 3.深圳市人居环境技术审查中心，深圳 518057

珠三角某垃圾焚烧厂周边植物叶片汞含量空间格局及影响因素

赵曦1,*,李娟1,黄艺2,陆克定2,肖朝明3,肖遥1

1.深圳市环境科学研究院，深圳 518001 2.北京大学环境科学与工程学院，北京100871 3.深圳市人居环境技术审查中心，深圳 518057

为研究珠三角某城市生活垃圾焚烧厂周边汞污染空间格局及影响因素，于2014年1月，采集了马占相思、荔枝和芒萁等优势种的叶片样品192份，并同步采集相应表层土壤样品64份，采用冷原子吸收法测定样品总汞含量，并运用ADMS模型对2013年大气汞年均浓度进行模拟，分析了植物叶片汞含量与土壤和大气汞浓度之间的关系。结果表明，植物叶片的汞含量范围为0.0029～0.1741 mg·kg-1，荔枝叶片汞含量最高，为(0.0766±0.0395) mg·kg-1，其次为芒萁((0.0599±0.0370) mg·kg-1)和马占相思((0.0556±0.0396) mg·kg-1)。植物叶片汞含量与土壤汞含量无显著相关性，而受风向和距污染源的距离影响显著，与ADMS模拟的大气年均汞浓度存在显著相关性。研究表明，植物叶片汞含量变化与烟气扩散浓度的空间分异格局基本吻合，叶片对大气中汞的吸收在植物与环境的汞交换中占据主导地位，对叶片的生物监测可以反映城市生活垃圾焚烧厂汞排放对生态环境的实际影响。

汞; 城市生活垃圾焚烧厂; 植物叶片; 生物监测

汞(Hg)在环境中具有高毒性和生物富集性，其中气态单质汞又具有远距离迁移性。环境中的汞来源于人为排放源和自然排放源。在我国，人为排放源主要包括燃料燃烧、城市生活垃圾焚烧、非铁金属熔炼、贵金属生产、建筑材料生产、氯碱工业、温度计生产、荧光灯生产和电池生产等多个行业[1]。我国城市生活垃圾大多未分类，其中含有温度计、血压计、荧光灯和电池等多种含汞废物[2]，使得城市生活垃圾焚烧厂成为汞的一个重要排放源。据统计，珠三角的所有城市垃圾焚烧厂2008年汞排放总量达到3 264 kg，占该地区汞人为排放量的21%[3]。而随着城市生活垃圾焚烧厂的不断增加，这一比例还在不断增长。据文献预测，2015年我国城市垃圾焚烧厂排放的汞将比2010年增加40%[4]。

城市生活垃圾焚烧厂排放的汞分为气态和颗粒态(HgP)，前者又分为气态单质汞Hg0和气态二价汞Hg2+[5]。Hg0由于其较高的蒸汽压和极低的水溶性，可在大气环境中停留长达0.5～2年；Hg2+易溶于水，可扩散到几十到几百公里，随干、湿沉降到地面，影响局部区域的生态系统；HgP一般在排放源的附近沉降下来，主要影响当地的生态系统[6]。

为控制汞的生态风险，有必要对垃圾焚烧厂周边环境的汞进行跟踪监测。目前的监测主要集中在大气和土壤样品上。然而，大气环境汞监测往往只能反映采样时间段和采样点位的污染情况，受即时气象条件影响较大，不能反映汞的时间累积影响，且受限于采样方法和监测成本，也难以像常规污染物那样开展多点位的长期连续监测。土壤环境汞监测受土壤汞背景含量的自然变化干扰较大，且大量研究表明，垃圾焚烧厂对周边土壤中的汞含量没有明显的影响[7-9]。另外，珠三角地区气温高、降水量大，当地无碳酸盐岩石风化壳上发育的酸性土壤受到强烈的风化和淋溶作用，土壤中的汞存在较高强度的输出过程[9]，土壤汞含量不能很好地反映垃圾焚烧厂汞污染的影响程度。

