环境科学  2022, Vol. 43 Issue (2): 878-886   PDF    
引用本文
张坤锋, 昌盛, 涂响, 付青, 杨光, 樊月婷, 孙兴滨. 新冠疫情下武汉典型饮用水水源中DBPs污染特征与风险评估[J]. 环境科学, 2022, 43(2): 878-886.
ZHANG Kun-feng, CHANG Sheng, TU Xiang, FU Qing, YANG Guang, FAN Yue-ting, SUN Xing-bin. Pollution Characteristics and Risk Assessment of DBPs in Typical Drinking Water Sources in Wuhan Under the COVID-19 Pandemic[J]. Environmental Science, 2022, 43(2): 878-886.
新冠疫情下武汉典型饮用水水源中DBPs污染特征与风险评估
张坤锋1,2,3, 昌盛1,2, 涂响1,2, 付青1,2, 杨光1,2, 樊月婷1,2, 孙兴滨3     
1. 中国环境科学研究院国家环境保护饮用水水源保护地重点实验室, 北京 100012;
2. 中国环境科学研究院湖泊水污染治理与生态修复技术国家工程实验室, 北京 100012;
3. 东北林业大学林学院, 哈尔滨 150040
收稿日期: 2021-06-11; 修订日期: 2021-07-23
基金项目: 中央级公益性科研院所基本科研业务专项（2020-JY-005）
作者简介: 张坤锋(1995~), 男, 硕士研究生, 主要研究方向为饮用水污染控制与安全保障, E-mail: Zhangkf1995@163.com
通信作者: 昌盛，E-mail: changsheng83@163.com; 付青，E-mail: fuqing@craes.org.cn
摘要: 为了揭示新冠肺炎疫情下武汉典型饮用水水源中消毒副产物（DBPs）的污染特征与风险水平，选取武汉典型饮用水源地26个采样点位，采用N，N-二乙基-1，4-苯二胺分光光度法和气相色谱仪-微池电子捕获检测器（GC-μECD）法分别对水体中残余氯消毒剂和DBPs进行了检测，并开展健康与生态风险评估.结果表明，26个点位中有16个检出了游离氯或总余氯，检出最大浓度为0.04 mg·L-1，部分点位游离氯超过了国家地表水标准，靠近城市污水厂排水口的点位浓度相对较高.对10个代表性点位进行了34种DBPs的检测，有24种物质被检出，检出率为10.00%~100.00%；ρ（总DBPs）浓度范围为0.11~104.73 μg·L-1，平均值为7.26 μg·L-1.三氯甲烷检出浓度最高，浓度范围为9.98~11.15 μg·L-1，平均值为10.47 μg·L-1；一溴一碘乙酰胺检出浓度最低，浓度范围为ND~0.11 μg·L-1，平均值为0.01 μg·L-1；研究区域内DBPs总体检出水平较低.健康风险评估结果显示，DBPs不会对人体产生致癌和非致癌健康风险；生态风险评估结果表明，三氯甲烷对水生生物有较高的生态风险.
关键词: 新冠疫情(COVID-19)      武汉      典型饮用水水源      消毒副产物(DBPs)      风险评估     
Pollution Characteristics and Risk Assessment of DBPs in Typical Drinking Water Sources in Wuhan Under the COVID-19 Pandemic
ZHANG Kun-feng1,2,3 , CHANG Sheng1,2 , TU Xiang1,2 , FU Qing1,2 , YANG Guang1,2 , FAN Yue-ting1,2 , SUN Xing-bin3     
1. State Environmental Protection Key Laboratory of Drinking Water Source Protection, Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China;
2. National Engineering Laboratory for Lake Pollution Control and Ecological Restoration, Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China;
3. School of Forestry, Northeast Forestry University, Harbin 150040, China
Abstract: In order to reveal the pollution characteristics and risk levels of DBPs in typical drinking water sources in Wuhan under the COVID-19 pandemic, 26 sampling sites were selected in typical drinking water sources in Wuhan. N, N-diethyl-1, 4-phenylenediamine spectrophotometry and gas chromatograph-micro-cell electron capture detector (GC-μECD) methods were used to detect residual chlorine disinfectants and DBPs in water, respectively, and their health and ecology risks were assessed. The results showed that free chlorine or total residual chlorine were detected in 16 of the 26 water samples, and the maximum concentration was 0.04 mg·L-1, which exceeded the limit of the surface water standard in China. The concentration of residual chlorine was higher in sampling sites near the outfall of a municipal sewage plant. There were 34 types of DBPs measured in 10 sampling sites, and 24 types of substances were detected with the detection rate of 10.00%-100.00%. The ρ (total DBPs) was in the range of 0.11-104.73 μg·L-1, with an average value of 7.26 μg·L-1. The concentration of chloroform was the highest among all the DBPs, ranging from 9.98 μg·L-1 to 11.15 μg·L-1, with an average value of 10.47 μg·L-1. The concentration of 2-bromo-2-iodoacetamide was the lowest, ranging from ND-0.11 μg·L-1, with an average value of 0.01 μg·L-1. The overall detection level of the DBPs area was low in this study area, and the result of the health risk assessment showed that the DBPs had no carcinogenic or non-carcinogenic health risks to human body. However, the results of the ecological risk assessment showed that chloroform presented a high ecological risk to aquatic organisms.
Key words: COVID-19      Wuhan      typical drinking water sources      disinfection by-products (DBPs)      risk assessment     

