环境科学  2021, Vol. 42 Issue (12): 5836-5847   PDF    
引用本文
张坤锋, 付青, 涂响, 昌盛, 樊月婷, 孙兴滨, 王山军. 武汉典型饮用水水源中典型POPs污染特征与健康风险评估[J]. 环境科学, 2021, 42(12): 5836-5847.
ZHANG Kun-feng, FU Qing, TU Xiang, CHANG Sheng, FAN Yue-ting, SUN Xing-bin, WANG Shan-jun. Pollution Characteristics and Risk Assessment of Typical POPs in Typical Drinking Water Sources in Wuhan[J]. Environmental Science, 2021, 42(12): 5836-5847.
武汉典型饮用水水源中典型POPs污染特征与健康风险评估
张坤锋1,2,3, 付青1,2, 涂响1,2, 昌盛1,2, 樊月婷1,2, 孙兴滨3, 王山军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: 2021-05-16; 修订日期: 2021-06-05
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, 主要研究方向为水污染控制技术, E-mail: Zhangkf1995@163.com
通信作者: 涂响, E-mail: tu_xiang@qq.com; 昌盛, E-mail: changsheng83@163.com
摘要: 为了揭示武汉典型饮用水水源中典型持久性有机污染物（POPs）的污染特征与风险水平，采用固相萃取-气相色谱-质谱定性定量分析法，对武汉长江及其支流上18个典型集中式饮用水水源地，共26个采样点水体中多环芳烃（PAHs）、有机氯农药（OCPs）和多氯联苯（PCBs）浓度进行了检测，分析了POPs的污染水平，并开展健康风险评估.结果表明，26个采样点均有PAHs检出，除苯并[k]荧蒽检出率为88.46%外，其他15种单体检出率均为100.00%，多环芳烃累积ρ（ΣPAHs）检出范围为57.04~475.79 ng·L-1，平均值为173.86 ng·L-1.PAHs污染程度总体较低，PAHs主要以中低环芳烃为主，来源于以石油源为主的混合源.共有8种OCPs被检出，（ΣOCPs）范围为ND~4.57 ng·L-1，平均值为0.78 ng·L-1，OCPs浓度水平相对较低.共有24种PCBs被检出，ρ（ΣPCBs）范围为ND~77.49 ng·L-1，平均值为9.88 ng·L-1，PCBs主要以不易降解的高氯联苯为主，部分点位PCBs浓度超过我国地表水环境质量标准限值，HeptaCBs-180物质需要引起持续关注.健康风险评估结果显示，研究区域内PAHs和PCBs的致癌风险指数均处于10-6~10-4，对人体可能产生潜在的致癌风险；OCPs和PCBs的非致癌风险指数均小于1，不会对人体产生非致癌风险.
关键词: 武汉      长江      饮用水水源地      持久性有机污染物(POPs)      健康风险     
Pollution Characteristics and Risk Assessment of Typical POPs in Typical Drinking Water Sources in Wuhan
ZHANG Kun-feng1,2,3 , FU Qing1,2 , TU Xiang1,2 , CHANG Sheng1,2 , FAN Yue-ting1,2 , SUN Xing-bin3 , WANG Shan-jun1,2     
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. College of Forestry, Northeast Forestry University, Harbin 150040, China
Abstract: To identify the pollution characteristics and risk level of common persistent organic pollutants (POPs) in drinking water sources in Wuhan, solid-phase extraction-gas chromatography-mass spectrometry (SPE-GC-MS) was used to analyze 26 water samples from 18 drinking water sources located in the mainstream and tributaries of the Changjiang River, Wuhan. The concentrations of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs), organochloride pesticides (OCPs), and polychlorinated biphenyls (PCBs) were measured, the pollution status of the common POPs was analyzed, and their health risks were assessed. The results showed the presence of PAHs in all the 26 samples. Except for benzo(k)fluoranthene, which had a detection rate of 88.46%, the detection rates of the other 15 PAHs were 100.00%. The detection range of ρ(ΣPAHs) was 57.04-475.79 ng·L-1, with an average of 173.86 ng·L-1. The pollution levels of PAHs were overall low and the PAHs mainly comprised low and medium cyclic aromatic hydrocarbons derived from a mixed source, and dominated by petroleum derivatives. A total of eight OCPs were detected, and the range of (ΣOCPs) was ND-4.57 ng·L-1 with a mean concentration of 0.78 ng·L-1, which indicated that the concentration levels of OCPs were relatively low. A total of 24 types of PCBs were detected, and the range of ρ(ΣPCBs) was ND-77.49 ng·L-1 with a mean of 9.88 ng·L-1. The PCBs mainly comprised refractory high-chlorinated biphenyls, and the concentrations of PCBs in some samples exceeded the limit of the surface water standard in China. Our results suggest that the concentration of HeptaCBs-180 should be continuously monitored in the future. The results of the health risk assessment showed that the carcinogenic risk indexes of PAHs and PCBs in our study area were in the range of 10-6 to 10-4, which may pose a potential carcinogenic risk to humans. The non-carcinogenic risk indexes of OCPs and PCBs were less than 1, and did not pose a non-carcinogenic risk to humans.
Key words: Wuhan      Changjiang River      drinking water sources      persistent organic pollutants (POPs)      health risk     