生物监测法是目前发展较好的一项大气污染研究技术，其优点在于能够获取空气质量的时间积累效应，特别是不可移动的植物被认为是最合适的监测有机体[10]。植物叶片汞含量与大气汞浓度的线性关系表明叶片可以用于大气汞污染的植物监测。与传统的仪器监测相比，大气污染的植物监测具有分布广泛、采样便利、监测时间长、维护费用低且能直接反应污染物对生态系统的影响等优点[11]。目前，已有研究者用菠菜(Spinacia oleracea L.)和甘蓝(Brassica oleracea L.)对荷兰某垃圾焚烧厂排放的汞和其他污染物进行了长达10年(2004～2013年)的生物监测，结果表明绿叶植物可以用来监测垃圾焚烧厂排放的汞在大气中的沉降[12]。不过，虽然已有一些研究对城市生活垃圾焚烧厂周边植物的汞污染进行了监测，但主要集中在汞含量范围以及不同时期的监测对比上，对植物汞含量与垃圾焚烧厂周边大气汞浓度之间的相关性研究甚少。

ADMS(atmospheric dispersion modeling system)模型是由英国剑桥环境研究中心(CERC)开发的一套先进的大气扩散模型，属第二代大气扩散模型。ADMS模型耦合了大气边界层研究的最新进展，利用常规气象要素来定义边界层结构，使得污染物浓度模拟结果更准确、更可信，因而能更好地描述大气扩散过程，特别适用于对高架点源的大气扩散模拟[13]。

本研究通过对珠三角某垃圾焚烧厂周边植物叶片和土壤样品的汞含量进行分析，并采用ADMS模型对研究区域大气汞长期浓度进行模拟，对植物叶片中汞含量与土壤汞含量和大气汞浓度之间的相关性进行统计分析，对植物叶片汞含量的影响因素进行探讨，以期为垃圾焚烧厂周边的生物监测提供理论依据。

1 材料与方法(Materials and methods)

1.1 研究区域概况

本研究中的焚烧厂所属区域位于珠三角东部某市，区内呈现亚热带海洋性气候。气候温和，年平均气温22.4 ℃。雨量充沛，每年4—9月为雨季，年降雨量1 933.3 mm。日照时间长，平均年日照时数2 120.5 h，太阳年辐射量5 225 MJ·m-2。常年主导风向为东北风，平均每年受热带气旋(台风)影响4～5次。垃圾焚烧厂西侧和南侧均为山体，高程在70 m至180 m之间，起伏较大，东侧和北侧地势平坦，高程在70 m左右。

1.2 垃圾焚烧厂概况

垃圾焚烧厂分为一期(WI-A)和二期(WI-B)。WI-A的焚烧炉设计规模为675 t·d-1，安装有3台225 t·d-1的炉排炉垃圾焚烧锅炉和1台12 MW的汽轮发电机组，日常实际处理规模为满负荷。WI-B的焚烧炉设计规模为1 000 t·d-1，安装有4台250 t·d-1的炉排炉垃圾焚烧锅炉和1台12 MW及1台6 MW的汽轮发电机组，日常实际处理规模为满负荷。WI-A和WI-B的烟气处理设施均为炉内SNCR脱硝、石灰半干法除酸、活性炭喷射和布袋除尘器，烟囱高度均为80 m。

图1 研究区域等高线图及采样布点示意

1.3 采样布点

本研究在项目厂界及周边环境共布设16个植物叶片和土壤样品采样点，于2014年1月进行1次采样。采样布点以垃圾焚烧厂烟囱为中心，以主导风向(东北风)的下风向为轴，按垂直十字交叉的方式确定东北、东南、西南和西北4个采样方向。采样点采取等距离环状布点结合主导风向布点的方式，以WI-A和WI-B的烟囱连线中点为污染源中心，在距污染源中心200 m、500 m、1 000 m和1 500 m处，共布置16个采样点位。采样点使用GPS导航系统定位。

