环境科学  2016, Vol. 37 Issue (8): 3041-3048   PDF    
引用本文
昌盛, 赵兴茹, 刘琰, 耿梦娇, 乔肖翠 . 滹沱河冲洪积扇地下水中酞酸酯的污染现状与分布特征[J]. 环境科学,2016, 37(8): 3041-3048.
CHANG Sheng, ZHAO Xing-ru, LIU Yan, GENG Meng-jiao, QIAO Xiao-cui . Distribution Characteristics and Pollution Status of Phthalate Esters in the Groundwater of Hutuo River Pluvial Fan[J]. Environmental Science,2016, 37(8): 3041-3048.
滹沱河冲洪积扇地下水中酞酸酯的污染现状与分布特征
昌盛1,2 , 赵兴茹1,2 , 刘琰1,2 , 耿梦娇1,2 , 乔肖翠1,2     
1. 中国环境科学研究院国家环境保护饮用水水源地保护重点实验室, 北京 100012;
 2. 中国环境科学研究院环境基准与风险评估国家重点实验室, 北京 100012
收稿日期: 2016-01-22; 修订日期: 2016-03-24
基金项目: 环境保护公益性行业科研专项（201409029）；国家自然科学基金项目（51508539）；国家水体污染控制与治理科技重大专项（2014ZX07405-001）
作者简介: 昌盛(1983~), 男, 博士, 助理研究员, 主要研究方向为水污染控制与饮用水安全保障, E-mail:changsheng@craes.org.cn
通讯联系人, 刘琰, E-mail:liuyan@craes.org.cn
摘要: 2014年9月采集石家庄地区滹沱河冲洪积扇地下水水样，采用气相色谱-质谱法测定了US EPA优先控制的6种酞酸酯（PAEs），对PAEs分布特征与风险进行了分析.结果表明，研究区内51个点位仅1个点位未检出PAEs，检出的ΣPAEs范围为nd~28873.1 ng·L-1，与国内其他研究区相比，研究区地下水中PAEs污染水平较重. PAEs及各组分的空间分布存在显著差异. 3个地下水单元PAEs的平均污染水平总体表现为山间沟谷河谷裂隙孔隙水单元（G1）>滹沱河冲洪积扇扇顶部孔隙水单元（G2）>滹沱河冲洪积扇扇中部孔隙水单元（G3）.在G2、G3单元共计39个点位中，有23个点位地下水中的PAEs以邻苯二甲酸甲酯（DMP）为主，而其余点位均因临近周边污染源，地下水中PAEs含量较高，且以邻苯二甲酸（2-乙基己基）酯（DEHP）、邻苯二甲酸丁酯（DBP）为主.研究区人群饮用受PAEs污染地下水的总非致癌风险指数和总致癌风险指数范围分别为7.6×10-9~1.1×10-2、nd~1.2×10-6，均小于US EPA推荐的可接受的水平，风险较小.
关键词: 酞酸酯      滹沱河      地下水      污染特征      风险评估     
Distribution Characteristics and Pollution Status of Phthalate Esters in the Groundwater of Hutuo River Pluvial Fan
CHANG Sheng1,2 , ZHAO Xing-ru1,2 , LIU Yan1,2 , GENG Meng-jiao1,2 , QIAO Xiao-cui1,2     
1. State Environmental Protection Key Laboratory of Drinking Water Source Protection, Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China;
 2. State Key Laboratory of Environmental Criteria and Risk Assessment, Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China
Abstract: A total of 51 groundwater samples were collected from Hutuo River Pluvial Fan in September, 2014, and 6 phthalate esters (PAEs) were analyzed by gas chromatography-mass spectrometry. The distribution characteristics and health risk assessment were investigated in the present study. The results showed that the PAEs could not be detected in only one sample site. The concentration of the six total PAEs ranged between not detectable and 28873.1 ng·L-1, and the PAEs pollution level of the this research area was higher than other regions reported in China. There was obvious difference in the characteristics of space distribution of PAEs constitutes among the three groundwater units. The concentration of PAEs was sequenced from large to small as follows: Gangnan reservoir valley fracture pore water unit (G1)> the pore water unit of the top of Hutuo River Pluvial fan (G2)> the shallow pore water unit of the middle part of Hutuo River Pluvial fan (G3). The results showed that the DMP was dominant in 23 sample sites among all the 39 samples within the G2 and G3 groundwater units, while the concentration of PAEs was relatively higher in the other sample points and the DEHP, DBP were the predominant components, which should be attributed to the industrial point pollution or the pollution originated from surface runoff around the sample sites. The health risk of drinking groundwater polluted by PAEs in the study area was evaluated by the recommended method by US EPA. The non-cancer risk index and the cancer risk index was lower than 1.1×10-2 and 1.2×10-6, respectively, which was both lower than the risk level recommended by US EPA.
Key words: phthalate esters (PAEs)      Hutuo River      groundwater      pollution distribution      risk assessment     