保障饮用水安全已经成为世界共识, 并受到公众及相关部门的重视.为了避免饮用水中含有细菌、病毒和原生动物或其他微生物而引起疾病, 水源通常需要加入氯气和二氧化氯等氯消毒剂才能被人类使用.但是在杀灭细菌和病毒的同时, 残留的一些消毒剂会与水中天然有机或无机前体物反应生成消毒副产物(disinfection by-products, DBPs), 从而对人体健康造成一些不良影响.自1974年首次发现DBPs以来[1], 饮用水中已经确定的DBPs达800余种[2~4], 对国内饮用水DBPs的调查结果显示, 三卤甲烷(THMs)和卤乙酸(HAAs)是饮用水氯化消毒过程中形成的最常见的两类消毒副产物[5~7], 其检出浓度范围分别为ND~92.80 μg·L-1和ND~56.90 μg·L-1[8~10], 中国台湾饮用水中THMs的含量偶尔会超过100.00 μg·L-1[11].饮用含有低剂量DBPs的水是否会对人体健康产生危害已经成为众多学者研究的热点问题, 目前已有研究表明, 人体长期暴露在低剂量的DBPs与脑癌[12]、膀胱癌[13]、结肠癌和直肠癌[14]的发病有关, 此外, 还会对人体产生神经毒性效应[15]和生殖毒性[16].

新型冠状病毒肺炎(COVID- 19)疫情发生以来, 为了更好地抑制病毒扩散, 大量的氯消毒剂被用于医院、公共交通和生活及医疗废水处理设施等的消毒.作为国内COVID- 19疫情的首发地, 武汉市区更是采用了大量的消毒剂来抑制和杀灭病毒.大量残留氯消毒剂的城市污水厂出水排入地表水体, 由于污水处理后的排水中有机物浓度较高, 成分更复杂, 导致其在加氯消毒过程中具有更高的有毒有害副产物生成几率, 城市污水处理厂尾水加氯氧化后, 一氯胺是剩余氧化性氯中最主要的残留物.虽然一氯胺反应活性低于游离态氯, 但其不仅会产生三卤甲烷(THMs)和卤乙酸(HAAs), 更可产生卤代乙腈、氰卤化物等含氮有机卤化副产物.因此, 在污水排水以及受纳水体中, 含氯消毒剂均能产生有毒有害消毒副产物, 从而对人体健康造成危害.公共场所消毒剂经过雨水冲刷和地表径流也最终进入到长江及汉江流域, 势必会造成饮用水水源地水体中DBPs浓度增加.因此, 开展武汉市长江及汉江主要饮用水水源地DBPs的调查及评估十分必要.本研究分析了武汉典型饮用水水源中DBPs的污染特征, 并进行风险评估, 从而更好地了解新冠疫情发生以来消毒对饮用水水源所产生的影响, 以期为保障武汉饮用水安全提供数据支持.

1 材料与方法 1.1 样品采集

本研究于2020年9月, 在湖北省武汉市选取了包含18个集中式饮用水水源地共计26个采样点位, 进行了表层水样采集. 26个采样点详细点位分布见图 1, 其中1~24号点位位于长江及汉江干流, 25号点位位于长江支流滠水河, 26号点位位于长江支流举水河.所有水样均采自距表层1 m处近表层水体, 均为单个样品无混合采集.由于水中游离氯和总余氯的稳定性差, 易于挥发、水解和受热分解, 测定总余氯和游离氯的样品应预先加入采样体积1%的2.0 mol·L-1 NaOH溶液, 所有采集的样品均用棕色玻璃瓶密封, 采样瓶顶部不留空气, 4℃下冷藏保存, 并于24 h内运到实验室进行处理分析.

图 1 武汉市典型饮用水水源地采样点位示意 Fig. 1 Sampling sites of typical drinking water sources in Wuhan

1.2 仪器与试剂

主要仪器: 紫外可见分光光度计(UV- 1601, 北分瑞利分析仪器有限公司); 安捷伦7890A型气相色谱仪-电子捕获检测器(GC-μECD), 配备HP- 5(30 m×0.32 m×0.25 μm)气相毛细管柱.