1.4 样品采集

研究区域的植被类型主要为人工植被，包括相思类次生林、荔枝次生林、桉树次生林和园林绿地等小类。在前期的生态调查工作中，在污染源中心周围1 500 m范围内的植被共发现了9个优势植物物种，分别为马占相思(Acacia mangium)、芒萁(Dicranopteris dichotoma)、台湾相思(Acacia confusa)、桉树(Eucalyptus robusta)、春花(Rhaphiolepis indica)、野牡丹(Melastoma candidum)和荔枝(Litchi chinensis)。在考察4个方向不同距离的16个点位上植物分布特征后，结合生态调查中的优势种调查结果，选择在各点位均有分布的马占相思、荔枝和芒萁3种优势种作为主要研究对象。在各采样点10 m×10 m 范围内，每个物种选择4株分别采集1年以上的老叶，采集4份平行样品，装入密封袋内保存。同时在各样点采集0～20 cm的表层土壤，每个采样点采集4份平行样品。

另外，在位于《环境空气质量标准》(GB3095—2012)一类区内的某水库内采集上述3种植物叶片作为对照，各采集4份平行样品。

1.5 样品分析

植物样品采集后，先后用自来水和去离子水冲洗干净表面灰尘，然后烘干(65～70 ℃)至恒重，再粉碎过60目筛，取0.125 g用硝酸-双氧水在最佳的消解条件下进行微波消解。土壤样品经自然风干、磨碎过100目筛，取0.20 g用反王水-双氧水在最佳的消解条件下进行微波消解。

利用美国PerkinElmer公司的FIMS-400型流动注射仪分析样品中的汞含量。每批样品同时用相同方法测定空白和平行样品，每个样品测定3次，误差在±5%之内。用标准杨树叶(GBW07604，汞含量(26±3) ng·g-1，国家标准物质中心)和标准黄色红壤(GBW07406，汞含量(72±7) ng·g-1，国家标准物质中心)测定精确度。每消解一批样品分别用上述2种标准物质进行质量控制，回收率在90%～110%范围内。

1.6 大气汞浓度年均值模拟

采用ADMS-评价3.0.0版软件，根据WI-A和WI-B的2013年全年汞排放源强(见表1)对大气汞浓度年均值进行模拟，数据来源于当地环境监测站的全年例行监测报告。

采用当地气象站2013年逐日逐时气象数据作为模型模拟使用的气象数据。气象参数包括：风速风向、地面温度、相对湿度、降水、云盖度等，以模型所规定格式(.met)贮存于文件中，并以文本文件的形式输入模型。

地形数据从1:10 000的数字高程(DEM)中以一定间距读取数据点的坐标和高程。地面粗糙度为0.3 m，Monin-Obukhov长度为10 m。

1.7 数据分析

采用Microsoft Office Excel 2003软件对数据处理及制图，利用SPSS17.0软件进行统计分析。采用One-way ANOVA单因素方差分析和Tukey’s HSD多重检验法比较显著差异性；采用Pearson相关系数分析叶片汞含量、土壤汞含量及大气汞浓度之间的相关性。分析前对数据进行取对数处理，使其呈正态分布。

表1 大气环境汞浓度模拟源强参数Table 1 Data of mercury emission for simulation in ADMS

2 结果(Results)

2.1 植物叶片汞含量

2.1.1 汞含量对比

表2显示，本研究区域内马占相思、荔枝和芒萁叶片的汞含量范围分别为0.0031～0.1741 mg·kg-1、0.0112～0.2361 mg·kg-1和0.0029～0.1422 mg·kg-1，显著高于位于环境空气质量功能区划一类区的某水库内的同种植物叶片Hg含量(P<0.01)。该水库内马占相思、荔枝和芒萁叶片的汞含量依次为(0.0010±0.0002) mg·kg-1、(0.0240±0.0069) mg·kg-1和(0.0180±0.0050) mg·kg-1。表明本研究区域内植物受到了一定的汞污染。

与文献报道的其他垃圾焚烧厂附近区域内植物叶片汞含量对比(见表2)，本研究中的3种植物叶片汞含量均值明显低于西班牙、意大利等地的垃圾焚烧厂周边植物叶片汞含量均值，与美国某垃圾垃圾焚烧厂周边植物叶片汞含量均值基本相当，马占相思叶片汞含量均值低于深圳市清水河垃圾焚烧厂周边马占相思叶片汞含量均值，可能与本研究中的垃圾焚烧厂周边大气环境汞浓度相对较低有关。