邻苯二甲酸酯，也叫酞酸酯(phthalate esters，PAEs)，是一类广泛使用的人工合成有机化合物，在工业生产中大约有85%左右用作聚氯乙烯(PVC)塑料增塑剂，主要用于增大产品的可塑性和柔润度[1, 2].随着工业的发展，PAEs的用量逐渐增多，目前，在大气、水体、土壤、生物乃至人体等样本中均发现其存在[3-6].PAEs在环境中性质稳定，存留时间长，有较强的生物蓄积毒性，一旦其进入自然生态系统，会对公众健康带来潜在危害[7].已有研究表明，PAEs对动物有致畸、致癌、致突作用，属于环境内分泌干扰化合物的一类.目前，关于PAEs在大气、地表水体、土壤以及沉积物等环境中的研究都已有相关报道[8-10]，而对于地下水环境中PAEs环境行为的研究，还较为少见.

滹沱河平原地处华北平原西部，处于山前补给区的第一个过流区，也是南水北调中线工程地下水调蓄、地下水回灌的重点区域[11].同时，滹沱河平原地区有近80%的公共用水来自地下水，因此，该区域的地下水质量对居民健康十分重要.针对该区域的地下水环境污染问题，已有相关研究报道，但目前的关注点主要集中在无机组分(如氮素、钙、镁、氯离子等)上[12]，关于有机污染物的研究仅有关于三氯乙烯、四氯化碳等挥发性有机污染物的报道[13]，而关于此区域地下水中PAEs环境行为的研究还未见报道.为此，本文选取滹沱河冲洪积扇地下水为研究对象，对US EPA列为优先控制的邻苯二甲酸二甲酯(DMP)、邻苯二甲酸二乙酯(DEP)、邻苯二甲酸二丁酯(DBP)、邻苯二甲酸丁基苄基酯(BBP)、邻苯二甲酸(2-乙基己基)酯(DEHP)和邻苯二甲酸二辛酯(DOP)等6种PAEs污染状况进行了调查分析，并对PAEs的健康风险进行了评价，以期为地下水的环境保护提供基础资料和理论依据.

1 材料与方法 1.1 主要化学试剂

本文对EPA确定的6种优先控制PAEs进行了检测分析.6种PAEs的混标由美国AccuStandard公司生产(M-606).分析测试中所用的正己烷、丙酮和二氯甲烷等溶剂均为农残级，由美国JTBaker公司生产.

1.2 样品的采集

滹沱河冲洪积平原地下水资源量丰富，是华北平原区域内主要的地下水饮用水源.根据研究区域内地质条件、地下水埋深及含水介质状况，将研究区划分为:山间沟谷河谷裂隙孔隙水单元(G1)、滹沱河冲洪积扇扇顶部孔隙水单元(G2)、滹沱河冲洪积扇扇中部浅层和深层孔隙水单元(G3).同时，根据研究区内地下水单元的划分，在研究区选择已有的灌溉井和工业、居民用水井为采样点位，于2014年9月在G1单元采集水样12个(井深13~15 m)，G2单元采集水样22个(井深25~80 m)，G3单元采集水样17个(井深42~100 m)，共51个点位，采样点位的分布情况分别如图 1所示.采样时，取水样1 000 mL，置于预先用铬酸洗液、蒸馏水和二氯甲烷洗净的棕色玻璃瓶中，棕色试剂瓶置入加有冰块的保温箱，运回实验室于冰箱4℃保存，并且在7 d内完成样品前处理.

