工业都市中人工湿地中自净汞的环境过程及生态系统服务——以长春市区 ytong 河为例

《Frontiers in Environmental Science》：Environmental processes and ecosystem services of self-purifying mercury in constructed wetlands in industrial cities: a case study of the main urban area of Changchun, Yitong River

　　摘要
随着城市化和经济的快速发展，城市水生生态系统中的水质恶化已成为一个全球性的环境问题。目前，关于全球和地区汞循环的研究主要集中在极地地区、矿区和永久冻土带等脆弱生态系统上。尽管有许多研究调查了全球范围内的汞污染，但专门针对中国东北地区城市河流系统中人工湿地在缓解汞污染作用的研究仍然有限。本研究聚焦于长春市一道河城市段的一个典型人工湿地，系统分析了水体、沉积物和植物中汞的时空分布特征，并评估了汞污染的去除效率以及该城市河湿地系统的生态服务价值。研究结果表明，汞的时空分布受到人类活动（如市政污水排放、工业排放和交通运输）和自然过程（如气候、水文和有机物降解）的共同影响。在城市化密集的地区，水体和沉积物中的汞浓度显著增加。秋季有机物的矿化作用和冬季的燃煤活动加剧了汞的排放，而夏季的高温则促进了汞的挥发和再循环。此外，本研究还量化了湿地生态系统的经济价值，并提出优化湿地空间布局、加强工业源控制和发展多维评估模型为提高区域生态安全和水环境治理提供了科学依据。

1 引言
汞（Hg）作为一种全球性污染物，具有显著的化学和生物活性（Driscoll等，2013；Streets等，2005）。通过自然过程和人类活动释放到空气中的汞可以长距离迁移，并最终通过大气沉降、地表径流等方式进入陆地和水生生态系统（Pirrone等，2010；Selin，2009）。在水生环境中，汞可以在食物链中发生生物累积和生物放大作用，对下游生态系统和人类健康构成潜在威胁（Amos等，2014）。因此，《水俣公约》明确将汞列为需要严格监管的污染物（Driscoll等，2013）。中国是全球最大的汞排放国之一。1978年至2021年间，中国累计大气汞排放量达到16,537吨，其中Hg0占55.0%（9,093吨），Hg2+占39.7%（6,570吨），Hggp占5.3%（874吨）（Cui等，2025）。2010年中国各省排放量分析显示，河南和湖南的汞排放量最高（Cheng等，2015）。全球汞排放量再次上升，预计到2030年可能增加10%–50%，这可能会进一步加剧对全球生态环境和人类健康的影响（Qiu等，2025）。快速工业化和废物处理能力不足导致大量汞通过污泥、化肥和大气进入水生系统。尽管全球背景水体中的总汞浓度通常低于5 ng/L（Sullivan和Mason，1998），但中国许多水域的汞含量超过了这一水平。例如，2021年至2022年间中国12条主要河流（包括长江、黄河、珠江等）的平均总汞浓度为6.69 ± 4.74 ng/L（Tang等，2026）。
河流中汞的分布和迁移受到自然过程和人类活动的影响。气候因素如降水量不仅调节着河流中汞浓度的季节性变化，还通过加剧河流侵蚀影响其空间分布（Fornasaro等，2022；Saniewska等，2018）。强降雨会冲走集水区沉积的汞，导致河水中的汞浓度显著增加，最大增幅可达三倍（G?bka等，2018）。温度、太阳辐射和季风等因素也影响汞的时空变化（Iordache等，2022）。除了自然因素外，人类活动是汞排放和迁移的主要驱动力。流经人口密集地区的河流更容易受到生活污水和工业废水等严重污染的影响。在工业或农业用地流域，SO42-和Cl?的浓度显著增加，成为人类活动影响的特征指标之一（Li等，2019）。
目前，全球超过一半的人口居住在城市，预计到2050年这一比例将上升到68%（约67亿人）（Tratalos等，2007）。快速城市化导致大量自然地表转变为不透水表面，从而引发了城市热岛效应、二氧化碳浓度增加和空气污染加剧（Grimm等，2008），并减少了植被覆盖和抑制了植被生长（Liu X.等，2019；Zhao等，2016）。同时，雨水冲刷道路沉积物形成的径流（RDS）将大量污染物带入水体，成为城市水体污染的重要来源（Jeong和Ra，2023）。城市化还增加了河流流域的空间异质性，加剧了径流负荷和污染风险的不稳定性（Jeong等，2020；Li和Quiring，2021）。因此，城市水生生态系统水质的恶化日益成为全球关注的环境问题（Singh等，2005）。在中国，城市化和工业活动不断增加了水体中的汞负荷。Yu等人发现黄河及其支流中的汞浓度有所增加，并且有向海洋迁移的趋势（Yu等，2022）。渭河流域（黄河最大的支流）的监测结果也显示，水污染问题更加严重（Yang等，2019）。自21世纪初以来，快速的经济发展和工业发展导致污水处理厂（WWTP）和燃煤电厂（CFPP）等点源排放持续增加，使得区域汞污染加剧（Liu等，2018）。相关研究表明，海河沉积物中的总汞（THg）浓度在2003年为2,173 ng/g，2008年为1,180 ng/g，反映了该地区长期累积污染的特点（Shi等，2005）。
湿地是高地和水体之间的独特过渡区，在污染物调节和地球化学循环中发挥着不可替代的作用（Ji等，2022）。其丰富的有机物质和长期洪水形成的厌氧环境使其能够通过吸附、沉积和微生物转化有效保留汞污染物，但在特定条件下也可能成为汞释放的次要来源（Bachand等，2019；Reddy和Gale，1994）。同时，湿地作为全球重要的碳汇的生态功能与其汞循环过程有着显著的耦合效应。周期性水位波动引起的氧化还原变化不仅影响有机碳的矿化，还调节汞在Hg2+和Hg0之间的转化，从而改变其环境行为（Wang等，2022）。微生物作用下的甲基化过程是湿地中汞循环的核心机制。产甲烷细菌和硫酸盐还原细菌（SRB）等微生物在湿地形成的厌氧环境中非常活跃，为汞的甲基化提供了理想条件（Lindqvist等，1991）。在湿地空气-水-土壤系统中，汞的地球化学循环包括汞的输入、输出、迁移和转化（Cesário等，2017）。通过大气沉降、地表径流等方式进入水体的汞最终被沉积物吸附和积累，或被水生植物富集，形成复杂的迁移和转化过程（Kang等，2019；Zhu等，2018）。
自2011年以来，关于湿地中汞的研究进入了快速发展阶段。作为生态系统的重要组成部分，湿地在维持生态服务和驱动生物地球化学循环中发挥着关键作用，汞的命运受到多种环境因素的调节（Zhang等，2023）。例如，对青藏高原湿地的长期研究表明，过去两个世纪汞的时空分布和循环过程受到全球变暖驱动的冰川融化和人类活动的共同影响。地貌和水文过程的变化进一步调节了汞的迁移和积累模式，对高原湿地构成持续的生态风险（Feng等，2025）。在机制层面，多同位素追踪等先进技术的应用阐明了湿地植物在汞的吸收、运输和转化中的重要作用（Meng等，2018）。同时，相关研究不仅关注湿地中汞的来源分配和生态风险评估（Ma等，2025），还通过构建食物网模型量化了湿地系统中重金属的生物积累和营养传递（Li等，2024）。
总之，河流系统中汞的迁移和转化受到多种自然和人为因素的共同驱动。在快速城市化的过程中，其在水生生态系统中的行为变得越来越复杂和难以预测。位于工业城市环境中的人工湿地受到强烈人类干扰和水文调节的影响，目前相关研究不足。这些系统接收来自多种城市来源的高负荷污染物，其源-汇动态、季节变化性和汞的净化机制与天然湿地有显著差异。特别是，水-沉积物-植物连续体中汞的时空过程仍了解不足。因此，本研究系统研究了中国东北长春市一道河沿线的人工湿地系统，目的如下：（1）表征水体、沉积物和植物中汞的空间和季节分布；（2）确定影响汞迁移和转化的关键因素；（3）评估优势芦苇植被在汞积累和去除中的作用。研究结果有望为在人为压力加剧的情况下控制城市水体中的重金属污染提供理论依据和技术指导。