持久性有机污染物(persistent organic pollutants, POPs)是一类由天然源或人为源产生的、对人体和生态环境产生严重危害的污染物质.具有毒性大和难以生物降解的特点, 能够在环境中长期存在并通过食物链富集, 进而通过各类环境介质大范围传播[1].其中, 多环芳烃(polycyclic aromatic hydrocarbons, PAHs)是一类具有较强溶解性、疏水性和挥发性的碳氢化合物, 主要来自于有机物的不完全燃烧; 多氯联苯(polychlorinated biphenyls, PCBs)[2]和有机氯农药(organochloride pesticides, OCPs)[3]广泛应用于工业生产及动植物病虫害防治.目前已有研究表明, 在我国的长江[4]、太湖[5]、巢湖[6]、白洋淀[7]和三峡水库[8]等水体中均检出了POPs, 这其中包括很多重要的饮用水水源地.POPs具有很强的致癌、致畸、致突变性[9], 可能对内分泌产生干扰效应[10].联合国环境规划署早在2001年就签署通过了《关于持久性有机污染物的斯德哥尔摩公约》, 该公约致力于对POPs在生产、流通、使用和处理的全过程进行限制, 截至目前已有30种物质被纳入其中[11].

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, 确保饮用水安全的前提是必须首先保障饮用水水源地水体的安全.长江流域作为我国最大的流域, 分布着众多的饮用水水源地, 其中有53个水源地被列入国家重要饮用水水源地, 占国家重要饮用水源地的30%[12~14].作为长江中游城市群的核心, 武汉地区的饮用水水源地主要分布在长江、汉江及其支流.随着长江中游流域经济带的快速发展, 流域及周边农业、工业和交通运输服务势必会对武汉饮用水水源地水体造成污染[15].近年来, 有关饮用水水源地POPs污染的研究逐渐增多, 而有关武汉典型饮用水水源地POPs污染现状的调查还未开展.本研究针对武汉典型饮用水水源地水体中POPs的污染特征进行分析, 并对其健康风险进行评估和研究, 以期为保护长江流域生态环境和饮用水安全提供数据支持和管理支撑.

1 材料与方法 1.1 试剂与仪器

对水样中16种优控PAHs、29种OCPs和28种PCBs进行检测(见表 1), 各物质标准品购自美国Wellington公司.采用固相萃取-气相色谱-质谱(SPE-GC-MS)内标分析法进行定性定量测定, HLB(6 mL, 500 mg)SPE小柱购自美国Waters公司; 二氯甲烷(农残级)和甲醇(色谱纯)购自美国Merck公司.测定PAHs选用的替代物为萘-d8、-d12和二萘嵌苯-d12, 测定OCPs的替代物为三苯基磷酸酯, 测定PCBs的替代物为2, 4, 5, 6-四氯间二甲苯; 测定PAHs和PCBs选用的内标物均为十氯联苯, 测定OCPs的内标物为五氯硝基苯; 所有替代物和内标物均购自美国Supelco公司.主要仪器如下: 24孔固相萃取装置(美国Mediwax公司)、RE-52B型旋转蒸发仪(上海亚荣生化仪器厂)、KL512型氮吹仪(北京康林科技有限公司)和7890A/5975C型GC-MS联用仪(美国Agilent公司).

表 1 武汉典型饮用水水源地水体中检测的POPs物质 Table 1 POPs detected in typical drinking water sources in Wuhan

1.2 样品采集

本研究于2020年9月在湖北省武汉市, 选取了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.

图 1 武汉典型饮用水源水体采样点示意 Fig. 1 Sampling sites of typical drinking water sources in Wuhan

其中1~24号点位位于长江干流及汉江干流, 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.所有水样经0.45 μm纤维滤膜过滤后装入棕色玻璃瓶中, 并在4℃下冷藏保存, 24 h内运送到实验室进行处理分析.

1.3 样品的预处理和分析

水样预处理: ①HLB小柱与固相萃取装置连接后, 用6 mL二氯甲烷以及甲醇, 依次对HLB小柱进行预先淋洗, 期间HLB小柱不要流干, 用6 mL超纯水对HLB小柱进行活化, 活化后再加入6 mL超纯水, 准备上样. ②水样中加入10 ng替代物, 开始固相萃取, 处理后的水样通过活化后的HLB小柱, 使用真空泵抽滤, 控制溶液流速为5 mL·min-1, 水样滴完后, 继续抽滤0.5 h. ③用10 mL二氯甲烷洗脱后, 用旋转蒸发仪和氮吹仪浓缩至0.5 mL, 加入内标物后, 置于4℃冰箱冷藏至开始GC-MS分析.分析POPs时所用GC-MS仪器分析条件参考文献[16].

1.4 样品的质量控制

本研究采用了方法空白、回收率实验和精密度对PAHs和OCPs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PAHs和OCPs的加标回收率分别为77.00%~101.00%和68.00%~84.00%. PAHs和OCPs的方法检测限范围分别为0.09~1.08 ng·L-1和0.07~0.16 ng·L-1.对PAHs样品分别添加萘-d8、䓛-d12和二萘嵌苯-d12作为回收率指示物, 结果显示PAHs的回收率范围分别为78.30%~105.60%、74.80%~101.70%和70.60%~109.75%, 16种PAHs的检出限为0.12~0.96 ng·L-1, 方法空白中有少量苊烯(0.12 ng·L-1)被检出.最后的检测结果经回收率校正的空白扣除.对PCBs进行质量控制和保证, 在分析过程中采用样品平行样、内标法定量、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、基质加标、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.空白加标和基质加标回收率分别为67.30%~116.70%和71.90%~118.20%, 检出限为0.10~4.30 ng·L-1, 定量限为1.80~5.70 ng·L-1.