主要试剂: 检测的34种DBPs物质分别为三氯甲烷、二氯丙烷、一溴二氯甲烷、二溴一氯甲烷、三溴甲烷、二氯乙醛、三氯乙醛、二溴乙醛、一溴二氯乙醛、一溴一氯乙醛、二溴一氯乙醛、三溴乙醛、二氯丙烷、二氯丙酮、三氯丙酮、三氯乙腈、二氯乙腈、一溴二氯乙腈、一溴一氯乙腈、二溴一氯乙腈、二溴乙腈、三溴乙腈、二氯硝基甲烷、三氯硝基甲烷、三溴硝基甲烷、二氯乙酰胺、一溴一氯乙酰胺、二溴乙酰胺、三氯乙酰胺、一氯一碘乙酰胺、一溴二氯乙酰胺、一溴一碘乙酰胺、二溴一氯乙酰胺、三溴乙酰胺和二氯乙酸, 各物质标准品(色谱纯)均购自美国Sigma-Aldrich公司; 无水硫酸钠(分析纯)、甲基叔丁基醚(色谱纯)和N, N-二乙基- 1, 4-苯二胺(DPD)购自上海阿拉丁生化科技公司.

1.3 样品预处理与检测方法

水样中游离氯和总余氯浓度的检测按照HJ 586- 2010测定方法采用N, N-二乙基- 1, 4-苯二胺分光光度法[17], 在pH值为6.20~6.50条件下, 游离氯与DPD发生反应(存在过量碘化钾时, 单质氯、次氯酸、次氯酸盐和氯胺与DPD反应), 生成红色化合物, 于515 nm波长处测定吸光度, 本研究中方法检出限为0.007 mg·L-1, 测定范围为0.01~0.21 mg·L-1[18].DBPs浓度的检测方法如下: 采用液液萃取法对水样中DBPs进行富集, 使用甲基叔丁基醚作为萃取剂, 相关方法参考Carter等[19]的研究.取20 mL待测水样至40 mL棕色玻璃瓶中, 加入4 mL甲基叔丁基醚, 之后立即加入8 g无水Na2SO4(无水Na2SO4使用前在550℃下干燥2 h), 充分振荡5 min后静置30 min, 移取上层有机相1 mL到进样小瓶中采用GC-μECD进行分析检测.检测时GC操作条件为: 进样口温度为200℃, 采用进样方式为不分流; 升温的流程为首先以35℃维持1 min, 后以10℃·min-1升至80℃, 然后以20℃·min-1升温到120℃, 后再以15℃·min-1到210℃, 最后再以20℃·min-1升至250℃并保持5 min.ECD以高纯度的氮气为载气, 工作温度为250℃.

1.4 质量控制与保证

本研究采用了方法空白、回收率实验和精密度对DBPs进行质量控制和保证.在实验过程中, 在每组10个样品中增加1个方法空白, 相对标准偏差(RSD)＜20% (n=6).水样中DBPs的加标回收率为72.00% ~105.00%, 方法检测限范围为0.09~0.11 μg·L-1.对游离氯和总余氯进行质量控制和保证, 在分析过程中采用样品平行样、空白加标和方法空白.每10个样品为1组, 分别设置一个空白加标、方法空白和溶剂空白.每个样品都有替代标准物, 相对标准偏差(RSD)＜20% (n=6), 说明检测数据可靠.每个样品均进行3次平行测定, 取平均值为最终结果, 方法空白没有物质检出.样品分别加入2.0 mL(含次氯酸钙10 μg)次氯酸钙溶液, 做加标测定, 回收率为68.00% ~99.00%, 高浓度曲线检出限为0.01 mg·L-1, 低于国标中的检出限0.03 mg·L-1, 检测数据可靠.

1.5 健康风险评价

本研究采用美国环保局(EPA)推荐的健康风险评价模型[20]对武汉典型饮用水水源中检出的DBPs进行健康风险评估.包括致癌风险和非致癌健康风险评价, 具体公式如下:

致癌风险指数(R):

(1)
(2)

式中, CDIoral为人体每天饮水摄入量, mg·(kg·d)-1; SForal为物质的致癌斜率参数, kg·d·mg-1, 具体数值参考相关研究及EPA综合风险信息系统(IRIS)确定; CW为物质在水中检出浓度, mg·L-1; IR为日饮水量, L·d-1, 查阅文献[21, 22], 成人为1.85 L·d-1, 儿童为1.00 L·d-1; EF为暴露频率, 365 d·a-1; ED为暴露持续时间, 参考中国统计数据, 成年男性为74 a, 成年女性为78 a, 儿童推荐为12 a; BW为体重, 成年男性为67.7 kg, 成年女性平均为59.6 kg, 儿童为26.8 kg[23]; AT代表暴露时间, 成年男性为27 010 d、成年女性为28 470 d和儿童为4 380 d.

非致癌风险指数(HI):

(3)

式中, RfD为非致癌参考量, mg·(kg·d)-1, 取值根据IRIS确定.