2 材料与方法
2.1 研究区域概述
长春市位于北纬43°05′-45°15′，东经124°18′-127°05′之间，地处中国东北部，是该地区重要的工业基地和交通枢纽。长春位于东部湿润山区和西部半干旱平原之间的过渡带，具有温带大陆性湿润气候，四季分明。年平均气温为4.6°C。降水主要集中在6月至9月，年降水量为600–700毫米。长春境内有松花江、饮马河、一道河和拉林河等主要河流。长春市的水文、地形和气候条件使其湿地资源较为丰富。湿地类型多样，主要分为四类：河流湿地、湖泊湿地、沼泽湿地和人工湿地。其中，河流湿地包括常年河流、季节性河流和洪泛平原湿地。这些河流湿地是地表水体的主要组成部分，具有重要的生态功能。本研究的采样点位于长春市一道河的城市段，河流长度为48.82公里。根据中国科技重大专项“十二五”水污染防治科技专项（水项目）提出的城市河流治理背景，选择了该河段内的五个人工湿地：南五环湿地、Rival湿地、北海湿地、东莱南路湿地和Bayhood湿地。具体湿地如下：南五环湿地（21.65公顷，2017年完成并投入使用），位于一道河口，上游有新立城水库。该湿地远离居民区，水流较弱。湿地中的主要植物是芦苇。Rival湿地（310公顷，2017年完成并投入使用）位于长春市南新城镇的核心区域。该湿地公园建在伊通河上游地区，是一个综合性的城市湿地公园，集防洪减灾、生态保护、文化旅游、休闲娱乐和教育展览等功能于一体。公园内水生植物丰富。北海湿地（面积14.3公顷，2013年建成并投入使用）位于吉林省长春市二道区，坐落在伊通河东岸，靠近居民区。该湿地植被茂密，动物生态多样性较高，为游客提供了融合湿地景观与休闲娱乐的生态体验环境。东来南街湿地（面积7.64公顷，2018年建成并投入使用）位于长春市区中心，是伊通河中游水生态治理项目的成果，也是该区域的重要旅游景点。湿地中的主要植物是芦苇；虽然其他大型水生植物（如香蒲、莲花和茭苇）也存在于局部区域，但其分布较为分散且不连续。由于芦苇在生物量和服务面积上的绝对优势，本研究重点关注芦苇作为汞吸收和去除的关键功能群。

巴伊胡德湿地（面积894.71公顷，2012年建成并投入使用）位于长春高新区，靠近工业区，动植物资源丰富。所有人工湿地都由专业人员定期维护，工作人员会收集水生植物和落叶残渣。五个湿地的地理位置和采样点如图1所示。

**2.2 样本采集**

根据湿地水面的分布特点和水文特征，采用分层随机采样设计选取了10个采样点。具体划分为五个湿地区域（从上游到下游依次为：南五环湿地、瑞维尔湿地、北海湿地、东来南街湿地和巴伊湿地）。每个区域内设立两个采样点，一个位于入口处，另一个位于出口处，按照河流流向依次标记为A-E（见图1）。2023年和2024年的5月至10月期间，每月中期对人工湿地的水、沉积物和植物样本进行采集。在本研究中，5月、6月和7月被定义为夏季；8月和9月为秋季；10月为冬季。

**2.2.1 水样采集方法**

按照《河流水体采样技术规范》（HJ/T 52–1999）的要求，使用采样器在每个采样点采集水样以确保样本的准确性和可靠性。每个采样点采集三个重复样本，样品存放在干净的200毫升高硼硅玻璃瓶中。玻璃瓶先浸泡在30%硝酸中24小时，然后放入马弗炉中，在500摄氏度下加热30分钟进行超纯化处理。冷却后用双层密封袋包装以备后续使用。整个操作过程中需佩戴一次性活性炭口罩和聚乙烯手套。所有水样需运输回实验室并储存在0°C–4°C的低温环境中，分析应在1周内完成。