1.5 健康风险评价

本研究采用美国环保署(EPA)推荐的健康风险评价模型[17]对武汉典型饮用水水源中检出的POPs进行健康风险评估, 包括致癌风险和非致癌风险, 具体公式如下:

致癌风险指数(R):

(1)
(2)

式中, R为终生致癌风险指数; 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), 具体数值由相关研究及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[18, 19], 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[20]; AT代表暴露时间, 计算可知, 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-1·d-1), 取值根据EPA综合风险信息系统确定.

当致癌风险指数小于10-6时, 不会对人体造成致癌危害; 致癌风险指数在10-6~10-4时, 人体暴露可能具有潜在致癌风险, 应该重视其健康问题; 当致癌风险指数大于10-4时, 将对人体造成致癌危害.当非致癌风险指数小于1时, 不会产生非致癌健康风险; 当非致癌风险指数大于1时, 将产生非致癌健康风险.

对于PAHs, 终生致癌风险模型已经广泛应用在PAHs对各类人群的健康风险评估[21], 由于优控的系列物质并没有完整的毒性参数, 但其作用机制相似, 为了确定各单体PAHs的毒性大小, 本研究引入了毒性当量因子TEF[22], 其标准设定BaP为1, 其他单体PAHs的TEF值通过与等量BaP毒性比较大小而得出, PAHs致癌风险指数(R)公式如下:

(4)
(5)

式中, TEQBaP为PAHs基于BaP的毒性当量(mg·L-1); CSF为致癌斜率因子, 参考文献[23], 取值为7.3 kg·d·mg-1; ci为单体PAHs在水中检出浓度(mg·L-1), 其余指标均与公式(2)中相关评价参数一致.

2 结果与讨论 2.1 PAHs检出结果

PAHs检测结果如表 2所示.从检出率方面来看, 除苯并[k]荧蒽检出率为88.46%(在4、5和22号点位没有检出)外, 其他15种物质检出率均为100%.检出浓度方面, ρ(萘)最大, 达37.89 ng·L-1, 范围为16.58~66.21 ng·L-1; 其次是菲, 平均检出浓度达27.53 ng·L-1; 检出二氢苊最小, 平均值为1.17 ng·L-1, 范围为0.47~2.13 ng·L-1.从空间分布方面来看, 26个水体采样点位中, 22号采样点累积ρ(ΣPAHs)最大, 为475.79 ng·L-1, 其次是26号点位的401.47 ng·L-1, 5号点位ρ(ΣPAHs)最小, 为57.04 ng·L-1, 26个点位平均ρ(ΣPAHs)为173.86 ng·L-1.具体来看, 其中17~24号点位于污水处理厂排口下游500~4 000 m范围内, 平均ρ(ΣPAHs)为232.93 ng·L-1; 剩余18个点位平均ρ(ΣPAHs)为147.61 ng·L-1, 空间上表现出污水处理厂尾水排口处的PAHs污染水平要高于其他饮用水水源地点位.由表 3可以看出, 武汉典型饮用水源水体中检出ρ(PAHs)与北江枯水期(41.20~413.80 ng·L-1)和长江下游支流水体(37.30~285.90 ng·L-1)持平、略高于俄罗斯的莫斯科河(50.60~120.10 ng·L-1)、三峡水库(13.80~97.20 ng·L-1)和晋江(42.00~63.00 ng·L-1), 明显低于钱塘江(70.30~1 844.40 ng·L-1)和考卡河(52.10~12 888.20 ng·L-1), 总体上武汉典型饮用水水源PAHs污染程度较低, 但随着长江航运的快速发展, 大量船只的尾气排放及燃油泄漏均会加重长江与汉江流域的PAHs污染状况, 为保障饮用水安全, 需要持续关注水源地水质状况.

表 2 武汉典型饮用水水源中PAHs检出情况1) Table 2 Detection of PAHs in typical drinking water sources in Wuhan

表 3 国内外各地区湖泊和河流水体中PAHs对比1)/ng·L-1 Table 3 Comparison of PAHs in lake and river waters in different regions of China and abroad/ng·L-1

将武汉典型饮用水水源中检出的16种PAHs按其含有的苯环数量分为低分子PAHs(2~3环)、中分子PAHs(4环)和高分子PAHs(5~6环)[30], 具体各环组成比例见图 2.武汉典型饮用水水源中PAHs主要以3、4和5环为主, 其中3环占PAHs比例为31%~33%, 4环占PAHs比例为25%~27%、5环占PAHs比例为20%~25%, 各采样点在环数组成上基本一致.总体来看, 武汉典型饮用水源水体中PAHs主要以中低环为主, 这是因为低环数PAHs亲水性更强, 环数越低越容易向水体中聚集[31].

图 2 武汉典型饮用水水源中不同环数PAHs组成 Fig. 2 Composition of PAHs with different ring numbers in typical drinking water sources in Wuhan

不同来源的PAHs在单体组成上具有一定的差异, 为了更好地研究武汉典型饮用水水源中PAHs的来源, 本研究采用分子比值特征法[32]对几种同分异构单体的浓度比值进行了分析, 包括Ant/(Ant+Phe)、BaA/(BaA+Chry)、Fla/(Fla+Pyr)和InP/(InP+BghiP).不同来源PAHs的源解析比值组成见表 4.