图 1 研究区地下水单元划分与采样点位示意 Fig. 1 Locations of sampling points and the three subdivided elements in the study field

1.3 水样预处理与测试分析

水样经0.45μm玻璃纤维膜(ϕ 47 mm，Whatman，英国)过滤后掺加回收率指示物DBP-d10，浓度与实际水样中酞酸酯浓度预估值接近，经Oasis HLB固相小柱(500 mg/6 mL，Waters，美国)富集.水样的富集、分析与仪器控制条件参照Liu等[14]报道的方法.水样经富集、浓缩、净化旋蒸后，添加内标六甲基苯后，采用专用气相小瓶塑料内插管(30×5 mm，CNW Technologies，Shanghai)并定容至20μL.富集的水样在气相色谱-质谱联用仪Aglient7890/5975C-GC/MSD上分析.采用DB-5石英毛细管色谱柱(0.25 mm×60 m×0.25μm)，载气为氮气，流速恒定为1 mL ·min-1，线速度26 cm ·s-1.进样口、传输线和离子源温度分别为250、300、250℃，电子能量70 eV，选择离子模式(SIM)扫描，升温程序为初始温度60℃(1min)，以20℃·min-1升到220℃保持1 min，再以5℃·min-1速度升到280℃保持4 min; 溶剂延迟: 4 min，最后无分流进样1μL.通过色谱峰保留时间进行定性分析，并采用内标峰面积法、5点校正曲线定量.

1.4 质量保证与质量控制

为了保证实验分析数据的准确性和可靠性，每次样品分析的过程中均同步设置方法空白实验和基质加标实验判定整个实验操作过程中是否有基质的干扰.方法回收率实验是在环境样品加入定量的PAEs标准化合物.按照上述同样的预处理方法进行样品处理.仪器分析测定每种化合物的方法回收率.同时，为了保证定性及定量的准确性，每分析10个样品均添加某一特定浓度的标准样品重新校正化合物的保留时间和峰面积.本研究中，方法空白实验中6种PAEs均未检出，样品平行样实验重现性较好，相对偏差8%~12%;测定样品回收率为86.7%~106.3%，实际水样中掺混DBP-d10回收率达到73.5%~86.3%.方法检测限以基质样品中能够产生3倍信噪比(S/N)的样品量确定.

1.5 数据分析

本文对单个样本采用Kolomogorov-Simirnov(K-S)检验来推断样本是否符合正态分布，结果发现，6种PAEs的浓度不符合正态分布，因此，文中采用非参数Mann-Whitney U检验不同独立样本数据的差异性.数据分析采用SPSS 20.0软件(SPSS Inc.)进行，文中检验数据差异的显著性水准值(P)小于0.05时，表示数据差异显著.

2 结果与讨论 2.1 PAEs总体检出情况

51个水样中除G2-6点位外，其余点位均有PAEs被检出，其中DMP、DEP、DBP、DEHP和DOP检出率分别为94.1%、84.3%、96.1%、78.4%、58.8%，BBP在全部点位均没有被检出.∑PAEs检出浓度范围为0.2~28 873.1 ng ·L-1，平均值和中位值分别为3 127.3 ng ·L-1和181.2 ng ·L-1(表 1).从PAEs各组分的平均值来看，检出的6种PAEs中以DMP、DBP、DEHP为主，其中DBP平均值最大，为2 549.9 ng ·L-1，其次为DEHP、DMP，平均检出浓度分别为388.5 ng ·L-1、171.6 ng ·L-1.从理论上来讲，6种PAEs中DMP溶解度最大，其被土壤中有机质吸附较少，地下水中DMP浓度应较高.而研究区地下水中PAEs中DBP、DEHP的平均浓度较DMP要高，这说明此地下水受到了人为活动的干扰和影响.根据已有报道，DBP和DEHP是目前最为常用的增塑剂，其含量一般占据PAEs的50%~60%[15]，所以，在存在污染源的环境中，DBP、DEHP含量较高，本文的结果也证实了这点.本研究中DBP最大检出浓度为24 579.0 ng ·L-1，依据《生活饮用水卫生标准(GB 5749-2006)》限值，处于较高水平，同时DEHP最大检出浓度也已达到了μg ·L-1水平，这说明该地区的地下水的污染防治应当引起关注.