3种植物间对比，芒萁和马占相思叶片汞含量无显著差异，荔枝叶片汞含量显著高于芒萁和马占相思(P<0.01)。说明，荔枝叶片对汞的富集能力高于芒萁和马占相思。

2.1.2 空间分布特征

不同方位的植物叶片汞含量对比结果表明，东北方向和西南方向均显著高于东南方向(P<0.01)和西北方向(P<0.01)。但是东北和西南方向植物叶片汞含量没有显著差异。植物叶片汞浓度在不同方位的分布格局与2013年全年风向格局基本一致。根据风频统计数据，2013年该区域全年主导风向为东北风，其次为西南风。说明植物叶片汞浓度在不同方位的分布格局与垃圾焚烧厂烟囱排放的汞扩散格局相吻合。

不同距离各植物叶片汞含量对比见图2。从各个方向上来看，3种植物叶片汞含量随着距污染源的距离增加而大致呈下降趋势。200 m处叶片的汞含量最高；500 m处叶片汞含量显著下降(P<0.05)；而1 000 m处的汞含量与500 m处的无显著差异；1 500 m处较1 000 m处显著下降(P<0.01)。植物叶片汞浓度随距离污染源的距离增加而下降，与垃圾焚烧厂烟囱排放的汞扩散格局相吻合。

另外，植物叶片汞含量和地形高程之间没有显著相关性。东北方向、东南方向、西南方向和西北方向的采样点高程范围分别为64～74 m、81～84 m、95～166 m和70～117 m，东北方向最低，而西南方向最高，而植物叶片汞含量较高值出现在西南和东北方向。这一点与赵宏伟等[15]的研究结果并不一致，该研究认为清水河垃圾焚烧厂西南方向的植物叶片汞含量与局部地形变化基本吻合。这表明，植物叶片汞含量与地形高程之间没有直接联系或简单的相关性，地形高程只是通过影响污染物扩散而影响到了叶片汞含量。

表2 本研究区域内与文献报道的其他垃圾焚烧厂附近区域内植物叶片汞含量对比Table 2 Comparison of mercury contents in this study and other literatures

2.2 表层土壤汞含量

2.2.1 汞含量对比

表3显示，本研究区域内表层土壤汞含量在0.0207～0.1861 mg·kg-1范围内，含量中值和均值均低于文献报道该区域的背景值0.104 mg·kg-1[20]。与相关文献报道的其他垃圾焚烧厂周边表层土壤汞含量相比，处于中等水平。

图2 4个方向叶片Hg含量随距污染源距离的变化格局

2.2.2 空间分布特征

图3所示，在距离污染源距离相同的情况下，表层土壤含量最高值出现在西南和东南方向，东南方向表层土壤汞含量显著高于东北方向(P<0.01)和西北方向(P<0.01)，西南方向表层土壤汞含量也显著高于东南方向(P<0.01)和西北方向(P<0.01)，不过东南和西南方向表层土壤汞含量没有显著差异。在相同方位下，土壤汞含量随着距污染源的距离增加而大致呈先升高后下降趋势。500 m处表层土壤汞含量显著高于200 m处(P<0.05)；而1 000 m处的汞含量与500 m处无显著差异，也显著高于200 m处土壤(P<0.01)；1 500 m处则较200 m、500 m和1 000 m处土壤均无显著性差异。另外，表层土壤汞含量和地形高程之间没有显著相关性。表层土壤汞含量与垃圾焚烧厂污染物扩散稀释的格局并不完全吻合，表明垃圾焚烧厂汞排放并非土壤表层汞含量的主要来源。

2.2.3 植物叶片与表层土壤汞含量的关系

本研究计算了3种植物叶片对表层土壤(0～20 cm)总汞的富集系数。结果表明，植物叶片对表层土壤总汞的富集系数较低。富集系数(植物叶片汞含量与表层土壤汞含量的比值，无量纲)最高的为荔枝(1.193±0.869)，其次为马占相思(0.829±0.668)和芒萁(0.839±0.651)。

图3 表层土壤汞含量空间分布特征

虽然富集系数能够反应植物对土壤中重金属的富集能力，但是Pearson相关性分析结果显示，表层土壤汞含量与马占相思、荔枝和芒萁叶片的汞含量均无显著相关性(r=0.159，P≥0.05；r=-0.042，P≥0.05；r=0.069，P≥0.05)。