表 4 PAHs的源解析比值 Table 4 Source resolution discrimination of PAHs

由图 3可知, 武汉典型饮用水水源中PAHs的来源主要是石油源和石油燃烧源, 部分点位存在煤及生物质燃烧源.通过分子比值特征法计算可得, 26个点位均有石油源, 部分点位还有石油燃烧源或煤及生物质燃烧源.由此可知, 武汉典型饮用水水源中PAHs的来源受到了石油源、石油燃烧源和煤及生物质燃烧源共同的影响, 作为长江航道的重点城市, 船舶航运石油燃烧及泄漏和机动车尾气排放都会对水源地水质产生影响.

图 3 武汉典型饮用水水源中PAHs来源分析 Fig. 3 Source analysis of PAHs in typical drinking water sources in Wuhan

2.2 OCPs检出结果

武汉典型饮用水水源中OCPs检出情况如表 5所示.从检出物质种类来看, 在29种OCPs中, 共有五氯苯、六氯苯、γ-氯丹、α-氯丹、2, 4'-DDE、4, 4'-DDE、顺式九氯和反式九氯这8种OCPs被检出.从检出率方面来看, 六氯苯检出率最高, 达到了88.46%; 其次是五氯苯, 检出率为50%; 2, 4'-DDE和4, 4'-DDE这2种物质检出率最低, 仅为3.85%, 均只在9号采样点检出.从检出物质浓度来看, ρ(六氯苯)最高, 检出范围为ND~0.69 ng·L-1, 平均值为0.24 ng·L-1, ρ(4, 4'-DDE)最低, 平均值仅为0.02 ng·L-1.

表 5 武汉典型饮用水水源中OCPs检出情况 Table 5 Detection of OCPs in typical drinking water sources in Wuhan

各采样点位8种OCPs的累积浓度如图 4所示.9号点位的(ΣOCPs)最大, 为3.32 ng·L-1; 其次是21号和1号点位, (ΣOCPs)分别为2.61 ng·L-1和2.53 ng·L-1; 17和20号点位的OCPs均未检出.26个点位检出的(ΣOCPs)范围为ND~3.32 ng·L-1, 平均值为0.75 ng·L-1.由表 6可以看出, 武汉典型饮用水水源中OCPs的检出浓度与白洋淀表层水体中(0.69~4.50 ng·L-1)、钱塘江杭州段干流(1.32~6.68 ng·L-1)和千岛湖库区(1.90~7.60 ng·L-1)相当, 略低于固城湖水体(26.74~46.12 ng·L-1).由此可知, 武汉典型饮用水水源OCPs的污染程度相对较轻.检出物质为六氯苯、五氯苯、九氯、氯丹和DDE类, 其中六氯苯在我国已有50多年的生产历史, 是我国POPs污染场地的主要污染源之一, 六氯苯的主要来源可以分成历史残留污染源和新引入的污染源两类.虽然六氯苯在我国已经被禁止作为农药直接使用, 但由于六氯苯的持久性, 使其可以在水体、土壤和沉积物等环境介质中存留数年甚至数十年或更长的时间, 另外杀虫剂、杀菌剂、合成橡胶助剂、木材防腐剂和有机合成化工原料的生产等成为六氯苯新的污染来源.氯丹是一种广谱有机氯杀虫剂, 广泛用于控制农作物和森林的病虫害, 也用于家庭和工业等的白蚁防治.工业合成的DDT杀虫剂进入到自然环境中以后, 在好氧条件下, DDT代谢成为DDE[16], 由此表明检出的DDE可能来源于DDT在长期环境中的降解.

图 4 武汉典型饮用水水源中ρ(ΣOCPs) Fig. 4 Distribution of ρ(ΣOCPs) in typical drinking water sources in Wuhan

表 6 国内各地区湖泊和河流水体中OCPs对比1)/ng·L-1 Table 6 Comparison of OCPs in lake and river waters in different regions of China/ng·L-1

2.3 PCBs检出结果

武汉典型饮用水水源PCBs检出结果如表 7所示.除TetraCBs-44、TetraCBs-52、NonaCBs-206和DecaCB-209未被检出外, 共有24种物质被检出.检出率方面, PentaCBs-105检出率最高, 达到65.38%; 其次是PentaCBs-114和PentaCBs-118, 分别为61.54%和50.00%;检出率最低的物质为DiCBs-8、TriCBs-18、TetraCBs-77、TetraCBs-81、PentaCBs-101和OctaCBs-195, 均只在1个点位被检出.检出浓度方面, 检出HeptaCBs-180浓度最大, 范围为ND~11.79 ng·L-1, 平均浓度为1.24 ng·L-1; 其次是HeptaCBs-189, 检出范围为ND~8.70 ng·L-1, 平均浓度为0.39 ng·L-1; TriCBs-18浓度最小, 平均浓度为0.01 ng·L-1.