表 1 PAE总体检出情况1)/ng ·L-1 Table 1 PAEs concentration in the groundwater of the study field/ng ·L-1

从研究区PAEs各组分检出浓度来看，DOP浓度水平较低，浓度介于nd~89.7 ng ·L-1间，平均浓度和中值浓度分别为6.3 ng ·L-1和0.2 ng ·L-1，而DBP、DEHP、DMP检出浓度范围大，分别为nd~24 579.0 ng ·L-1、nd~2 901.2 ng ·L-1、nd~1 692.2 ng ·L-1.图 2显示了各点位6种酞酸酯的质量分数.从中可见，PAEs各组分在不同点位所占有的质量分数存在显著差异.在G1单元的12个点位中，DBP、DEHP为主要成分，两者的质量分数均较高，如G1-3、G1-5、G1-7、G1-8、G1-9、G1-11点位DBP质量分数接近90%，G1-1、G1-4、G1-6、G1-10、G1-12点位DEHP质量分数近50%~60%(图 2); 而在G2、G3单元中有23个点位却以DMP为主，如G2-1、G2-3至G2-5、G2-16至G2-18、G3-1至G3-3、G3-10至G3-13点位中DMP质量分数在80%~90%间(图 2).因DBP、DEHP是工业生产中使用量最大的两种酞酸酯，在存在污染源的情况下，地下水中PAEs主要以DBP、DEHP为主.6种PAEs中，DMP因辛醇-水系数最小，最不易被有机质吸附，因而对于未受污染地下水而言，DMP质量分数通常较高.因此，结合3个地下水单元中DBP、DEHP所占质量分数情况，可以判定G1单元地下水受到PAEs污染可能性大，G2、G3单元中上述的23个点位受PAEs污染可能性小，而G2、G3单元剩余16个点位中PAEs以DBP、DEHP为主(图 2)，则很可能是因为周边工业点源或垃圾填埋场等排污所致.为进一步分析地下水中PAEs的污染特征，明晰PAEs污染来源，以期为地下水PAEs的污染防治提供政策依据和技术支持，本研究对3个地下水单元中PAEs各组分含量的分布特征进行了深入分析.

图 2 各采样点位PAEs各组分的质量分数 Fig. 2 Mass fraction of different components of PAEs at each sampling site

2.2 PAEs分布特征

因G1单元地下水埋深浅、土壤渗透系数大，污染物易经地表渗漏进入地下水污染环境，而对于G2、G3单元而言，地下水埋深大、渗透系数小，污染物易被土壤等有机质吸附，使得地下水受PAEs污染较轻.如G1单元中有6个点位(G1-1、G1-3、G1-7至G1-9、G1-11)的∑PAEs浓度均超过了20μg ·L-1，而G2、G3单元中∑PAEs的最大浓度分别为846.0 ng ·L-1、555.6 ng ·L-1，未达到μg ·L-1水平(图 3).比较3个地下水单元∑PAEs及各组分的平均浓度和中值浓度水平可发现(表 2)，G1单元地下水中∑PAEs污染水平最高，其平均浓度为12 512.3 ng ·L-1，而G2、G3单元∑PAEs的平均浓度分别仅为280.0 ng ·L-1、187.2 ng ·L-1，而且在3个地下水单元中，G1单元地下水中PAEs各组分的平均浓度也都高于G2、G3单元(表 2).值得注意的是，虽然3个地下水单元∑PAEs总体污染强度表现为G1＞G2＞G3，但各个点位浓度水平差异较大，如G1-1、G1-4点位∑PAEs浓度均在500 ng ·L-1左右，不仅远小于同属G1单元中G1-5点位∑PAEs的浓度(27 403.3 ng ·L-1)，还小于G2单元中诸如G2-12等点位∑PAEs的浓度(900 ng ·L-1).分析认为，这是因为G1-5点位因临近河北敬业集团工业园区，而受到工业排污使得地下水污染; G2-12点位临近有多家养殖场，而G1-1、G1-4点位附近区域均为农田，受到人为干扰活动小，所以其PAEs浓度较低.以上结果说明，研究区地下水中PAEs的浓度分布不仅受水文地质条件的影响，还受人类干扰活动(工业源、地表径流、垃圾渗滤液等)的影响，并且人类干扰活动占主因.