1.6 生态风险评价

本研究将采用风险商值法进行生态风险评估, 在进行生态风险评估时, 首先要进行低剂量暴露效应评价, 也就是最大限度不发生不可接受效应的最大质量浓度.在进行藻类、蚤类和鱼类等3个营养级急性毒性数据[L(E) C50]对PNEC进行外推时选择评价系数为1 000[24].而对于污染物质的暴露评价可以通过模型预测或者环境中实际测得的数据[25], 本研究选择实际测得数据进行评价, 具体公式如下:

(4)

式中, RQ为风险商值; MEC为环境中物质实际测得的质量浓度, μg·L-1; PNEC为预测的对水生生物无影响浓度, μg·L-1.目前关于DBPs物质PNEC值的文献报道还相对较少, 本研究仅选取了三氯甲烷、三溴甲烷、一溴二氯甲烷和二溴一氯甲烷这4种DBPs进行生态风险评估, 其PNEC值见表 1.

表 1 不同DBPs对应的PNEC值1) Table 1 PNEC of different DBPs

2 结果与讨论 2.1 残余消毒剂的检出情况

新冠疫情发生以来, 由于城市污水处理设施、医院和城市道路等公共场所大量使用次氯酸钠等含氯消毒剂进行病毒消杀和预防, 这些消毒剂随着污水排放、雨水冲刷和地表径流进入地表水体中, 因此, 水源地水体中残余消毒剂的浓度水平及分布状况值得关注.为了更好地研究武汉典型饮用水水源中DBPs的污染情况, 本研究对水样中游离氯和总余氯浓度进行了测定, 结果见表 2.

表 2 武汉典型饮用水水源中游离氯和总余氯浓度1) Table 2 Concentrations of free chlorine and total residual chlorine in a typical drinking water source in Wuhan

由表 2可知, 有超过半数的点位水体中检测出游离氯或总余氯, 游离氯和总余氯最大浓度均为0.04 mg·L-1.游离氯可以与水体中氨氮结合生成氯胺, 也可以与部分有机物结合生成有机氯胺.游离氯和氯胺均具有一定的氧化性, 会对水生态环境里的微生物和动植物等造成氧化胁迫压力, 最终会导致水域生态环境遭到破坏[26].地表水环境质量标准(GB 3838- 2002)[27]中游离氯浓度的标准限值为0.01 mg·L-1, 武汉部分水源地水体残余消毒剂含量已经超过了国家标准限值, 可能造成一定的健康和生态风险.

通过分析游离氯超标点位分布情况可以发现, 超标点位主要在石洋污水处理厂和新城污水处理厂排口附近及下游5 km范围内.可以推测, 城市污水厂尾水加氯消毒是造成水源地游离氯超标的主要原因.因此, 建议城市污水处理厂在强化消毒的同时注意采取必要的脱氯措施, 或者考虑减少含氯消毒剂的用量, 使用其它类型的消毒剂进行替代.

2.2 DBPs的检出情况

本研究从26个点位中选取了10个代表性点位, 进行了34种消毒副产物的检测.结果显示, 共有24种消毒副产物被检出, 检出率及检出情况如表 3所示.

表 3 武汉典型饮用水水源中DBPs的检出情况1) Table 3 Detection of DBPs in typical drinking water sources in Wuhan

在24种检出的DBPs中, 三氯甲烷、二氯丙烷、二氯乙醛、三溴乙醛、二溴一氯乙腈和二溴乙腈等6种物质检出率为100.00%, 即在10个代表性点位均被检出; 一溴二氯甲烷、三溴甲烷、二溴乙醛、一溴一氯乙醛、二溴一氯乙醛和二氯乙酰胺这6种DBPs的检出率也达到80.00% ~90.00%; 二溴一氯甲烷、二氯丙酮、三氯乙腈和一溴一碘乙酰胺检出率较低均为10.00%, 也即仅在1个点位被检出.被检出的24种DBPs的总浓度范围为0.11~104.73 μg·L-1, 平均值为7.26 μg·L-1, 其中浓度最高的为三氯甲烷, 检出范围为9.98~11.15 μg·L-1, 平均值达到10.47 μg·L-1, 高于我国部分饮用水水厂出水中三氯甲烷的平均值(7.98 μg·L-1)[29]; 其次是二溴一氯乙腈, 检出范围为0.54~3.29 μg·L-1, 平均值为1.89 μg·L-1; 其余DBPs的浓度均较低, 平均值均低于2.00 μg·L-1.武汉典型饮用水水源中检出的各DBPs浓度均满足地表水环境质量标准(GB 3838- 2002)和生活饮用水卫生标准(GB 5749- 2006)规定的限值, 但是三氯甲烷浓度相对较高, 需要持续关注.为了更进一步了解武汉典型饮用水水源地水体在研究前(新冠疫情发生前)的DBPs的污染情况, 本研究参考了中国环境监测总站所提供的2018年和2019年的18个典型饮用水源地月度例行的常规监测数据, 其中包括三氯甲烷、三溴甲烷、二氯乙烷和三氯乙醛这4种DBPs单体, 结果是其均未检出.