表 7 武汉典型饮用水水源PCBs检出情况1) Table 7 Detection of PCBs in typical drinking water sources in Wuhan

各点位PCBs组分的累积浓度如图 5所示.检出最高的组分为HeptaCBs-180, 达11.79 ng·L-1, 在4号点位出现, 远高于我国的滴水湖(0.16~0.45 ng·L-1)[37], 略高于南山老龙洞岩溶地下水(1.6~5.4)[38]检出浓度.其余PCBs组分的浓度较低, 由表 8所示, 武汉典型饮用水源检出PCBs与上海市地表水中(ND~34.84 ng·L-1)、北京市地表水中(2.99~32.7 ng·L-1)和太湖上游(4.24~14.46 ng·L-1)污染程度相当, 略高于意大利台伯河(0.19~6.82 ng·L-1), 远低于埃及尼罗河三角洲水体(14 400.00~20 200.00 ng·L-1).根据我国《地表水环境质量标准》(GB 3838-2002), 允许在水中的ρ(ΣPCBs)限值为20 ng·L-1, 而EPA规定的水中允许ρ(ΣPCBs)限值为14 ng·L-1, 4号和9号点位PCBs显著超标, 其余点位PCBs均满足我国地表水环境质量标准的限值.4号和9号点位位于汉江下游, 这2个点位可能受到了城市点源的污染.但是本研究只进行了单次采样检测, 不能反映PCBs的全年丰度水平, 后续还将开展跟踪监测, 充分了解PCBs污染状况.水体中PCBs的赋存特征通常与它们的分子结构和迁移转化有关.由表 7可知, 武汉典型饮用水水源中PCBs同系物的累积浓度排序为: 七氯联苯>五氯联苯>六氯联苯>四氯联苯.由此可知, 难降解的高氯联苯同系物在水体中浓度相对更高, 这些物质更容易在水体中残留, 这与程加德等[40]的研究结果相一致.

图 5 武汉典型饮用水水源中PCBs累积浓度 Fig. 5 Cumulative concentrations of PCBs in typical drinking water sources in Wuhan

表 8 国内外各地区湖泊和河流水体中PCBs对比1)/ng·L-1 Table 8 Comparison of PCBs in lake and river waters in different regions of China and abroad/ng·L-1

3 健康风险评估

为了评估人体暴露在低剂量POPs下的健康风险, 本研究对所检出的POPs物质均纳入风险评价范围, 在评价时只考虑了通过饮水途径所造成的健康风险.PAHs各物质的毒性当量因子和致癌斜率因子参考文献[22, 23], OCPs和PCBs各物质的致癌斜率因子与非致癌参考剂量见表 9.

表 9 OCPs和PCBs物质致癌斜率因子与非致癌参考剂量参数 Table 9 Carcinogenic slope factor and non-carcinogenic reference dose parameters of OCPs and PCBs

3.1 PAHs健康风险评估

对武汉典型饮用水水源26个水样中PAHs进行健康风险评估, 结果如图 6所示.采样点对不同人群的致癌风险指数范围分别为1.17×10-6~2.22×10-5、1.33×10-6~2.52×10-5和1.60×10-6~3.03×10-5.武汉典型水源地26个水样的致癌健康风险指数均处于10-6~10-4范围, 对人体可能产生潜在的致癌风险, 特别是对儿童的健康风险相对更大, 这与刘佳等[47]和Shi等[48]的研究结果相一致.

图 6 武汉典型饮用水水源中PAHs致癌风险指数 Fig. 6 Carcinogenic risk index of PAHs in typical drinking water sources in Wuhan

3.2 OCPs健康风险评估

对武汉典型饮用水水源中OCPs进行健康风险评估, 结果如图 7所示.研究区域不同人群OCPs暴露致癌风险指数范围分别为0~2.72×10-7、0~3.09×10-7和0~3.71×10-7, 非致癌风险指数范围分别为0~4.67×10-4、0~5.31×10-4和0~6.38×10-4.由此可知, 研究区域致癌风险指数均低于10-6, 表明不会对人体产生致癌风险; 儿童和成人的非致癌风险指数均远小于1, 表明水体中的OCPs不会对人体产生非致癌风险.

图 7 武汉典型饮用水源水体中OCPs致癌和非致癌风险指数 Fig. 7 Carcinogenic and non-carcinogenic risk indexes of OCPs in typical drinking water sources in Wuhan

3.3 PCBs健康风险评估

对武汉典型饮用水水源中PCBs进行健康风险评估, 结果如图 8所示.成年男性、成年女性和儿童这3种不同人群PCBs暴露致癌风险指数范围分别为0~4.83×10-5、0~5.51×10-5和0~6.12×10-5, 非致癌风险指数范围分别为0~0.11、0~0.12和0~0.14.致癌风险指数在10-6~10-4, 对人体可能产生潜在的健康危害; 非致癌风险指数均小于1, 不会对人体产生非致癌风险.因此, 建议重视武汉典型饮用水水源中PCBs的污染, 特别是HeptaCBs-180和HeptaCBs-189物质, 以保障饮用水安全.

图 8 武汉典型饮用水水源中PCBs致癌和非致癌风险指数 Fig. 8 Carcinogenic and non-carcinogenic risk indexes of PCBs in typical drinking water sources in Wuhan

4 结论

(1) 武汉典型饮用水水源地26个采样点均有PAHs检出, 萘检出浓度最大, 二氢苊检出浓度最小, PAHs主要以中低环芳烃为主, 来源于以石油源为主的混合源.武汉典型饮用水水源PAHs污染程度总体较低, 污水处理厂尾水排口处的PAHs污染水平相对较高.

(2) 武汉典型饮用水水源地共有8种OCPs被检出, OCPs浓度水平相对较低.共有24种PCBs被检出, PCBs主要以不易降解的高氯联苯为主, 部分点位PCBs浓度超过我国地表水环境质量标准限值, HeptaCBs-180浓度相对较高, 需持续关注和跟踪监测.

(3) 健康风险评估结果显示, 武汉典型饮用水水源PAHs和PCBs的致癌风险指数均处于10-6~10-4范围, 对人体可能产生潜在的致癌风险; OCPs和PCBs的非致癌风险指数均小于1, 不会对人体产生非致癌风险.