表 2 3个地下水单元中6种PAEs检出情况1)/ng ·L-1 Table 2 Space distribution of the 6 PAEs in the three groundwater units/ng ·L-1

图 3显示了3个地下水单元中PAEs各组分的浓度水平.从中可见，3个地下水单元中各点位PAEs的浓度水平和主要成分均存在着显著差异.在G1单元中，检出的PAEs中DBP、DEHP含量较高，其次为DMP，PAEs各组分的平均浓度按由大到小排列依次为：DBP＞DEHP＞DMP＞DOP＞DEP＞BBP(表 2).由图 3(a)可见，G1-3、G1-7至G1-9、G1-11点位∑PAEs浓度较高，介于19 998.4~28 873.1 ng ·L-1间，且DBP百分比占绝对优势图 2和图 3(a)，而G1-10点位∑PAEs浓度最小，仅为57.1 ng ·L-1.分析认为这是由于G1单元地下水埋深浅(13~15 m)，渗透系数大，易受地表径流、污水排放、垃圾渗滤液等污染所致.如G1-9、G1-11等2个点位分别紧邻北沟村、平山县外贸养殖场，G1-5位于河北敬业集团工业园区(敬业化工、敬业中厚板、敬业冶炼等几家公司)内，而受到工业排污使得地下水污染; G1-3、G1-12则因分别紧邻岗南水库、南甸河、冶河，受地表水侧向补给作用强，污染物随之进入地下水而使得邻近区域地下水受到污染，导致PAEs含量高，特别是工业生产活动排放的DBP最为明显.如G1-3和G1-11点位地下水埋深小(9 m和5 m)，最易受地表径流和废水污染，因而该点位地下水中∑PAEs和DBP浓度较高图 3(a).

图 3 3个地下水单元各采样点位PAEs各组分的含量 Fig. 3 Concentration of the six components of PAEs for each sampling site in the three groundwater units

在G2单元的22个采样点位中，DEHP的平均浓度最高，为148.4 ng ·L-1，其次为DBP，为68.3 ng ·L-1(表 2).与G1单元相比，G2单元PAEs总体污染水平较低(P=0)，仅有8个点位∑PAEs浓度超过了200 ng ·L-1 图 3(b)，且除G3-9点位以DMP为主外，其余7个点位均以DEHP为主，其中G2-12点位DEHP浓度最高(922.3 ng ·L-1)，G2-8点位DBP浓度最高(530.0 ng ·L-1).根据污染源调查结果，发现G2-12、G2-8点位附近均有多家养殖场(鹿泉市新鹿养殖场、鹿泉市三升牧业发展有限公司、正定县三角奶牛场、正定县振亚养殖场)以及多家工业企业(石家庄市通天管业有限公司、河北三洋化工有限公司、正定县嘉谊泡沫厂、正定县森凯装饰板厂)，G2-19、G2-22分别临近华新制药厂、河北威远生物化工股份有限公司.毋庸置疑，上述企业在生产活动中均会排放PAEs，是上述点位地下水中PAEs的重要污染来源.值得注意的是，在G2单元中，G2-3、G2-16至G2-18号点位远离污染源，加之地下水埋深较大，PAEs等疏水性有机物易被有机质吸附，地下水中PAEs含量较低，均未超到100 ng ·L-1图 3(b).