**2.2.2 沉积物样本**

使用湖泊沉积物采集器收集沉积物。提取沉积物后，用虹吸管移除界面水，以避免破坏沉积物结构。为保持沉积物处于缺氧状态，界面水不应完全抽出。移除界面水后，将沉积物样品立即置于充满氮气的厌氧条件下，并带回实验室进行实验。沉积物样品在冷冻干燥机中冻干，通过100目筛子研磨后密封保存。

**2.2.3 植物样本**

在每个采样点选取生长状况良好、生长趋势和高度相近的四株植物作为样本。采集时需保持植物的完整性，将其分别包装在聚乙烯塑料袋中，并在记录本上准确记录采样点和样本编号，再带回实验室。带回实验室后，先用自来水冲洗去除表面泥土，再用去离子水冲洗三次。清洗完毕后自然风干，将每株植物切成小段放入瓷坩埚中，再用真空冷冻干燥器（-80°C）干燥，通过100目尼龙筛子研磨后密封保存。

**2.3 样品分析**

水样中的总汞含量采用LUMEX RA-915汞分析仪主单元结合RP-92液体汞还原单元测定，分析方法为冷蒸气原子吸收光谱法（使用氯化亚锡作为还原剂）。沉积物样品中的总汞含量测定时，将50–200毫克研磨并筛分后的沉积物样品放入石英舟中，置于LUMEX RA-915+ Zeeman效应汞分析仪的UMA附件中进行分析。植物样品中的总汞含量测定则使用LUMEX RA-915汞分析仪主机结合PYRO-915+附件（便携式复合样品快速检测模块），通过热脱附技术完成。

**2.4 数据分析方法**

**2.4.1 文献计量分析**

通过对Web of Science核心库中1994年至2025年关于湿地中汞来源的相关文献进行文献计量分析，基于关键词“汞”、“湿地”、“城市”和“来源”筛选出1100篇文献。剔除案例报告、会议论文、研究内容不一致的文献及重复文献后，最终得到391篇有效文献。使用CiteSpace 6.2. R4软件绘制关键词簇和时间图谱，对研究趋势及热点进行可视化分析。

**2.4.2 重金属分配系数**

重金属分配系数是表征重金属在沉积物与水体之间分配行为的指标。系数值越高，颗粒物对重金属的吸附能力越强；系数值越低，重金属从固相释放到水体中的趋势越明显。通过公式1计算系统平衡状态下沉积物中重金属含量（mg/kg）与地表水浓度（mg/L）的比值。为便于比较分析，采用其对数值表示（lg Kp）。

**2.4.3 生态系统服务功能评估方法**

生态系统服务功能的评估方法包括市场价值法、替代成本法、恢复成本法、支付意愿法、旅行成本法、机会成本法、影子价格法、能量价值分析法及生态足迹法等。这些方法根据生态服务类型和研究需求，通过直接或间接途径量化生态系统的功能价值。本研究结合研究目标和数据可行性，选择了替代成本法、替代工程法和支付意愿法来评估人工湿地生态系统的服务价值，全面反映其在调节服务和提供服务方面的经济价值。湿地水生植物可通过叶子和根系吸收空气和水中的重金属（如汞），并通过微生物作用有效净化水和空气。本文重点研究研究区域内湿地植物对汞的累积吸收能力。由于该研究区域的主要植物为芦苇，计算过程中将所有湿地植物的面积换算为芦苇的面积来估算其吸收汞所产生的货币价值。

**2.4.3.1 替代成本法**

**2.4.3.1.1 水质净化价值评估**

长春市伊通河段湿地的水质净化价值通过公式2计算：
$$
V_{Hg} = \sum_{i} P_i \times Q_i
$$
其中 $V_{Hg}$ 表示湿地的水质净化价值，$P_i$ 为汞污染控制成本（元/千克）。根据全国各省市的环境保护税率标准，吉林省对可征税水污染物的税率为每污染当量1.4元，汞的污染当量为0.0005千克，因此污水处理的汞税为2800元/千克。$Q_i$ 表示长春市伊通河段湿地植物吸收的污染物质量（千克）。

**2.4.3.2 空气净化价值评估**

根据《森林生态系统服务功能评价规范》（LY/T 1721-2008）中大气重金属净化的公式，长春市伊通河段湿地的气体净化价值通过公式3计算：
$$
U_{Hg} = K_{Hg} \times Q_{Hg}
$$
其中 $U_{Hg}$ 表示湿地植物吸收的汞价值（元），$K_{Hg}$ 为汞污染控制成本（元/千克）。根据全国各省市的环境保护税率标准，吉林省对可征税大气污染物的税率为每污染当量1.2元，汞的污染当量为0.0001千克，$Q_{Hg}$ 表示长春市伊通河段湿地植物吸收的污染物质量（千克）。

**2.4.3.2 替代工程法**

根据文献和数据，假设未来中国燃煤电厂中最常见的规模为600兆瓦（Ancora, 2015）。计算了长春市主要燃煤电厂的容量，并换算为8.3个600兆瓦燃煤电厂的年汞去除成本（Ancora et al., 2015）。考虑到机器的使用寿命及运营维护成本，基于不同工艺的年汞去除成本和湿地植物的生长周期，估算了这些电厂在伊通河城市段生长期间为湿地生态系统提供的服务价值。由于本研究区域选用的湿地为人工湿地，且存在冬季（10月）植物收割的现象，因此计算时采用芦苇的平均生长周期304天。具体计算公式如下：
$$
M_i = K_i \times D
$$
其中 $M_i$ 表示植物吸收的汞价值，$K_i$ 为某种处理工艺的年汞去除成本（元），$D$ 为植物生长周期（天）。