参考文献
[1] 员晓燕, 杨玉义, 李庆孝, 等. 中国淡水环境中典型持久性有机污染物(POPs)的污染现状与分布特征[J]. 环境化学, 2013, 32(11): 2072-2081.
Yuan X Y, Yang Y Y, Li Q X, et al. Present situation and distribution characteristics of persistent organic pollutants in freshwater in China[J]. Environmental Chemistry, 2013, 32(11): 2072-2081. DOI:10.7524/j.issn.0254-6108.2013.11.009
[2] 韩雪欣, 林娜娜, 刘莎, 等. 羟基氧化铁对太湖底泥中多氯联苯微生物厌氧脱氯的影响[J]. 环境科学研究, 2021, 34(6): 1359-1369.
Han X X, Lin N N, Liu S, et al. Effects of ferric oxyhydroxide on anaerobic microbial dechlorination of polychlorinated biphenyls in Taihu Lake sediments[J]. Research of Environmental Sciences, 2021, 34(6): 1359-1369.
[3] 李慧, 李捷, 宋鹏, 等. 东北小兴凯湖沉积物POPs污染特征及生态风险评价[J]. 环境科学, 2021, 42(1): 147-158.
Li H, Li J, Song P, et al. Characteristics and ecological risk assessment of POPs pollution in sediments of Xiaoxingkai Lake in the Northeast China[J]. Environmental Science, 2021, 42(1): 147-158.
[4] 万宏滨, 周娟, 罗端, 等. 长江中游湖泊表层沉积物多环芳烃的分布、来源特征及其生态风险评价[J]. 湖泊科学, 2020, 32(6): 1632-1645.
Wan H B, Zhou J, Luo D, et al. Distribution, source characteristics and ecological risk assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons in surface sediments of lakes along the middle reaches of the Yangtze River[J]. Journal of Lake Sciences, 2020, 32(6): 1632-1645.
[5] 郭广慧, 吴丰昌, 何宏平, 等. 太湖水体多环芳烃生态风险的空间分布[J]. 中国环境科学, 2012, 32(6): 1032-1039.
Guo G H, Wu F C, He H P, et al. Spatial distribution of ecological risk of polycyclic aromatic hydrocarbons in the surfacewaters of Lake Taihu[J]. China Environmental Science, 2012, 32(6): 1032-1039. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2012.06.012
[6] 王元, 刘桂建, 刘荣琼. 巢湖湖区及入湖河流表层水体、沉积物中有机氯农药分布及风险评价[J]. 环境化学, 2019, 38(3): 669-678.
Wang Y, Liu G J, Liu R Q. Distribution and ecological risk assessment of organochlorine pesticides in surface water and sediment samples of Lake Chaohu and its inflow rivers[J]. Environmental Chemistry, 2019, 38(3): 669-678.
[7] 许妍, 陈佳枫, 徐磊, 等. 白洋淀表层沉积物中有机氯农药和全多氯联苯的分布特征及风险评估[J]. 湖泊科学, 2020, 32(3): 654-664.
Xu Y, Chen J F, Xu L, et al. Distribution and risk assessment of organochlorine pesticides and polychlorinated biphenyls in surficial sediments from Lake Baiyangdian[J]. Journal of Lake Sciences, 2020, 32(3): 654-664.
[8] 林莉, 董磊, 李青云, 等. 三峡库区水体和底泥中多环芳烃和邻苯二甲酸酯类分布和来源[J]. 湖泊科学, 2018, 30(3): 660-667.
Lin L, Dong L, Li Q Y, et al. Distribution and sources of polycyclic aromatic hydrocarbons and phthalic acid esters in water and surface sediment from the Three Gorges Reservoir[J]. Journal of Lake Sciences, 2018, 30(3): 660-667.
[9] Breivik K, Gioia R, Chakraborty P, et al. Are reductions in industrial organic contaminants emissions in rich countries achieved partly by export of toxic wastes[J]. Environmental Science & Technology, 2011, 45(21): 9154-9160.
[10] Petro E M L, Covaci A, Leroy J L M R, et al. Occurrence of endocrine disrupting compounds in tissues and body fluids of Belgian dairy cows and its implications for the use of the cow as a model to study endocrine disruption[J]. Science of the Total Environment, 2010, 408(22): 5423-5428. DOI:10.1016/j.scitotenv.2010.07.051
[11] Secretariat of the Stockholm Convention. Stockholm convention[EB/OL]. http://chm.pops.int/TheConvention/ThePOPs/tabid/673/Default.aspx, 2021-01-03.
[12] Yang Z, Wang H, Saito Y, et al. Dam impacts on the Changjiang (Yangtze) River sediment discharge to the sea: The past 55 years and after the Three Gorges Dam[J]. Water Resources Research, 2006, 42(4). DOI:10.1029/2005WR003970
[13] Chen J, Wu X D, Finlayson B L, et al. Variability and trend in the hydrology of the Yangtze River, China: annual precipitation and runoff[J]. Journal of Hydrology, 2014, 513: 403-412. DOI:10.1016/j.jhydrol.2014.03.044
[14] Wang Z Y, Chen Q W, Zhang J Y, et al. Characterization and source identification of tetracycline antibiotics in the drinking water sources of the lower Yangtze River[J]. Journal of Environmental Management, 2019, 244: 13-22. DOI:10.1016/j.jenvman.2019.04.070
[15] Wang Z M, Shao D G, Westerhoff P. Wastewater discharge impact on drinking water sources along the Yangtze River (China)[J]. Science of the Total Environment, 2017, 599-600: 1399-1407. DOI:10.1016/j.scitotenv.2017.05.078