同时对DBPs浓度在各点位的检出情况进行分析(见图 2), 可以看出除三氯甲烷和二溴一氯乙腈以外, 其余22种DBPs的均值均在1.00 μg·L-1以内.三氯甲烷的浓度均值超过了10 μg·L-1, 在所有点位的浓度均高于其他DBPs, 二溴一氯乙腈在大多数点位的浓度也超过了其他DBPs, 同时三溴乙酰胺、二溴一氯乙酰胺和一溴二氯乙酰胺等3种DBPs物质在个别点位检出浓度远高于其他点位或未检出点位.如图 3所示, 10个代表性采样点位ρ(总DBPs)范围为16.05~20.27 μg·L-1, 平均值为17.44 μg·L-1, 三氯甲烷在各代表性点位均有较高浓度的检出, 在总DBPs中所占质量分数最高, 达到51.00% ~67.10%.

图 2 武汉典型饮用水水源中DBPs浓度箱线图 Fig. 2 Boxplot of DBPs concentration in typical drinking water sources in Wuhan

图 3 武汉典型饮用水水源中三氯甲烷和总DBPs浓度 Fig. 3 Concentrations of chloroform and total DBPs in typical drinking water sources in Wuhan

2.3 与国内外湖库饮用水中DBPs检出对比

为了进一步研究武汉典型饮用水水源水体中DBPs的污染情况, 本研究将武汉典型饮用水源水体中DBPs的检出与国内外湖库以及武汉饮用水水源地在新冠疫情发生前的检出情况进行了对比分析, 结果见表 4.从中可知, 武汉典型饮用水源地水体(原水)和上海水库水源水(水厂出水)检出DBPs种类较多, 远高于我国松花江、太湖和长江以及菲律宾马尼拉和巴基斯坦拉瓦尔品第(水厂出水), 但所有水源类型检出DBPs单体均以三卤甲烷(THMs)和卤乙酸(HAAs)为主, 与之前的研究结果一致.从检出浓度来看, 本研究区域作为水源地水体(原水)检出DBPs浓度远高于同类型的长江饮用水源水(原水)、太湖饮用水源水(原水)、上海水库水源水(原水)和松花江哈尔滨段水体(原水), 与菲律宾马尼拉地下水(原水)和废水污染程度相当, 由此说明武汉典型饮用水源地水体在疫情防控期间大量消毒剂的使用下确实受到了一定的污染.相比同一湖库水源水体原水发现, 在进行水厂消毒之后水体中检出的DBPs浓度和单体种类都有很明显地增加, 说明消毒剂的使用确实促进了水体中消毒副产物的产生, 进一步说明了武汉典型饮用水源水体中过高浓度的DBPs受到了污水处理厂点源排放和疫情期间大量含氯消毒剂使用后通过雨水冲刷及地表径流汇入等两方面的影响.

表 4 武汉典型饮用水源水体DBPs检出与国内湖库对比1) Table 4 Comparison of the detection of DBPs in Wuhan's typical drinking water sources with lakes and reservoirs in China

3 健康风险评估

为了尽可能全面评估人体暴露在低剂量DBPs下的健康风险, 本研究将对所检出的4种主要DBPs物质均纳入风险评价范围, 在评价健康风险时只考虑了通过饮水途径所造成的健康风险, 其相关的致癌斜率因子与非致癌参考剂量见表 5.

表 5 各消毒副产物致癌斜率因子与非致癌参考剂量参数1) Table 5 Carcinogenic slope factor and non-carcinogenic reference dose parameters of DBPs

武汉典型饮用水水源中DBPs健康风险评估结果如表 6所示.成年男性、成年女性和儿童这3种人群暴露于三卤甲烷(THMs)的致癌风险指数范围分别为8.45×10-6~10.68×10-6、9.60×10-6~12.13×10-6和11.54×10-6~14.58×10-6, 4种DBPs的致癌与非致癌风险指数大小排序均为: 三氯甲烷＞一溴二氯甲烷＞二溴一氯甲烷＞三溴甲烷, 而由表 3可知, 4种DBPs平均检出浓度大小排序为: 三氯甲烷＞一溴二氯甲烷＞三溴甲烷＞二溴一氯甲烷, 由此可以得出, 致癌与非致癌健康风险指数的大小不仅与浓度相关, 还可能与该物质的化学特性(如致癌因子指数和非致癌参考剂量)相关, 进一步说明为了更好地保护饮用水源地周边居民饮水安全, 迫切需要了解DBPs的浓度和风险评估数据.致癌风险指数均处于10-6~10-4范围内, 说明武汉典型饮用水水源中DBPs对人体所产生的致癌风险处于可接受范围, 但已经超过了风险阈值, 对敏感人群可能存在潜在致癌风险; 非致癌风险指数范围分别为2.73×10-2~3.16×10-2、3.10×10-2~3.59×10-2和3.72×10-2~4.31×10-2, 单个和总非致癌风险结果均远小于1, 说明暴露于THMs的非致癌健康风险在可接受范围内.综合来看, 武汉典型饮用水水源中DBPs的健康风险在可接受范围内, 但致癌风险均超过了风险阈值(10-6), 特别是对儿童的致癌与非致癌风险指数相对较高, 说明儿童更容易受到污染物暴露所产生的健康危害, 这与Shi等[38]的研究结果一致.