2.3 大气汞浓度模拟

2.3.1 大气汞浓度模拟结果

ADMS的模拟结果见图4，16个采样点的大气总汞浓度年均值在0.0282～4.59 ng·m-3范围内，最大值(4.59 ng·m-3)出现在西南侧200 m处的采样点，所有模拟点的汞年均浓度模拟值均满足《环境空气质量标准》(GB3095—2012)中的表A.1中的汞参考浓度限值(0.05 μg·m-3)。目前，对垃圾焚烧厂周边大气汞浓度的监测报道较少。Hu等[23]对台湾中部某城市郊区垃圾焚烧厂周边0.9～3.0 km范围内8个监测点的大气汞浓度监测结果为0.07～13.0 ng·m-3；汤庆和等[14]对上海浦东垃圾焚烧厂周边300 m范围内大气Hg的实测值为5.0～10.5 ng·m-3。与之相比，本研究对大气汞浓度的模拟值与之基本相当。

2.3.2 植物叶片汞含量与模拟大气汞浓度相关性

Pearson相关性分析结果显示，马占相思、荔枝和芒萁叶片中的总汞含量均与采样前1年内大气汞浓度模拟年平均值呈显著相关性(r=0.730，P<0.01；r=0.894，P<0.01；r=0.617，P<0.05)。线性方程的斜率表征了植物叶片对大气汞的敏感程度，3种植物叶片依次为荔枝(0.894)>马占相思(0.730)>芒萁(0.617)。结合3种植物叶片汞含量的空间分布格局，可知植物叶片与大气之间的相互作用，在植物汞输入输出中占主导地位。

图4 2013年大气环境中汞浓度年均值模拟

2.3.3 表层土壤汞含量与大气模拟大气汞浓度相关性

Pearson相关性分析结果显示，表层土壤汞含量与采样前1年内大气汞浓度模拟年平均值之间不存在显著相关性(r=-0.040，P≥0.05)，结合前文的土壤汞含量中值和均值均低于文献报道该区域的背景值的分析结果，可知垃圾焚烧厂排放的汞并未在周边区域的土壤中产生明显积累。

3 讨论(Discussion)

本研究中的垃圾焚烧厂周边1 500 m区域内的3种植物叶片和土壤汞含量没有显著相关性，这一点与文献报道的结果一致，招远市区土壤及常见绿化植物的汞污染特征研究结果表明，柏树、冬青、松树等植物的叶片汞含量与土壤汞含量没有显著的相关性[24]；深圳市清水河垃圾焚烧厂周围地区优势植物的汞污染研究结果也表明，植物茎叶的汞含量与土壤汞含量无显著相关性[15]。这可能是由于植物从土壤中吸收汞受到各种条件的制约[25]。一方面，土壤中含量较高的腐殖酸和有机质能与汞形成惰性化合物，影响汞的迁移[26]，所以土壤中总汞含量并不能很好地评估其生物有效性及环境风险度[27]，可被植物吸收的重金属很大程度上来源于土壤溶液，而与土壤颗粒物紧密结合的部分一般是不能被植物所利用的[28]。另一方面，植物根部与其地上部分之间具有很强的阻碍汞迁移的机制[29-30]，使得土壤中吸收的汞绝大部分滞留在根部，很难迁移到植物地上部分。由于植物吸收也可能会达到饱和，所以限制了吸收[31]。

另外，本研究区域内土壤汞含量与周边大气长期汞浓度均值也不存在显著相关性，垃圾焚烧厂对周边表层土壤汞含量没有明显的影响，与相关研究结论一致[7-9]。一方面，这与土壤汞含量背景值有关，本研究中表层土壤汞含量中值和均值均低于文献报道该区域的背景值[20]，说明土壤汞含量可能以土壤背景值为主。另一方面，本研究区域所处的珠三角地区气温高、降水量大，当地无碳酸盐岩石风化壳上发育的酸性土壤受到强烈的风化和淋溶作用，土壤中的汞等重金属存在较高强度的输出过程[9]，垃圾焚烧厂排放的汞并未在周边区域的土壤中出现明显积累。因此，就本研究区域而言，土壤汞含量并不是反映垃圾焚烧厂汞污染的一个合适的指标。