[16] 暴志蕾, 赵兴茹, 耿梦娇, 等. 长三角地区饮用水源地沉积物中有机氯农药污染特征[J]. 环境化学, 2016, 35(6): 1237-1245.
Bao Z L, Zhao X R, Geng M J, et al. Characteristics of organochlorine pesticides in the sediments from the drinking water source of the Yangtze River delta region[J]. Environmental Chemistry, 2016, 35(6): 1237-1245.
[17] US EPA. IRIS (Integrated Risk Information System)[EB/OL]. http://www.epa.gov/iris, 2021-04-02.
[18] 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.
[19] 环境保护部. 中国人群暴露参数手册(儿童卷: 6~17岁)[M]. 北京: 中国环境出版社, 2016.
[20] 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.
[21] Keshavarzi B, Abbasi S, Moore F, et al. Contamination level, source identification and risk assessment of potentially toxic elements (PTEs) and polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in street dust of an important commercial center in Iran[J]. Environmental Management, 2018, 62(4): 803-818. DOI:10.1007/s00267-018-1079-5
[22] Nisbet I C T, Lagoy P K. Toxic equivalency factors (TEFs) for polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs)[J]. Regulatory Toxicology and Pharmacology, 1992, 16(3): 290-300. DOI:10.1016/0273-2300(92)90009-X
[23] 昌盛, 樊月婷, 付青, 等. 北江枯水期多环芳烃的污染分布特征与风险评估[J]. 西北大学学报(自然科学版), 2020, 50(1): 57-67.
Chang S, Fan Y T, Fu Q, et al. Pollution distribution characteristics and risk assessment of polycyclic-aromatic hydrocarbons in surface water and sedment of Beijiang River[J]. Journal of Northwest University (Natural Science Edition), 2020, 50(1): 57-67.
[24] 贾天琪, 雷荣荣, 武小琳, 等. 长江下游支流水体中多环芳烃的分布及生态风险评估[J]. 环境科学, 2020, 41(5): 2221-2228.
Jia T Q, Lei R R, Wu X L, et al. Distribution, sources, and risk assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in tributary waters of the lower reaches of the Yangtze River, China[J]. Environmental Science, 2020, 41(5): 2221-2228.
[25] Eremina N, Paschke A, Mazlova E A, et al. Distribution of polychlorinated biphenyls, phthalic acid esters, polycyclic aromatic hydrocarbons and organochlorine substances in the Moscow River, Russia[J]. Environmental Pollution, 2016, 210: 409-418. DOI:10.1016/j.envpol.2015.11.034
[26] Wang J X, Bi Y H, Pfister G, et al. Determination of PAH, PCB, and OCP in water from the Three Gorges Reservoir accumulated by semipermeable membrane devices (SPMD)[J]. Chemosphere, 2009, 75(8): 1119-1127. DOI:10.1016/j.chemosphere.2009.01.016
[27] Yang D, Qi S H, Zhang Y, et al. Levels, sources and potential risks of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in multimedia environment along the Jinjiang River mainstream to Quanzhou Bay, China[J]. Marine Pollution Bulletin, 2013, 76(1-2): 298-306. DOI:10.1016/j.marpolbul.2013.08.016
[28] Chen Y Y, Zhu L Z, Zhou R B. Characterization and distribution of polycyclic aromatic hydrocarbon in surface water and sediment from Qiantang River, China[J]. Journal of Hazardous Materials, 2007, 141(1): 148-155. DOI:10.1016/j.jhazmat.2006.06.106
[29] Sarria-Villa R, Ocampo-Duque W, Páez M, et al. Presence of PAHs in water and sediments of the Colombian Cauca River during heavy rain episodes, and implications for risk assessment[J]. Science of the Total Environment, 2016, 540: 455-465. DOI:10.1016/j.scitotenv.2015.07.020
[30] Amoako J, Ansa-Asare O D, Karikari A Y, et al. Levels of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in the densu river basin of Ghana[J]. Environmental Monitoring and Assessment, 2011, 174(1-4): 471-480. DOI:10.1007/s10661-010-1471-y
[31] 孙恬, 叶斌, 王延华, 等. 中国湖泊PAHs污染现状及其源解析研究进展[J]. 环境科学与技术, 2020, 43(6): 151-160.
Sun T, Ye B, Wang Y H, et al. Pollution of PAHs in China's lakes and its source apportionment: a review[J]. Environmental Science & Technology, 2020, 43(6): 151-160.
[32] Chen C F, Chen C W, Dong C D, et al. Assessment of toxicity of polycyclic aromatic hydrocarbons in sediments of Kaohsiung Harbor, Taiwan[J]. Science of the Total Environment, 2013, 463-464: 1174-1181. DOI:10.1016/j.scitotenv.2012.06.101
[33] 王乙震, 张俊, 周绪申, 等. 白洋淀多环芳烃与有机氯农药季节性污染特征及来源分析[J]. 环境科学, 2017, 38(3): 964-978.