**2.4.3.3 支付意愿法**

根据2022年《中国健康统计年鉴》中统计的2021年城市高发 cancers，筛选出四种主要的致癌类型（Kim et al., 2020; Pietrzak et al., 2021; White et al., 2021），使用对数线性暴露-反应函数评估污染物对健康的影响（Zhao et al., 2022; Gao et al., 2024）。将湿地植物中的汞转化为大气汞浓度。研究区域内所有湿地的总面积为15.54平方公里，高度假设为200米，转化后的大气汞浓度为0.00020微克/立方米。健康端点的健康影响变化是基于公式5计算得出的：某种处理过程的汞去除成本（人民币）；D代表植物生长周期（天）（Zadnik和Pompe-Kirn，2007）。HII=Eoi[?1?exp(?βΔc)?PopHII=Eoi[?1?exp?βΔc?Pop（5）（5）2.4.3.4 健康损失的经济价值评估健康损失的经济价值是通过支付意愿方法进行评估的。统计生命价值（VSL）是衡量个人死亡风险降低的总货币价值，在环境健康的经济评估中广泛使用（Gao等人，2022；Nie等人，2021）。根据现有研究成果，基于2010年北京的VSL值（168万元人民币），通过公式6使用收益转换方法估算了长春市的VSL值。VSLiy=VSLb,2010×(Yi,2010/Yb,2010)δ×(1+%ΔPiy+%ΔYiy)（6）其中VSLiy是第i年地区的VSL估算值；VSLb,2010是2010年北京的VSL值。Yi,2010表示第i年地区的人均GDP。Yb,2010表示2010年北京地区的人均GDP。δ是弹性系数，取值为0.8。%ΔPiy表示从2010年到2024年第i地区的CPI。%ΔYiy表示从2010年到2024年第i地区人均GDP的增长率。2010年，长春市的人均GDP为38,700元人民币。根据公式计算，2022年长春市的VSL值为216.35万元人民币。2.4.4 汞的质量平衡2.4.4.1 河流输入伊通河的水源主要包括新立城水库的补充水，以及东南污水处理厂和川湖污水处理厂的回用水。具体的流入通量使用公式7计算：Finf=Cinf×?inf（7）其中Finf是由于水库和污水处理厂的补充水流入而产生的汞通量（克/年），Cinf是流入水的汞浓度（克/立方米），?inf是流入水量（立方米/年）。新立城水库每年向伊通河的排放量为400万立方米，川湖污水处理厂的排放量为730万立方米，东南污水处理厂的排放量为547.5万立方米。根据《地表水环境质量标准》（GB3838-2002）的III类水质要求，位于伊通河上游的新立城水库排放水中汞的浓度应≤0.001毫克/升。长春市污水处理厂的排放标准符合《市政污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002），流入水中的汞浓度是根据其最大汞浓度限制计算的。2.4.4.2 大气沉降大气中的汞沉降主要由干沉降和湿沉降组成。颗粒汞的干沉降使用公式8计算；（Fang等人，2001）：Fd=Vd?Ca（8）其中Fd表示大气中颗粒汞的干沉降通量（微克/（平方米/秒）；Vd是大气中颗粒汞的干沉降速度（厘米/秒）。本文中，Vd的值为0.5厘米/秒。Ca表示单位体积空气中颗粒汞的含量（微克/立方米）。长春市城区大气中颗粒汞的平均浓度为0.303微克/立方米。经过计算，长春市城区大气中颗粒汞的干沉降通量为47.78微克/（平方米/年）。研究区域是长春市伊通河城区与人工湿地面积的叠加部分，面积为10,335,864.29平方米。湿沉积的汞通量使用公式9计算：Fwet=Vrain×Crain×S（9）其中Fd表示大气中颗粒汞的干沉降通量（微克/（平方米/秒）；Vd是大气中颗粒汞的干沉降速度（厘米/秒）。本文中，Vd的值为0.5厘米/秒。Ca表示单位体积空气中颗粒汞的含量（微克/立方米）。长春市城区大气中颗粒汞的平均浓度为0.303微克/立方米。经过计算，长春市城区大气中颗粒汞的干沉降通量为47.78微克/（平方米/年）。研究区域是长春市伊通河城区与人工湿地面积的叠加部分，面积为10,335,864.29平方米。湿沉积的汞通量使用公式9计算。2.4.4.3 地表径流中排放的汞量通过公式10计算地表径流中汞的排放量（Wang等人，2005）：FR=CR?A?HR（10）其中FR表示径流中汞的迁移通量（千克/年）；CR表示径流中的汞浓度（微克/升）；A表示建筑面积（平方公里）；城市地表径流中的汞含量为0.39微克/升。2023年，长春市的径流深度为120-125毫米，平均径流深度为122.5毫米。研究区域覆盖长春市伊通河城区，其中包括人造湿地面积为10,335,864.29平方米。2.4.4.4 河流中汞的排放量河流和人工湿地中的汞会流出伊通河。流出通量可以通过公式11计算：Fout=Cout×?out（11）其中Fout是伊通河流出产生的汞通量（克/年），Cout是流出的汞化合物浓度（克/立方米），?out是流出水的排放量（立方米/年）。长春市城区伊通河段从Bayhood湿地流出，汞浓度为31.11纳克/升。每年的排放量为400万立方米。2.4.4.5 汞的蒸发汞在水和空气之间的扩散可以使用亨利定律和两相膜阻力理论进行计算。理论通量可以根据公式12计算；（Wang等人，2005；Andersson等人，2008；Schroeder等人，1992）。Fsur/air=(H×Csur)?Ca（1Ka+HKsur）×Slake（12）这里，Fsur/air表示从水到大气的通量（克/年），H是亨利定律常数（H = 0.0074T + 0.1551，T = 25，H = 0.34），Csur是地表水中的Hg0浓度（克/立方米），Ca是空气中的Hg0浓度（克/立方米）。Ka是总的气相质量传递系数（米/年），Ksur是水相质量传递系数（米/年），Slake是研究区域（平方米）。伊通河水中夏季的平均汞浓度为75.13纳克/升，秋季为41.77纳克/升，冬季为39.77纳克/升。长春市城区大气中颗粒汞的平均浓度为0.303微克/立方米。Ka的值为每天216米，Ksur的值为每天0.216米。研究区域覆盖长春市伊通河城区，其中包括人造湿地面积为10,335,864.29平方米。2.5 数据分析汞含量水平使用LUMEX RA-915+Zeeman效应汞分析仪测定，精度为0.1纳克/克。液体样品使用液体汞还原单元RP-92检测，并通过冷蒸气原子吸收光谱法确定，检测限为0.5纳克/升。沉积物样品使用俄罗斯LUMEX RA-915+耦合UMA固液汞分析单元测定，检测限为0.5微克/千克。植物样品的浓度使用PYRO-915+附件通过热脱附技术测定，检测限为2微克/千克。沉积物样品检测的标准曲线相关系数R2为0.9999。植被样品汞分析的标准曲线使用HgCl2（优质）制备，植物样品检测的标准曲线相关系数R2为0.9994。水样品检测的标准曲线相关系数R2为0.9996。采样在2023年和2024年的5月至10月进行，覆盖五个主要湿地的10个预定义采样点。为了确保数据的代表性和统计稳健性，在每个点采集了三个平行水和沉积物样本。对于植物样品，混合了四个生长条件相似的个体并均质化，然后进行三次平行采样。最终获得了360个水样、360个沉积物样本和1,440个植物样本。使用单因素方差分析（ANOVA）和Duncan的后测检验比较季节和空间变化对人造湿地中汞浓度是否有显著影响，显著性水平设为0.05。使用ArcGIS和Kriging插值方法绘制了河流城区总汞的分布图。上述统计分析均使用SPSS 27.0软件和R语言（R4.3.3）软件进行，图表使用Origin2022软件和R语言（R4.3.3）软件绘制。2.6 质量保证和质量控制2.6.1 质量保证所有分析均按照标准操作程序进行。不同样品介质的汞分析使用带有Zeeman背景校正的LUMEX RA-915+汞分析仪及其专用附件（RP-92、UMA、PYRO-915+）进行。仪器定期使用美国国家标准与技术研究院（NIST）的认证参考物质进行校准。所有实验程序由培训有素的分析师执行。2.6.2 质量控制质量控制措施及其结果如下：方法检测限：水、沉积物和植物样品的方法检测限（MDLs）分别为0.5纳克/升、0.5微克/千克和2微克/千克。校准曲线线性：所有介质的校准曲线相关系数（R2）均大于0.999，符合定量分析的要求。精度：通过重复样品的分析监测精度。相对标准偏差（RSD）通常小于10%。准确性：通过分析认证参考物质（GSS-5）评估准确性，回收率在92%到108%之间。随机添加样品的回收率在90%到110%之间。空白测试：所有报告的样品浓度均使用相应分析批次的空白值进行空白校正。3 结果3.1 湿地中汞浓度的变化3.1.1 水体中汞的时空分布特征2023年水体中的平均汞含量在0.033 ± 0.008纳克/升到9.9 ± 0.2纳克/升之间，2024年在1.33 ± 0.05纳克/升到28.67 ± 1.08纳克/升之间。与2023年相比，2024年水体中的汞含量显著增加。从空间分布的角度来看（图2c–h），过去两年湿地水体中的汞浓度分布相对一致，均显示出在河流起始处浓度较高，然后沿河流方向逐渐降低。具体来说，2023年北海湿地的汞含量上升后再次下降，2024年在东徕南街湿地上升，并且自那时起一直呈现上升趋势。从时间分布的角度来看（图2a,b），同一湿地中不同季节的水体汞含量存在显著差异（P < 0.05）。2023年水体中汞含量的季节变化趋势为：夏季 > 冬季 > 秋季。2024年则表现为：秋季 > 夏季 > 冬季。图2 2023年和2024年水体中汞的时空分布特征（a,b）；2023年和2024年夏季、秋季和冬季水体中汞的空间分布特征（c–h）。3.1.2 沉积物中汞的时空分布特征2023年沉积物中的平均汞含量在1.9 ± 0.264纳克/克到709.33 ± 15.631纳克/克之间，而2024年在1.00 ± 0.01纳克/升到123 ± 2.65纳克/升之间。与2023年相比，2024年沉积物中的汞含量有所下降。从空间分布的角度来看（图3c–h），过去两年湿地沉积物中汞浓度的空间分布相对一致，均显示出初始浓度较高，然后沿河流方向逐渐降低，接着又上升和下降。从时间分布的角度来看（图3a,b），同一湿地中不同季节的沉积物汞含量存在显著差异（P < 0.05）。2023年沉积物中汞含量的季节性变化大致遵循冬季 > 秋季 > 夏季的顺序，而2024年则变为夏季 > 秋季 > 冬季。图3显示了沉积物中汞的时空分布特征（a,b）：2023年和2024年沉积物中汞的时空分布特性；（c–h）2023年和2024年夏季、秋季和冬季沉积物中汞的时空分布特性。