本研究证实了植物叶片与垃圾焚烧厂周边大气长期汞浓度均值存在显著相关性，植物叶片与大气之间的相互作用，在植物中汞输入输出占主导地位。一般情况下，垃圾焚烧厂排放的烟气中的汞以Hg0和Hg2+等气态汞的形式存在。气态汞对于植物属于高度有效性的形态[32]，植物叶片对气态汞有较强的富集作用，可以通过气孔的呼吸作用直接从大气中吸收[33]。另外，叶片还可以通过吸附气态汞或通过降水间接吸收等途径吸收大气中的汞[34]。因此，植物叶片汞含量可以反映垃圾焚烧厂周边大气汞污染的时间积累效应，对叶片的生物监测可以用来监测垃圾焚烧汞排放对生态环境的实际影响。

本研究中荔枝叶片汞含量显著高于芒萁和马占相思，可能与植物叶片与大气的接触面积、叶片的气孔结构差异以及植物年龄差异有关[32,34]。荔枝叶片较芒萁叶片和马占相思叶片对垃圾焚烧厂汞污染更为敏感。因此，应通过对比研究，选择合适的植物物种作为生物监测的采样对象。

[1] Zhang L,Wang S X,Wang L,et al.Updated emission inventories for speciated atmospheric mercury from anthropogenic sources in China [J].Environmental Science & Technology,2015,49(5): 3185-3194

[2] Cheng H F,Hu Y N.Mercury in municipal solid waste in China and its control: A review [J].Environmental Science & Technology,2012,46(2): 593-605

[3] Zheng J Y,Ou J M,Mo Z W,et al.Mercury emission inventory and its spatial characteristics in the Pearl River Delta region,China [J].Science of the Total Environment,2011,412-413: 214-222

[4] Hu D,Zhang W,Chen L,et al.Mercury emissions from waste combustion in China from 2004 to 2010 [J].Atmospheric Environment,2012,62: 359-366

[5] Carpi A.Mercury from combustion sources: A review of the chemical species emitted and their transport in the atmosphere [J].Water Air and Soil Pollution,1997,98(3-4): 241-254

[6] 李林,周启星.我国典型城市大气汞污染及对人体健康的影响[J].生态毒理学报,2014,9(5): 832-842

Li L，Zhou Q X.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)

[7] Llobet J M,Schumacher M,Domingo J L.Spatial distribution and temporal variation of metals in the vicinity of a municipal solid waste incinerator after a modernization of the flue gas cleaning systems of the facility [J].Science of the Total Environment,2002,284(1/3): 205-214

[8] Bretzel F,Calderisi M.Contribution of a municipal solid waste incinerator to the trace metals in the surrounding soil[J].Environmental Monitoring and Assessment,2011,182(1): 523-533

[9] Wang J J,Zhao H W,Zhong X P,et al.Investigation of mercury levels in soil around a municipal solid waste incinerator in Shenzhen,China [J].Environmental Earth Sciences,2011,64(4): 1001-1010

[10] 陈志凡,赵烨,乔捷娟,等.基于生物监测法的北京空气质量空间分布特征[J].环境科学研究,2012,25(6): 633-638

Chen Z F,Zhao Y,Qiao J J,et al.Analysis of spatial distribution of air quality in Beijing based on biomonitoring method [J].Research of Environmental Sciences,2012,25(6): 633-638 (in Chinese)

[11] 牛振川,张晓山,陈进生,等.植被在大气汞收支中作用的研究进展与展望[J].生态毒理学报,2014,9(5): 843-849

Niu Z C,Zhang X S,Chen J S,et al.The role of vegetation in atmospheric mercury budgets: Progresses and perspectives [J].Asian Journal of Ecotoxicology,2014,9(5): 843-849 (in Chinese)

[12] vanDijk C,van Doom W,van Alfen B.Long term plant biomonitoring in the vicinity of waste incinerators in the Netherlands [J].Chemosphere,2015,122: 45-51