Wang Y Z, Zhang J, Zhou X S, et al. Seasonal pollution characteristics and source identification of polycyclic aromatic hydrocarbons and organochlorine pesticides in surface water of Baiyangdian Lake[J]. Environmental Science, 2017, 38(3): 964-978.
[34] 唐访良, 张明, 徐建芬, 等. 钱塘江(杭州段)水中有机氯农药残留污染特征及健康风险评价[J]. 环境科学学报, 2015, 35(11): 3595-3603.
Tang F L, Zhang M, Xu J F, et al. Pollution characteristics and health risk assessment of organochlorine pesticides (OCPs) in Qiantang River, Hangzhou Section[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2015, 35(11): 3595-3603.
[35] 唐访良, 张明, 徐建芬, 等. 千岛湖库区及其主要入库河流水中有机氯农药残留污染特征及健康风险评价[J]. 环境科学, 2014, 35(5): 1735-1741.
Tang F L, Zhang M, Xu J F, et al. Pollution characteristics and health risk assessment of organochlorine pesticides (OCPs) in the water of Lake Qiandao and its major input rivers[J]. Environmental Science, 2014, 35(5): 1735-1741.
[36] 阚可聪, 谷孝鸿, 李红敏, 等. 固城湖及出入湖河道表层水体、沉积物和鱼体中有机氯农药分布及风险评估[J]. 环境科学, 2020, 41(3): 1346-1356.
Kan K C, Gu X H, Li H M, et al. Distribution and risk assessment of OCPs in surface water, sediments, and fish from Lake Gucheng and inflow and outflow rivers[J]. Environmental Science, 2020, 41(3): 1346-1356.
[37] 王薛平, 黄星, 毕春娟, 等. 滴水湖及其环湖水系沉积物、土壤中多氯联苯的空间分布特征及风险评价[J]. 环境科学, 2016, 37(6): 2121-2130.
Wang X P, Huang X, Bi C J, et al. Spatial distribution characteristics and risk assessment of polychlorinated biphenyls (PCBs) in sediments and soils from the Dishui Lake and its river system[J]. Environmental Science, 2016, 37(6): 2121-2130.
[38] 叶凯, 孙玉川, 贾亚男, 等. 岩溶地下水水体中有机氯农药和多氯联苯的残留特征及健康风险评价[J]. 环境科学, 2020, 41(12): 5448-5457.
Ye K, Sun Y C, Jia Y N, et al. Residual characteristics and health assessment analysis of OCPs and PCBs in karst groundwater[J]. Environmental Science, 2020, 41(12): 5448-5457.
[39] 邵阳, 杨国胜, 刘韦华, 等. 北京地区地表水中OCPs和PCBs的污染分析[J]. 中国环境科学, 2016, 36(9): 2606-2613.
Shao Y, Yang G S, Liu W H, et al. The study of organochlorine pesticides and polychlorinated biphenyls in surface water around Beijing[J]. China Environmental Science, 2016, 36(9): 2606-2613. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2016.09.009
[40] 程加德, 任晓鸣, 邱阳, 等. 太湖上游多氯联苯的分布、来源及风险评价[J]. 生态环境学报, 2020, 29(12): 2433-2440.
Cheng J D, Ren X M, Qiu Y, et al. Distribution, source and risk assessment of PCBs in the Upstream of Taihu Lake Basin[J]. Ecology and Environmental Sciences, 2020, 29(12): 2433-2440.
[41] Montuori P, Aurino S, Garzonio F, et al. Polychlorinated biphenyls and organochlorine pesticides in Tiber River and Estuary: occurrence, distribution and ecological risk[J]. Science of the Total Environment, 2016, 571: 1001-1016. DOI:10.1016/j.scitotenv.2016.07.089
[42] Megahed A M, Dahshan H, Abd-El-kader M A, et al. Polychlorinated biphenyls water pollution along the river Nile, Egypt[J]. The Scientific World Journal, 2015, 2015. DOI:10.1155/2015/389213
[43] Wu C F, Luo Y M, Gui T, et al. Concentrations and potential health hazards of organochlorine pesticides in shallow groundwater of Taihu Lake region, China[J]. Science of the Total Environment, 2014, 470-471: 1047-1055. DOI:10.1016/j.scitotenv.2013.10.056
[44] 冯焕银, 傅晓钦, 张倩, 等. 宁波市郊农业土壤中持久性毒害污染物的残留现状及健康风险评估[A]. 见: 2013中国环境科学学会学术年会论文集(第四卷)[C]. 昆明: 中国环境科学学会, 2013.
[45] US EPA, Office of Solid Waste Emergency Response, Waste and Cleanup Risk Assessment. Risk Assessment Guidance for Superfund (RAGS), Volume I: Human Health Evaluation Manual (Part E, Supplemental Guidance for Dermal Risk Assessment) Interim[S]. 2009.
[46] 赵宾峰, 祝翔宇, 廖一波, 等. 象山港沉积物与生物体中多氯联苯分布特征与暴露风险[J]. 环境化学, 2020, 39(10): 2742-2752.
Zhao B F, Zhu X Y, Liao Y B, et al. Distribution features and exposure risk of polychlorinated biphenyls (PCBs) in sediments and marine organisms from Xiangshan Bay, China[J]. Environmental Chemistry, 2020, 39(10): 2742-2752. DOI:10.7524/j.issn.0254-6108.2019071702
[47] 刘佳, 丁洋, 祁士华, 等. 韩江流域土壤中有机氯农药的特征分布[J]. 环境科学, 2018, 39(11): 5127-5134.
Liu J, Ding Y, Qi S H, et al. Characteristics of organochlorine pesticides (OCPs) in soil samples of Hanjiang River basin, Southeast China[J]. Environmental Science, 2018, 39(11): 5127-5134.
[48] 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