3.1 植物中汞的时空分布特性
2023年植物中的平均汞含量在0.90 ± 0.529 ng/g到14.80 ± 4.951 ng/g之间，而2024年则在0.76 ± 0.07 ng/L到7.78 ± 0.86 ng/L之间。与2023年相比，2024年植物中的汞含量将会下降。从空间分布的角度来看（图4c–h），2023年植物中汞的含量在初期较高，沿河流方向逐渐降低，在Bayhood湿地有所增加。2024年植物中汞的含量在初期较低，沿河流逐渐增加，在北海湿地达到峰值后开始下降。从时间分布的角度来看（图4a,b），同一湿地内不同季节的汞含量存在显著差异（P < 0.05）。2023年和2024年植物中汞含量的季节性变化大致遵循夏季 > 冬季 > 秋季的顺序。图4显示了植物中汞的时空分布特征（a,b）：2023年和2024年植物中汞的时空分布特性；（c–h）2023年和2024年夏季、秋季和冬季植物中汞的时空分布特性。

3.2 水-沉积物界面处汞的迁移特性
本研究通过分配系数（Kp）揭示了 constructed wetlands 沉积物-水界面上汞的分布特性（图5）。结果显示，汞分配系数的对数（lgKp）存在显著的季节性差异（P < 0.05）：2023年夏季达到峰值（5.32 ± 0.40），比秋季的（4.61 ± 0.30）和冬季的（4.91 ± 0.50）分别增加了约1.4–1.7个对数值单位。2024年秋季的lgKp值（3.58 ± 0.04）高于其他季节，表明夏季和秋季汞更有可能从水体迁移到沉积物中。从空间分布的角度来看，沿河流方向的总汞Kp值呈下降趋势，2023年从上游的5.62降至下游的4.63。2024年从上游的3.62降至下游的2.54。