[13] 刘姣姣,张天,蒋昌潭,等.ADMS模型在电厂脱硫系统改造中的应用[J].环境科学与技术,2015,38(1): 153-158

Liu J J,Zhang T,Jiang C T,et al.Application of ADMS during the modification of gas desulfurization system in power plant[J].Environmental Science & Technology,2015,38(1): 153-158 (in Chinese)

[14] 汤庆合,丁振华,江家骅,等.大型垃圾焚烧厂周边环境汞影响的初步调查[J].环境科学,2005,26(1): 196-199

Tang Q H,Ding Z H,Jiang J H,et al.Environmental effects of mercury around a large scale MSW incineration plant [J].Environmental Science,2005,26(1): 196-199 (in Chinese)

[15] 赵宏伟,钟秀萍,刘阳生,等.深圳市清水河垃圾焚烧厂周围地区优势植物的汞污染研究[J].环境科学,2009,30(9): 2786-2791

Zhao H W,Zhong X P,Liu Y S.Mercury pollution investigation in predominant plants surrounding Shenzhen Qingshuihe municipal solid waste incineration plant [J].Environmental Science,2009,30(9): 2786-2791 (in Chinese)

[16] Bache C A,Gutenmann W H,Rutzke M,et al.Concentrations of metals in grasses in the vicinity of a municipal refuse incinerator [J].Archives of Environmental Contamination and Toxicology,1991,20(4): 538-542

[17] Meneses M,Llobet J M,Granero S,et al.Monitoring metals in the vicinity of a municipal waste incinerator: Temporal variation in soils and vegetation [J].Science of the Total Environment,1999,226(2-3): 157-164

[18] Loppi S,Putorti E,Pirintsos S A,et al.Accumulation of heavy metals in epiphytic lichens near a municipal solid waste incinerator (Central Italy) [J].Environmental Monitoring and Assessment,2000,61(3): 361-371

[19] Nadal M,Bocio A,Schuhmacher M,et al.Trends in the levels of metals in soils and vegetation samples collected near a hazardous waste incinerator [J].Archives of Environmental Contamination and Toxicology,2005,49(3): 290-298

[20] Tao S.Factor score mapping of soil trace element contents for the Shenzhen area[J].Water Air and Soil Pollution,1998,102(3-4): 415-425

[21] Morselli L,Passarini F,Bartoli M.The environmental fate of heavy metals arising from a MSW incineration plant [J].Waste Management,2002,22: 875-881

[22] Rimmer D L,Vizard C G,Pless-Mulloli T,et al.Metal contamination of urban soils in the vicinity of a municipal waste incinerator: One source among many [J].Science of the Total Environment,2006,356(1-3): 207-216

[23] Hu C W,Chao M R,Wu K Y,et al.Characterization of multiple airborne particulate metals in the surroundings of a municipal waste incinerator in Taiwan [J].Atmospheric Environment,2003,37: 2845-2852

[24] 张磊,张磊.招远市区土壤及常见绿化植物汞污染特征[J].生态毒理学报,2014,9(5): 933-939

Zhang L,Zhang L.Pollution pattern of mercury in topsoil and common landscape plants in the downtown Zhaoyuan[J].Asian Journal of Ecotoxicology,2014,9(5): 933-939 (in Chinese)

[25] 郑顺安,韩允垒,郑向群.天津污灌区内气态汞的污染特征及在叶菜类蔬菜中的富集[J].环境科学,2014,35(11): 4338-4344

Zheng S A,Han Y L,Zheng X Q.Concentrations of mercury in ambient air in wastewater irrigated area of Tianjin City and its accumulation in leafy vegetables [J].Environmental Science,2014,35(11): 4338-4344.