表 6 武汉典型饮用水水源中DBPs致癌和非致癌风险指数 Table 6 Carcinogenic and non-carcinogenic risk indexes of DBPs in typical drinking water sources in Wuhan

4 生态风险评估

对10个代表性点位测得的三氯甲烷、一溴二氯甲烷、二溴一氯甲烷和三溴甲烷这4种THMs进行了生态风险评估, 通过检出物质的浓度(PEC)与对应的无影响浓度(PNEC)比值, 可计算得到各物质的生态风险商值RQ, 结果如表 7所示.根据EPA标准, 当RQ＜0.10时, 水体中污染物不会对水生生物造成风险; 当RQ值介于0.10~1.00之间时, 表明对于水生生物的暴露在安全水平, 但应该持续关注水体相关的污染情况, 避免对水生生物产生较高的生态风险; 当RQ＞1.00时, 说明相关污染物会对水生生物产生较高生态风险, 需要进行水质长期监测并提供合理的处理措施.由表 7可知, 武汉典型饮用水水源10个代表性点位中THMs的生态风险商值范围为2.41~2.69, 其中三氯甲烷的生态风险商值范围为2.40~2.68, 均大于1, 表明具有较高风险水平, 其他3种物质生态风险商值均远小于0.10, 不会对水生生物造成风险.三氯甲烷是DBPs中最常见的一种, 其浓度与含氯消毒剂的使用量有着直接的关联.武汉水源地水体中三氯甲烷表现出较高的生态风险, 这可能是由于武汉市城区以及水源地上游过度使用含氯消毒剂造成的, 因此, 也进一步说明了科学合理使用消毒剂的必要性.

表 7 武汉典型饮用水水源中DBPs的生态风险 Table 7 Ecological risk of DBPs in typical drinking water sources in Wuhan

5 结论

(1) 武汉典型饮用水水源地部分点位游离氯超过地表水环境质量标准, 主要集中在污水处理厂排口附近及下游5 km范围内, 城市污水厂尾水加氯消毒和疫情期间大量含氯消毒剂使用的面源汇入是造成水源地游离氯超标的主要原因.

(2) 武汉典型饮用水水源地10个代表性点位中共有24种DBPs被检出, 检出率范围为10.00% ~100.00%, 总浓度范围0.11~104.73 μg·L-1, 平均值为7.26 μg·L-1; 三氯甲烷浓度最高, 检出范围为9.98~11.15 μg·L-1, 平均值为10.47 μg·L-1, 一溴一碘乙酰胺浓度最低, 范围为ND~0.11 μg·L-1, 均值为0.01 μg·L-1.

(3) 武汉典型饮用水水源中DBPs物质浓度均低于地表水环境质量标准和生活饮用水卫生标准规定的限值, 三氯甲烷浓度高于国内部分饮用水中三氯甲烷平均浓度, 其他DBPs单体与国内外污染水平相比处于中低水平, 检出DBPs总浓度偏高.

(4) 武汉典型饮用水水源中DBPs不会对人体产生致癌和非致癌健康风险, 儿童所受的健康风险水平高于成人; 三氯甲烷对水生生物产生较高的生态风险, 需要引起高度关注.建议城市污水厂等公共设施合理使用含氯消毒剂.