3.3 湿地生态系统服务
3.3.1 长春市伊通河城市段人工湿地中植物的汞含量
湿地生态系统对汞污染物的吸收效果存在明显的时空差异（表1）。长春市伊通河城市段人工湿地的总面积为1554.04万平方米，其中湿地植物覆盖面积为210,600平方米。这些湿地植物全年共吸收了7,380.09毫克的汞。不同季节的空间分布特性分析（图3）表明，沿河流不同位置的 constructed wetland 植物的汞吸收能力存在显著差异，说明 constructed wetland 的地理位置对其吸收汞污染物的能力有重要调节作用。单位面积的汞吸收量在空间上没有显著差异，表明湿地植物的汞吸收能力具有空间均质性。

表1
湿地 植物面积（m2） 总汞浓度（ng/g） 汞含量（μg/m2） 湿地总积水量（mg）
夏季 秋季 冬季 夏季 秋季 冬季
A 700 0.00 25.51 14.39 33.63 11.60 3.64 21.15 71.79 170.08 1480.89 1286.50 24.07 13.31 32.76 16.39 5.02 15.73 0.73 0.62 3.18
B 600 0.00 22.80 13.45 34.06 8.94 7.66 16.84 85 220.34 172 0.80 2594.50 23.51 13.03 34.03 14.22 3.67 28.68 4.29 1.13 11.26 348 3.50 27.41 15.66 32.88 10.26 2.43 21.16 4.59 1.39 5.15 424.00 24.05 23.92 31.66 2.54 2.16 11.10 0.45 0.07 0.39 535 77.02 24.01 25.07 31.32 18.95 45.23 6.16 50.22
C 750 0.00 18.66 15.66 32.82 9.49 2.87 10.64 67.11 57.49 126.41 161 19 19.00 22.80 13.45 34.06 18.65 3.09 16.19 27.28 7.05 55.04 72 62.44 22.80 13.45 34.06 12.64 1.72 14.04 29.32 7.57 59.15 81 190.37 24.07 13.31 32.76 14.22 3.67 28.68 43.59 37.12 190.87 92 94.81 18.66 15.66 32.82 14.22 3.67 28.68 2.64 2.26 4.96 103 138.00 18.66 15.66 32.82 2.54 2.16 11.10 0.45 0.07 0.39 535 77.02 24.01 25.07 31.32 18.95 45.23 6.16 50.22

3.3.2 生态系统服务评估
3.3.2.1 替代成本法
根据本文采用的计算方法，长春市伊通河河段湿地的水质净化总价值为744–532.4万元人民币，空气净化总价值为174–124.2万元人民币。季节性变化表现为冬季 > 夏季 > 秋季（图6）。总体而言，长春市伊通河河段湿地的水质净化和空气净化功能在冬季最为显著，而在夏季和秋季减弱。这种季节性变化反映了湿地生态系统与环境因素之间的密切关系，进一步证明了湿地的净化功能受温度、植物生长周期和气候等多种因素的调控。

3.3.2.2 替代工程法
通过计算工厂不同空气污染控制装置组合的汞去除成本（表2），发现不同组合的年度汞去除成本在330.79万至1.3079亿元人民币之间。其中，ESP装置的汞去除成本最低，但其平均汞去除效率也最低，仅为27%。FF + WFGD组合装置的汞去除成本最高，为1.3079亿元人民币，但其平均汞去除效率最高，为99%。FF + WFGD和SCR + ESP + WFGD组合装置的汞去除成本相似，分别为1.55749亿元人民币和1.52081亿元人民币。总体而言，FF和WFGD组合装置去除大气中汞的成本效益更高。研究表明，在长春市，湿地植物一年带来的汞富集效应相当于节省了1,507.49亿元人民币的汞去除成本。

3.3.3 愿意支付法
利用人均GDP、CPI和VSL，结合收益转换和愿意支付方法，估算了长春市因大气汞暴露导致胰腺癌、食管癌、乳腺癌和肺癌的健康损失的经济价值（图7）。某些疾病由于大气汞暴露造成的健康经济损失范围从390,300元到10,739,400元不等，其中肺癌造成的健康损失最高，为10,739,400元。从人类健康的角度来看，过量的汞可能引发严重的疾病，不仅对城市居民的生命和健康构成巨大威胁，还会导致极高的医疗费用。湿地植物对汞的富集作用可以有效降低环境中的汞含量，从而降低城市居民的汞暴露风险。

3.4 汞的质量平衡
本研究揭示了研究区域内水域系统中汞循环通量的空间分布存在显著异质性，人类活动的影响占主导地位。定量分析表明，汞的迁移过程具有多源输入特征，主要由人为来源主导。其中，市政污水处理设施是主要的人为输入来源。川湖和东南污水处理厂的年平均汞排放通量分别为73,000克/年和54,750克/年，占总输入量的98.6%。在自然输入途径中，新立城水库通过上游输水作用每年提供约4,000克（占3.0%）；而大气汞沉降（湿沉降1,732.68克/年和干沉降493.85克/年）和地表径流（500克/年）合计仅占2.0%。在输出通量方面，水-气界面的汞释放具有明显的季节性变化，夏季为165.25克/年，秋季为90.00克/年，冬季为85.21克/年。三个季节的累积蒸发通量达到340.46克/年，河流渠道的总输出量为124.44克/年。全年总输出量仅占总输入量的0.35%。系统的净累积通量高达134,011.63克/年，输入通量和输出通量之间的差异约为289倍，表明系统处于强烈的非平衡状态。这一结果说明区域汞循环受人类活动显著驱动，形成了高度集中且持续积累的汞池。整体通量结构表明，市政污水排放对区域汞循环具有绝对控制作用（贡献率>95%），自然过程的综合贡献不足5%。这种极不平衡的输入模式表明，在研究区域的沉积物中形成了高风险的汞库，不可忽视二次污染的潜在威胁。研究结果从物质流动的角度明确指出，加强污水处理厂汞排放的监管是切断汞生物地球化学循环的关键环节。同时，建议建立长期监测系统，有效预警和预防沉积物-水界面的汞通量带来的生态风险。