在3个地下水单元中，G3单元因地下水埋深最大，沙粒细，土壤渗透系数最小，地下水不易被污染，因而G3单元地下水∑PAEs浓度均较低(P=0.001).G3单元的17个点位中，仅有5个点位PAEs浓度超过200 ng ·L-1，而大多数点位PAEs浓度仅为几个或几十个ng ·L-1 图 3(c).由表 2可见，G3单元∑PAEs平均浓度仅为187.2 ng ·L-1, 其中DEHP、DBP平均浓度分别为82.2 ng ·L-1、62.2 ng ·L-1(表 2).根据污染源的分布特征，这也与工业污染源有关.如G3-7点位临近藁城市中润纸业有限公司、石家庄西部上庄污水处理厂; G3-16紧邻董家庄村养殖场.综合上述3个单元PAEs的浓度水平，可发现G1单元因地下水埋深最小、渗透系数最大，其受地表径流和工业点源污染影响最大，其地下水中PAE浓度及各组分的平均含量最高，其次为G2单元; G3单元因地下水埋深大，渗透系数小，其PAEs随地表径流渗入地下的可能性相对较小，所以G3单元地下水中PAEs污染水平最弱.但G2、G3单元地下水PAEs污染水平受到人类活动影响较大，根据研究区污染源的分布情况，G2和G3单元分别有7个和5个点位因受到周边点源或地表径流影响，地下水受到了PAEs污染，且均以DEHP、DEP为主.

2.3 与其他研究区污染水平的比较

通过查阅文献，发现关于我国地下水中PAEs的研究报道较少，除了2009~2012年间，Liu等[14]对全国18个地下水饮用水源地中PAEs进行了集中调查外，其他均为小流域或城市部分区域的调查研究，如珠江三角洲(东莞、佛山)、淮河流域(江苏)、长江(武汉)、京津地区等(表 3).结果显示，地下水中PAEs的主要成分均为DBP、DEHP，国内地下水PAEs污染较重的区域主要集中在珠三角、淮河流域(表 3).与其他研究区相比，本研究区PAEs的污染水平处于较为严重的水平，∑PAEs平均浓度仅小于东莞地区(11 080 ng ·L-1)[15]和淮河流域江苏某县地下水PAEs浓度(12 245 ng ·L-1)[16]，且本研究区检出的最大∑PAEs浓度(28 774 ng ·L-1)与江苏某县癌症高发区地下水的污染水平(23 272 ng ·L-1)相当[16]，这说明研究区地下水中PAEs的污染问题应当引起足够的重视.由于Liu等[14]的研究均是针对地下水饮用水源地开展的调查，因水源地被划分了水源保护区和隔离防护，其遭受污染小，因此Liu等报道的长江、黄河、海河、辽河、海河流域地下水中PAEs浓度尚不足以准确反映以上流域地下水PAEs污染水平.为探究我国地下水中PAEs污染总体水平，国家应当加大投入，以便积累基础数据，为管理支撑提供必要支持.

表 3 国内地下水中PAEs污染水平的比较/ng ·L-1 Table 3 Comparison of the PAEs pollution levels of groundwater in China in literature/ng ·L-1

2.4 健康风险评价

本研究采用US EPA推荐的健康风险评价模型[22]，依据下述公式计算饮用受污染的地下水水体的终身致癌风险(incremental lifetime cancer risk，ILCR)和非致癌风险(not cancer risk，NCR).

(1)

式中，ρi为有毒物质i的污染浓度，mg ·L-1; U为日饮用量，取1.85 L[23]; EF为暴露频率，取365 d ·a-1; ED为暴露延时，取70 a; AT为平均暴露时间，取70 a; SFi为有毒物质i通过饮水途径的致癌系数，kg ·d ·mg-1; AT为人的预期寿命，取25 550 d; BW为平均体重，取64.3 kg[18].