参考文献
[1] Rook J J. Formation of haloforms during chlorination of natural waters[J]. Water Treatment Examination, 1974, 23: 234-243.
[2] 张瑜, 丁婷婷, 肖欣欣, 等. 我国淡水环境中卤乙酸类消毒副产物的预测无效应浓度研究[J]. 环境科学研究, 2020, 33(7): 1624-1631.
Zhang Y, Ding T T, Xiao X X, et al. Predicted non-effect concentrations for disinfection by-products of haloacetic acids (HAAs) in freshwater environment in China[J]. Research of Environmental Sciences, 2020, 33(7): 1624-1631.
[3] Richardson S D, Plewa M J, Wagner E D, et al. Occurrence, genotoxicity, and carcinogenicity of regulated and emerging disinfection by-products in drinking water: a review and roadmap for research[J]. Reviews in Mutation Research, 2007, 636(1-3): 178-242. DOI:10.1016/j.mrrev.2007.09.001
[4] DČ ulin J, Mustać B. Environmental risks associated with ballast water management systems that create disinfection by-products (DBPs)[J]. Ocean & Coastal Management, 2015, 105: 100-105.
[5] Mishra B K, Gupta S K, Sinha A. Human health risk analysis from disinfection by-products (DBPs) in drinking and bathing water of some Indian cities[J]. Journal of Environmental Health Science and Engineering, 2014, 12(1). DOI:10.1186/2052-336X-12-73
[6] Pan S L, An W, Li H Y, et al. Cancer risk assessment on trihalomethanes and haloacetic acids in drinking water of China using disability-adjusted life years[J]. Journal of Hazardous Materials, 2014, 280: 288-294. DOI:10.1016/j.jhazmat.2014.07.080
[7] Liu X Y, Chen L, Yang M T, et al. The occurrence, characteristics, transformation and control of aromatic disinfection by-products: a review[J]. Water Research, 2020, 184. DOI:10.1016/j.watres.2020.116076
[8] 邓瑛, 魏建荣, 鄂学礼, 等. 中国六城市饮用水中氯化消毒副产物分布的研究[J]. 卫生研究, 2008, 37(2): 207-210.
Deng Y, Wei J R, E X L, et al. Study for distribution level of disinfection byproducts in drinking water from six cities in China[J]. Journal of Hygiene Research, 2008, 37(2): 207-210. DOI:10.3969/j.issn.1000-8020.2008.02.022
[9] Zhang H, Chang S, Wang L B, et al. Estimating and comparing the cancer risks from THMs and low-level arsenic in drinking water based on disability-adjusted life years[J]. Water Research, 2018, 145: 83-93. DOI:10.1016/j.watres.2018.08.012
[10] Gan W H, Guo W H, Mo J M, et al. The occurrence of disinfection by-products in municipal drinking water in China's Pearl River Delta and a multipathway cancer risk assessment[J]. Science of the Total Environment, 2013, 447: 108-115. DOI:10.1016/j.scitotenv.2012.12.091
[11] Chang H H, Tung H H, Chao C C, et al. Occurrence of haloacetic acids (HAAs) and trihalomethanes (THMs) in drinking water of Taiwan[J]. Environmental Monitoring and Assessment, 2010, 162(1): 237-250.
[12] Cantor K P, Lynch C F, Hildesheim M E, et al. Drinking water source and chlorination byproducts in Iowa. Ⅲ. Risk of brain cancer[J]. American Journal of Epidemiology, 1999, 150(6): 552-560. DOI:10.1093/oxfordjournals.aje.a010052
[13] Diana M, Felipe-Sotelo M, Bond T, et al. Disinfection byproducts potentially responsible for the association between chlorinated drinking water and bladder cancer: a review[J]. Water Research, 2019, 162: 492-504. DOI:10.1016/j.watres.2019.07.014
[14] Rahman M B, Cowie C, Driscoll T, et al. Colon and rectal cancer incidence and water trihalomethane concentrations in New South Wales, Australia[J]. BMC Cancer, 2014, 14(1). DOI:10.1186/1471-2407-14-445
[15] Moser V C, Phillips P M, Mcdaniel K L, et al. Neurotoxicological evaluation of two disinfection by-products, bromodichloromethane and dibromoacetonitrile, in rats[J]. Toxicology, 2007, 230(2-3): 137-144. DOI:10.1016/j.tox.2006.11.007
[16] Nieuwenhuijsen M J, Toledano M B, Eaton N E, et al. Chlorination disinfection byproducts in water and their association with adverse reproductive outcomes: a review[J]. Occupational and Environmental Medicine, 2000, 57(2): 73-85. DOI:10.1136/oem.57.2.73
[17] HJ 586-2010, 水质游离氯和总氯的测定N, N-二乙基-1, 4-苯二胺分光光度法[S].
[18] 赵剑超, 潘献辉, 刘昱, 等. DPD分光光度法测定水中余氯的标准方法的对比[J]. 中国给水排水, 2016, 32(20): 106-110.
Zhao J C, Pan X H, Liu Y, et al. Comparison of Standards for determination of residual chlorine in water by DPD spectrophotometry[J]. China Water & Wastewater, 2016, 32(20): 106-110.