4.1 基于 constructed wetlands 减少城市河流中汞污染的机制
本研究揭示了城市河流在区域汞迁移过程中的关键调节作用。研究区域的 constructed wetland 作为市政污水出口和接收水体之间的过渡带，其水文和地貌特征、湿地植被、沉积物和水动力学的协同效应显著影响了汞的迁移和归趋。结果表明，物理化学过程可以截留超过90%的输入汞负荷，下游的汞通量仅占总输入量的0.09%。同时，流体动力学条件通过调节汞在系统中的滞留时间，进一步影响其甲基化潜力及相关生态风险。与全球典型河流流域相比，像加拿大的马更些河（Emmerton等人，2013年；Schuster等人，2011年）和中国西藏的雅鲁藏布江（Zheng等人，2010年）这样的偏远地区，由于人类干扰较少，总汞（THg <15 ng/L）的背景值较低。相比之下，像密西西比河（Buck等人，2015年）和湄公河（Noh等人，2013年）这样人口密集区域的河流，由于工业排放、农业活动和交通污染等多个人为因素的影响，汞浓度显著较高。在中国渭河的中下游地区，由于人口密度高和农业活动集中，未经处理的生活污水直接排放到河流中，加剧了区域汞污染问题，使得河流中的汞浓度达到0.1–2200.9 ng/L（Zhang等人，2024年）。此外，Lu等人指出交通排放也是城市汞污染的重要因素（Lu等人，2009年）。因此，与北美的密西西比河（Buck等人，2015年）、东南亚的湄公河（Noh等人，2013年）以及波兰的一些城市河流（G?bka等人，2018年）相比，中国的典型城市河流如海河和东江的总汞浓度一直保持在相对较高的水平（THg >30 ng/L）（Liu等人，2012年；Tong等人，2013年）。这与研究区域的特征高度一致，该区域受到工业遗留污染、生活污水直接排放和道路灰尘迁移等多种人为因素的影响。考虑到城市地区人口密度高和工业活动集中，汞污染暴露的风险显著增加。未来，可以在主要河流两岸建设多层次人工湿地结构，以增强系统的污染减排能力。其中，湿地植物在汞的富集和固定中起着关键作用，进一步提高整体净化效率。通过恢复河流与湿地系统之间的自然连接并增强其结构净化功能，将有助于构建多层次的汞污染控制系统，实现生态安全和污染控制的双重目标。

4.2 影响水-沉积物界面汞迁移过程的因素
重金属在沉积物-水界面的分布系数不仅受其化学性质和存在形式的影响，还与水体和沉积物的物理化学性质有显著相关性（Emmerton等人，2018年）。在这个过程中，水文条件在驱动汞迁移和改变湿地氧化还原状态方面起着重要作用（Liu Y.等人，2019年）。湿地植物发达的根系通气组织可以显著提高沉积物渗透性，从而加速地表水与地下水之间的交换过程和汞的迁移通量。同时，湿地沉积物通常含有较高的有机物质（Bastakoti等人，2018年），其浓度在夏季生产力高峰期达到峰值（O’Connor等人，2018年）。随后有机物的再矿化过程消耗了铁氧化物和溶解氧等电子受体，促进了重金属与有机配体之间可溶性复合物的形成（Costa等人，2020年）。这一过程可能是2024年秋季重金属积累的原因之一。Li等人发现2019年至2020年的连续观测中重金属有显著的秋季富集特征，这与本研究结果一致（Li等人，2022年）。进一步研究表明，流域内湿地的密度与汞的分布系数显著负相关。随着湿地密度的增加，总汞的Kp值下降了大约1.5个对数单位（30倍），这与湿地系统高DOC环境促进汞进入孔隙水的机制一致（Hammerschmidt等人，2004年）。在本研究中，观察到总汞的Kp值沿河流方向呈下降趋势，这实质上反映了水中活性汞浓度的增加。从生态风险的角度来看，这种相分布的变化可能会提高汞的甲基化潜力。实证研究表明，在Kp值较低的地区，甲基汞的生成量较高（Marvin-DiPasquale等人，2009年）。

本研究通过替代成本法、替代工程法和支付意愿法分析了长春市伊通河城市段的湿地生态系统的服务价值。从季节动态的角度来看，替代成本法显示了水质和空气净化功能的时间异质性，这与Song等人的研究结果一致（Song等人，2009年关于湿地植物代谢循环对污染物去除效率的影响）。替代工程方法的比较分析表明，FF + WFGD组合装置在汞去除效率（87%）和成本控制（1507.49万元）之间达到了最佳平衡，其经济效益相当于湿地植物一年内汞积累的等值。相对较高的价值可能源于长春市工业污染排放强度和湿地植物群落结构的区域特征。通过支付意愿法对健康经济损失的评估进一步扩展了环境价值的认知维度。研究表明，由于大气汞暴露导致的肺癌健康损失为214.83万元。这一发现与重金属暴露下慢性阻塞性肺疾病的潜在风险评估趋势一致（Yu等人，2023年）。湿地植物可以通过汞富集有效降低汞暴露风险。根据长春市河流年汞通量输入与湿地植物吸收汞的比较分析，发现湿地系统中的汞拦截仅占总输入的0.017%。然而，Rajendra等人的研究表明，湿地植物对总汞的去除效率可达82.1%–87.3%，突显了它们对汞的高效吸附特性（Singh等人，2025年）。