(2)

式中，ρi为有毒物质i的污染浓度，mg ·L-1; U为日饮用量，取1.85 L; EF为暴露频率，取365 d ·a-1; ED为暴露延时，取70 a; AT为平均暴露时间，取70 a; BW为平均体重，取64.3 kg; RfDi为有毒物质i的参考剂量，kg ·d ·mg-1.

在计算过程中，因缺少DMP的相关评价数据，该文未评价，BBP在研究区未检出，亦不评价.其他4种PAEs组分的风险评价参数参考US EPA选取[24].DEP、DBP、DEHP、DOP的参考剂量分别为0.8、0.1、0.02、0.02 kg ·d ·mg-1，DEHP、DOP的致癌斜率因子均为0.014 kg ·d ·mg-1.

健康风险评估结果显示(表 4)，研究区人群饮用受PAEs污染地下水的总非致癌风险指数范围为7.6×10-9~1.1×10-2，均远小于1，可以忽略.研究区饮用受PAEs污染地下水的总致癌风险指数范围为nd~1.2×10-6，其中G1单元地下水总致癌风险指数最大，其总致癌风险指数的平均值为5.2×10-7，小于US EPA推荐的可接受的水平(10-6~10-4)[25]和国际辐射防护委员会(ICRP)推荐的最大可接受风险水平(5.0×10-5)[11]，但G1-2点位的总致癌风险指数为1.2×10-6，具有潜在致癌风险，应当引起重视.G2、G3单元的总致癌风险指数较低，均小于US EPA推荐的可接受水平.

表 4 水样PAEs总致癌风险和总非致癌风险指数 Table 4 Cancer risk index and noncancerous risk index of PAEs in the three groundwater units

3 结论

(1) 研究区内51个点位仅1个点位未检出PAEs，DEHP、DBP检出率和百分比较高.研究区地下水中∑PAEs范围为nd~28 874.2 ng ·L-1，与国内其他研究区相比，研究区地下水中PAEs污染水平较重.

(2) G1单元因地下水位埋深浅，渗透系数大，易受地表径流等污染.3个地下水单元PAEs的平均污染水平总体表现为山间沟谷河谷裂隙孔隙水单元(G1)＞滹沱河冲洪积扇扇顶部孔隙水单元(G2)＞滹沱河冲洪积扇扇中部孔隙水单元(G3).

(3) 3个地下水单元中，PAEs及各组分的空间分布存在显著差异.在G2、G3单元共计39个点位中，有23个点位地下水中的PAEs以DMP为主，而其余点位均因临近周边污染源，地下水中PAEs含量较高，且以DEHP、DBP为主.

(4) 研究区人群饮用受PAEs污染地下水的总非致癌风险指数范围为7.6×10-9~1.1×10-2，均远小于1，可以忽略，总致癌风险指数范围为nd~1.2×10-6，其中G1单元地下水总致癌风险指数最大，但小于U S EPA推荐的可接受的水平(10-6~10-4)和国际辐射防护委员会(ICRP)推荐的最大可接受风险水平(5.0×10-5)，风险较小.