[26] Wang D Y,Qing C L,Guo T Y,et al.Effects of humic acid on transport and transformation of mercury in soil-plant systems [J].Water,Air,and Soil Pollution,1997,95(1-4): 35-43

[27] Meyer J S.The utility of the terms "bioavailability" and "bioavailable fraction"for metals [J].Marine Environmental Research,2002,53: 417-423

[28] 王婷,王静,孙红文,等.天津农田土壤镉和汞污染及有效态提取剂筛选 [J].农业环境科学学报,2012,31(1): 119-124

Wang T,Wang J,Sun H W,et al.Comtamination of cadmium and mercury in farmland of Tianjin and extration methods for predicting their bioavailability [J].Journal of Agro-Environment Science,2012,31(1): 119-124

[29] Patra M,Bhowmik N,Bandopadhyay B,et al.Comparison of mercury,lead and arsenic with respect to genotoxic effects on plant systems and the development of genetic tolerance[J].Environmental and Experimental Botany,2004,52: 199-223

[30] Sierra M J,Millán R,Esteban E.Mercury uptake and distribution in Lavandulastoechas plants grown in soil from Almadén mining district (Spain)[J].Food and Chemical Toxicology,2009,47: 2761-2767

[31] Niu Z C,Zhang X S,Wang S,et al.Field controlled experiments on the physiological responses of maize (Zea mays L.) leaves to low-level air and soil mercury exposures [J].Environmental Science and Pollution Research,2014,21(2): 1541-1547

[32] Millhollen A G,Gustin M S,Obrist D.Foliar mercury accumulation and exchange for three tree species [J].Environmental Science & Technology,2006,40(19): 6001-6006

[33] Zhang L M,Wright L P,Blanchard P.A review of current knowledge concerning dry deposition of atmospheric mercury [J].Atmospheric Environment,2009,43(37): 5853-5864

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Spatial Pattern and Influencing Factors of Mercury Levels in Leaves of Plants Surrounding a Solid Waste Incinerator in the Pearl River Delta

Zhao Xi1,*,Li Juan1,Huang Yi2,Lu Keding2,Xiao Chaoming3,Xiao Yao1

1.Shenzhen Academy of Environmental Sciences,Shenzhen 518001,China 2.College of Environmental Science and Engineering,Peking University,Beijing 100871,China 3.The Technology Review Center of Shenzhen Habitation and Environment,Shenzhen 518057,China

26 March 2015 accepted 13 May 2015

The spatial pattern of mercury (Hg) around a municipal solid waste incinerator (MSWI) in the Pearl River Delta was surveyed,and factors influencing the distribution of Hg were examined.A total of 192 leaf samples from three local dominant tree species,including Acacia mangium,Litchi chinensis,and Dicranopteris dichotoma,and 64 soil samples were collected in January 2014 from nearby area.The total Hg contents in the samples were measured by a cold vapor atomic absorption spectrometry.Hg contents in the leaves ranged from 0.0029 to 0.1741 mg·kg-1.The leaves of L.chinensis had the highest Hg contents ((0.0766±0.0395) mg·kg-1),followed by D.dichotoma ((0.0599±0.0370) mg·kg-1) and A.mangium ((0.0556±0.0396) mg·kg-1).Hg concentrations in the leaves did not correlate with those in the soils,but correlated well with the annual average Hg concentration in the atmosphere according to the simulation by ADMS.Leaf Hg levels were significantly influenced by the distance from the MSWI stack and the wind direction.These findings indicated that the major source of Hg in the tree leaves were the airborne Hg released from the MSWI.This study demonstrated that leafy vegetables can be used to monitor the influences of MSWI mercury emissions on the ecosystem nearby.

mercury; MSW incinerator; plant leaves; biomonitoring

国家自然科学基金项目(41375124); 国家环境保护公益性行业科研专项(201309034); 深圳市人居环境委员会环境科研专项基金 项目(SZGX2012118D-SCZJ)

赵曦(1982-),男,硕士,工程师,研究方向为重金属和持久性有机污染物的环境影响与污染防治研究，E-mail: zhaoxi5257@sina.com

10.7524/AJE.1673-5897.20150326002

2015-03-26 录用日期：2015-05-13

1673-5897(2015)4-105-10

X171.5

A

赵曦,李娟,黄艺,等.珠三角某垃圾焚烧厂周边植物叶片汞含量空间格局及影响因素[J].生态毒理学报，2015,10(4): 105-114

Zhao X,Li J,Huang Y,et al.Spatial pattern and influencing factors of mercury levels in leaves of plants surrounding a solid waste incinerator in the Pearl River Delta [J].Asian Journal of Ecotoxicology,2015,10(4): 105-114 (in Chinese)