[19] Carter R A A, Liew D S, West N, et al. Simultaneous analysis of haloacetonitriles, haloacetamides and halonitromethanes in chlorinated waters by gas chromatography-mass spectrometry[J]. Chemosphere, 2019, 220: 314-323. DOI:10.1016/j.chemosphere.2018.12.069
[20] US EPA. IRIS (Integrated Risk Information System)[EB/OL]. http://www.epa.gov/iris, 2021-02-24.
[21] 赵秀阁, 段小丽. 中国人群暴露参数手册(成人卷)概要[M]. 北京: 中国环境出版社, 2014.
[22] 环境保护部. 中国人群暴露参数手册-儿童卷: 6~7岁[M]. 北京: 中国环境出版社, 2016.
[23] 中国统计年鉴. 中国国家统计局按地区划分的人口预期寿命[EB/OL]. http://www.Stats.Gov.cn/tjsj/ndsj/yb2004-c/indexch.htm, 2021-04-10.
[24] 雷炳莉, 孙延枫, 刘倩, 等. 风险污染物短期高剂量暴露下的生态风险评估方法[J]. 环境科学, 2011, 32(11): 3240-3246.
Lei B L, Sun Y F, Liu J, et al. Method of ecological risk assessment for risk pollutants under short-term and high dose exposure in water pollution accident[J]. Environmental Science, 2011, 32(11): 3240-3246.
[25] 罗莹, 刘娜, 孙善伟, 等. 我国地表水中典型DBPs的暴露水平及生态风险[J]. 中国环境科学, 2021, 41(4): 1806-1814.
Luo Y, Liu N, Sun S W, et al. Occurrence and ecological risk of typical DBPs in Chinese surface water[J]. China Environmental Science, 2021, 41(4): 1806-1814. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2021.04.035
[26] 王执伟, 刘冬梅, 张文娟, 等. 溴酸盐对水生生物的急性毒性效应[J]. 环境科学, 2016, 37(2): 756-764.
Wang Z W, Liu D M, Zhang W J, et al. Acute toxic effects of bromate on aquatic organisms[J]. Environmental Science, 2016, 37(2): 756-764.
[27] GB 3838-2002, 地表水环境质量标准[S].
[28] GB 5749-2006, 生活饮用水卫生标准[S].
[29] 王晓霜, 董少霞. 中国部分城市饮用水中三卤甲烷类健康风险评价[J]. 中国公共卫生, 2020, 36(9): 1384-1388.
Wang X S, Dong S X. Health risk assessment of trihalomethanes in drinking water in some cities of China: a literature study[J]. Chinese Journal of Public Health, 2020, 36(9): 1384-1388.
[30] 罗兰. 江苏某地长江、太湖水源饮用水中有机物的致突变性、消毒副产物的变化[D]. 武汉: 华中科技大学, 2016.
Lou L. The varation of mutagenicity of organic compounds and the distribution of disinfection by-products in drinking water from the Yangtze River and Taihu Lake in certain area of Jiangsu Province[D]. Wuhan: Huazhong University of Science and Technology, 2016.
[31] 郝莉鹏, 孙乔, 刘晓琳, 等. 上海市浦东新区饮用水三卤甲烷和卤乙酸含量及其健康风险评价[J]. 环境与职业医学, 2014, 31(6): 442-447.
Hao L P, Sun Q, Liu X L, et al. Levels and health risk assessment of trihalomethanes and haloacetic acids in drinking water in Pudong new area, Shanghai[J]. Journal of Environmental & Occupational Medicine, 2014, 31(6): 442-447.
[32] 潘锋, 王佩, 刘俊玲. 武汉市饮用水中氯化消毒副产物风险评价[J]. 公共卫生与预防医学, 2019, 30(2): 109-111.
Pan F, Wang P, Liu J L. Health risk assessment of chlorination disinfection by-products in drinking water in Wuhan City[J]. Journal of Public Health and Preventive Medicine, 2019, 30(2): 109-111.
[33] 李永珍, 何更生, 詹铭, 等. 上海市水源水及出厂水中卤甲烷、卤乙酸、卤乙腈类消毒副产物含量及健康风险评估[J]. 环境与职业医学, 2021, 38(5): 460-466.
Li Y Z, He G S, Zhan M, et al. Levels and health risk assessments of halomethanes, haloacetic acids, and haloacetonitriles disinfection by-products in source and finished water in Shanghai[J]. Journal of Environmental & Occupational Medicine, 2021, 38(5): 460-466.
[34] 张忠祥, 赵琦, 刘玉蕾, 等. 气相色谱法同时测定水中12种挥发性消毒副产物[J]. 分析化学, 2017, 45(8): 1203-1208.
Zhang Z X, Zhao Q, Liu Y L, et al. Determination of twelve kinds of volatile disinfection byproducts in drinking water by gas chromatography with electron capture detector[J]. Chinese Journal of Analytical Chemistry, 2017, 45(8): 1203-1208.
[35] Genuino H C, Espino M P B. Occurrence and sources of bromate in chlorinated tap drinking water in Metropolitan Manila, Philippines[J]. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 2012, 62(3): 369-379. DOI:10.1007/s00244-011-9707-6
[36] Amjad H, Hashmi I, Rehman M S U, et al. Cancer and non-cancer risk assessment of trihalomethanes in urban drinking water supplies of Pakistan[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2013, 91: 25-31. DOI:10.1016/j.ecoenv.2013.01.008
[37] 刘俊萍, 于建全, 李青松, 等. 浙江省H市供水系统消毒副产物及其健康风险评价[J]. 环境科学, 2019, 40(12): 5302-5308.
Liu J P, Yu J Q, Li Q S, et al. Disinfection by-products and the relevant health risk in the water supply system in H City of Zhejiang Province[J]. Environmental Science, 2019, 40(12): 5302-5308.
[38] Shi W, Zhang F X, Zhang X W, et al. Identification of trace organic pollutants in freshwater sources in Eastern China and estimation of their associated human health risks[J]. Ecotoxicology, 2011, 20(5): 1099-1106. DOI:10.1007/s10646-011-0671-8