参考文献
[1] Adams W J, Biddinger G R, Robillard K A, et al. A summary of the acute toxicity of 14 phthalate esters to representative aquatic organisms[J]. Environmental Toxicology and Chemistry,1995,14 (9) : 1569–1574 .
[2] Chen H L, Zhuang R S, Yao J, et al. A comparative study on the impact of phthalate esters on soil microbial activity[J]. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology,2013,91 (2) : 217–223 .
[3] Liu H, Cui K Y, Zeng F, et al. Occurrence and distribution of phthalate esters in riverine sediments from the Pearl River Delta region, South China[J]. Marine Pollution Bulletin,2014,83 (1) : 358–365 .
[4] Guo X F, Wang L, Wang X D, et al. Occurrence and environmental risk assessment of PAEs in Weihe River near Xi'an City, China[J]. Water Science and Technology,2013,67 (5) : 948–958 .
[5] Gao D W, Li Z, Wen Z D, et al. Occurrence and fate of phthalate esters in full-scale domestic wastewater treatment plants and their impact on receiving waters along the Songhua River in China[J]. Chemosphere,2014,95 : 24–32 .
[6] Sun J Q, Huang J, Zhang A P, et al. Occurrence of phthalate esters in sediments in Qiantang River, China and inference with urbanization and river flow regime[J]. Journal of Hazardous Materials,2013,248-249 : 142–149 .
[7] Lin S, Ku H Y, Su P H, et al. Phthalate exposure in pregnant women and their children in central Taiwan[J]. Chemosphere,2011,82 (7) : 947–955 .
[8] Dargnat C, Blanchard M, Chevreuil M, et al. Occurrence of phthalate esters in the Seine River estuary (France)[J]. Hydrological Processes,2009,23 (8) : 1192–1201 .
[9] Zeng F, Cui K Y, Xie Z Y, et al. Occurrence of phthalate esters in water and sediment of urban lakes in a subtropical city, Guangzhou, South China[J]. Environment International,2008,34 (3) : 372–380 .
[10] Zeng F, Wen J X, Cui K Y, et al. Seasonal distribution of phthalate esters in surface water of the urban lakes in the subtropical city, Guangzhou, China[J]. Journal of Hazardous Materials,2009,169 (1-3) : 719–725 .
[11] 李亚松, 张兆吉, 费宇红, 等. 河北省滹沱河冲积平原地下水质量及污染特征研究[J]. 地球学报,2014,35 (2) : 169–176.
[12] 费宇红, 张兆吉, 杨梅, 等. 滹沱河平原地下水有机污染健康风险评价[J]. 上海地质,2010 (2) : 13–19.
[13] 李亚松, 张兆吉, 费宇红, 等. 滹沱河冲积平原浅层地下水有机污染研究[J]. 干旱区资源与环境,2012,26 (8) : 52–56.
[14] Liu X W, Shi J H, Bo T, et al. Occurrence of phthalic acid esters in source waters: a nationwide survey in China during the period of 2009-2012[J]. Environmental Pollution,2013,184 : 262–270 .
[15] 张英, 孙继朝, 陈玺, 等. 东莞地下水邻苯二甲酸酯分布特征及来源探讨[J]. 环境污染与防治,2011,33 (8) : 57–61.
[16] 蒋丽佳, 许秋瑾, 梁存珍, 等. 江苏某县地下水邻苯二甲酸酯类的检测与风险评价[J]. 中国环境监测,2013,29 (4) : 5–10.
[17] 王程, 刘慧, 蔡鹤生, 等. 武汉市地下水中酞酸酯污染物检测及来源分析[J]. 环境科学与技术,2009,32 (10) : 118–123.
[18] 黄冠星, 孙继朝, 陈玺, 等. 佛山东部地下水酞酸酯分布特征及其成因探讨[J]. 中山大学学报(自然科学版),2008,47 (6) : 70–75.
[19] 魏爱雪, 赵国栋, 刘晓榜, 等. 京津地区地下水中有机物的研究[J]. 环境科学学报,1986,6 (3) : 293–305.
[20] 李玲, 田晓梅, 张霞, 等. 宁夏地区饮用水中4种邻苯二甲酸酯类污染现状研究[J]. 环境与健康杂志,2010,27 (11) : 984–986.
[21] Zhang D, Liu H, Liang Y, et al. Distribution of phthalate esters in the groundwater of Jianghan plain, Hubei, China[J]. Frontiers of Earth Science in China,2009,3 (1) : 73–79 .
[22] U.S. Environmental Protection Agency. Guidelines for carcinogen risk assessment[R]. Washington DC: Risk Assessment Forum, 2005.
[23] 环境保护部. 中国人群暴露参数手册(成人卷) [M]. 北京: 中国环境科学出版社, 2013 .
[24] U.S. Environmental Protection Agency. Guidelines for exposure assessment[R]. Washington DC: Risk Assessment Forum, 1992. 4-5.
[25] U.S. Environmental Protection Agency. 2004 Edition of the drinking water standards and health advisories[R]. Washington DC: Office of Water U.S. Environmental Protection Agency, 2004. 1-2.