本研究使用皮尔逊相关性分析（图8）系统研究了不同季节植物中汞浓度（Cp）与水中和沉积物中汞浓度比（Cw/Cs）之间的相关性。结果显示，除了2023年秋季（R = 0.130）之外，其他季节的相关系数（R）均为负值（范围从?0.333到?0.219），表明Cp和Cw/Cs之间存在总体负相关趋势。2024年秋季的P值为?0.258，而其他季节的P值均大于0.05，表明负相关性不具有统计学意义。这可能归因于样本量小或环境异质性等因素。尽管缺乏统计显著性，负相关趋势仍具有生态意义：它意味着在某些季节，随着水中汞相对于沉积物（Cw/Cs）的比例增加，植物中汞的积累减少。这可能反映了环境介质中汞形态或生物可利用性对植物汞吸收的反向调节作用。例如，当水中汞浓度相对于沉积物较高时，植物可能更倾向于通过蒸腾作用、落叶或根系分泌物将吸收的汞释放回环境中，或者抑制根系对汞的吸收，从而维持内部汞的稳态。这表明人工湿地的汞滞留能力不仅受空间布局的显著调节，还取决于湿地面积及其植被覆盖率。因此，通过优化空间配置和增加植被覆盖面积的策略，可以有效增强人工湿地的汞拦截能力，从而降低城市中的汞暴露风险。

图8 不同季节植物中汞浓度与水中和沉积物中汞浓度比的相关性：(a) 2023年夏季；(b) 2023年秋季；(c) 2023年冬季；(d) 2024年夏季；(e) 2024年秋季；(f) 2024年冬季。

尽管经济估值方法在揭示生态系统服务的货币价值方面取得了显著成果，但非经济价值评估体系仍不完善。尽管一些研究采用参与式方法探索湿地的文化服务价值，但他们的研究重点仍然倾向于货币化指标，如支付意愿（WTP）或接受意愿（WTA）（Thapa等人，2020年）。这种单一维度的价值评估可能导致对湿地生态系统整体服务功能的认知偏差，特别是在非市场价值（如生物多样性维护和湿地净化功能）的定量表示方面，仍存在方法论限制。

4.3 汞的质量平衡
长春市的建成面积为158平方公里，人口为208万。其主要产业是运输设备的制造。该市的主要能源是煤炭，年煤炭消耗量为1943.73万吨。这是一个典型的受煤烟污染的城市。研究区域的汞循环结构表明，系统处于明显的不平衡状态。核心特征是人为输入的主导性与极低的输出能力之间的显著差异，输入/输出比高达289倍，反映了区域水生系统中汞迁移过程的显著富集效应。其中，市政污水处理厂是系统中的主要汞来源，年均汞排放量超过12万克，占总输入的95%以上，远高于自然输入。本研究中的汞质量平衡在很大程度上依赖于参数、假设、边界条件和文献数据，使得结果具有初步性并存在不确定性。尽管如此，根据这些发现，可以推断这种高度偏斜的通量结构不仅导致沉积物中形成巨大的汞池，还表明在特定的流体力学扰动或化学变化下，沉积物中的汞可能会重新释放，造成二次污染，从而构成显著的环境风险。工业污染和降水过程是总汞浓度季节变化的主要驱动因素。本研究发现，靠近工业区的河段中汞浓度显著增加。这一现象与渭河流域的观察结果一致，即工业城市河流周围的土壤中汞含量通常高于区域背景值（Han等人，2021年；Liu等人，2023年）。降雨通过淋溶和径流将工业设施的残留污染物、农田的农药和化肥以及城市生活污水带入河流，进一步增加了河水中总汞的浓度（Xu等人，2023年）。然而，在某些条件下，降水也可能对汞浓度产生稀释作用，表现出双重作用特征。气候变化也对区域汞循环有显著影响（Obrist等人，2018年）。随着区域和全球气候系统的不稳定性加剧，汞的输入量增加，导致环境中的汞暴露风险增加，并显示出显著的季节性波动（Moura和de Lacerda，2022年）。Fu的研究进一步表明，气温与汞通量之间存在显著的正相关（r = 0.84，p < 0.01），突出了气候因素在调节汞迁移中的作用（Fu等人，2013年）。本研究还表明，在夏季高温条件下，水体中的汞蒸发通量显著增加。此外，土地利用模式对河流中的总汞浓度也有显著影响。一项在欧洲进行的研究表明，每年至少有15吨汞进入城市污水处理系统，其中约2吨最终被排放到地表水体中。在这些汞来源中，直接沉降占53.7%，其次是城市径流，占22.9%。在城市化程度较高的国家（如德国和意大利），城市径流对汞污染的贡献更为显著（Pistocchi等人，2022年）。作为长春市的“母亲河”，伊通河承担着城市生态、防洪排水、农业灌溉和景观美化等多种功能。因此，该河流域面临直接的人类汞污染风险，汞可能在水生作物中积累，进一步威胁区域水环境安全和人类健康。这一过程示意图见图9。

图9：城市环境中汞的质量平衡

**5 结论**

本研究系统揭示了河流城市段人工湿地中汞的时空分布特征，并明确了城市河流在汞迁移过程中的关键调控作用。研究结果表明，汞的时空分化受到人类活动和自然过程的协同控制：在城市化地区，由于人口密集、工业排放和市政污水排放，汞浓度显著增加；像北海湿地这样的封闭水体表现出汞富集效应；气候因素通过调节干湿沉降、有机物降解和水动力条件影响汞的季节性循环。秋季有机物矿化和冬季煤炭燃烧排放分别导致湿地中汞浓度达到峰值。人工湿地在减少汞污染方面表现出显著效果，物理和化学过程能够拦截超过90%的输入汞负荷。然而，整个系统仍处于不平衡状态，输入与输出的比例高达289倍。主要来自市政污水排放的汞输入（占比超过95%）使得沉积物成为巨大的汞储存库，存在二次释放的风险。研究还发现，湿地植物的汞吸附能力具有空间同质性，其滞留效率受湿地面积和植被覆盖度双重影响。优化“主干河-支流-湿地”复合净化网络的空间配置可以提高汞污染的控制效率。尽管对湿地生态系统服务价值的评估揭示了其环境和经济效益，但目前的方法在量化非市场价值方面仍存在局限。未来有必要加强工业源汞排放的控制，建立多层次湿地净化系统，并开发多维生态服务评估模型，以应对气候变化和城市化叠加背景下的长期汞污染生态风险。