滹沱河冲洪积扇地下水中多环芳烃的污染特征

昌 盛,耿梦娇,刘 琰*,万文胜,王山军



滹沱河冲洪积扇地下水中多环芳烃的污染特征

昌 盛1,2,耿梦娇1,2,刘 琰1,2*,万文胜1,2,王山军1,2

(1.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；2.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)

为调查滹沱河冲洪积扇地下水中多环芳烃(PAHs)的污染状况,采用气相色谱-质谱法对该区16种US EPA优先控制的PAHs进行了分析,并对PAHs的污染水平,空间分布,来源与饮水健康风险进行了调查与评估.结果表明,51个点位中仅有2个点位未检出PAHs, PAHs的浓度范围为未检出~334.3ng/L,平均值为58.0ng/L,低于国内报道的其他地区的污染水平.研究区岗黄水库之间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个水文地质单元PAHs平均浓度分别为215.2ng/L, 9.8ng/L,9.2ng/L, 其中G1以3~4环PAHs为主,而G2, G3以2~3环PAHs为主.分子比值法污染源解析表明,G1单元地下水PAHs污染源主要为煤与生物质燃烧,而G2, G3单元污染源主要为石油制品.采用US EPA推荐的方法对研究区地下水饮水健康风险进行评价,发现研究区G1单元PAHs饮水终生致癌风险平均值为2.1×10-5,超过可接受水平,应当引起关注.

多环芳烃；滹沱河；地下水；污染特征；风险评估

多环芳烃(PAHs)是一种含两个或多个苯环而广泛存在于环境中的一类典型化学物质,由于其具备持久性,致癌性,致突变特性[1-2],受到了广泛的关注,美国联邦环保署(US EPA)将其中的16种不带支链的PAHs列入优先控制污染物[3-4].近20年来,大量研究者对PAHs的分布与来源进行了调查研究[5],研究表明PAHs可来源于自然源,但因人类活动而产生的污染源占绝大部分[6].其中热解和石油是环境中两种典型的人类污染源,如因木材,石油,沥青和工业废物的不完全燃烧和粗油,石油的重复冶炼均能排放PAHs[7].PAHs一旦产生,其可经过废水排放,地表水补给,地表径流和渗滤, 大气沉降和诸如石油泄漏等其他途径进入地下水环境中[8].在地下介质环境中, PAHs可存在于土壤, 颗粒悬浮物,岩层,水等环境中,而地下水作为重要的水资源载体,是我国很多地区和城市重要的工农业生产的用水来源,直接关系到人民健康安全,因此,对地下水中的PAHs开展研究具有重要意义[5].

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[9],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[10].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.根据文献报道,针对该区域的地下水环境污染问题,已有相关研究报道,但目前的研究主要集中在无机组分(如氮素,钙,镁,氯离子等)上[11],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[12],而关于此区域地下水中PAHs环境行为的研究还未见报道.然而,该研究区能源消耗以燃煤为主,工业结构中石油,化工,钢铁产业比重较大[11],多环芳烃的潜在污染源多,所以,研究该区域地下水中PAHs的污染特征将具有重要的现实意义.为此,本文选取滹沱河冲积扇作为研究区,以PAHs为典型持久性污染物,分析了研究区PAHs的污染特征,来源,并对PAHs的饮水健康风险进行了评价,以期为区域地下水污染防治提供数据支撑.

1 材料和方法

1.1 化学标准品及主要试剂

对EPA确定的16种优先控制的PAHs进行了检测分析.包括萘(Nap),苊烯(Acy),苊(Ace),芴(Fl),菲(Phe),蒽(Ant),荧蒽(Flu),芘(Pyr),苯并[a]蒽(BaA),(Chr),苯并[b]荧蒽(BbF),苯并[k]荧蒽(BkF),苯并[a]芘(BaP),二苯并[ah]蒽(DBA),苯并[ghi]苝(BgP),茚并[123-cd]芘(InP)等16种PAHs的混标由美国AccuStandard公司生产(货号211051060-02).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:岗黄水库之间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个水文地质单元.同时,根据研究区水文地质单元的划分,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(G1-1~G1-12,井深13~ 15m),G2单元采集水样22个(G2-1~G2-22,井深25~70m), G3单元采集水样17个(G3-1~G3-17,井深45~100m),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2000mL,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7d内完成样品前处理.

1.3 水样预处理与测试分析

水样的分析方法主要参考文献[13].经0.45μm玻璃纤维膜过滤后的水样中掺加回收率指示物菲-d10,浓度与实际水样中多环芳烃浓度预估值接近,经Oasis HLB固相小柱(500mg/6mL, Waters,美国)富集.过柱前,HLB柱依次用二氯甲烷,甲醇,蒸馏水各5mL活化平衡.加载水样后,调节真空度以保持流速为5mL/min左右.待1L水样全部抽干后,以10mL二氯甲烷按3:3:4的比例分3次洗脱每支小柱.洗脱液在旋转蒸发仪上(BUbCHI R200,瑞士)浓缩,并置换溶剂为正己烷,柔和高纯氮气吹蒸至1mL左右.浓缩后样品经硅胶/氧化铝复合柱净化,以正己烷湿法装柱,在10mm内径的层析柱内依次填入12cm硅胶, 6cm氧化铝和1cm无水硫酸钠.加载样品以70mL混合溶剂洗脱.混合溶剂中正己烷与二氯甲烷体积比7:3.净化洗脱液经旋蒸浓缩并置换溶剂为正己烷,最后添加内标化合物六甲基苯,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(0.25mm×60m× 0.25μm),载气为氮气,流速恒定为1mL/min,线速度26cm/s.进样口温度250℃,MSD 300℃,电子能量70eV,选择离子模式(SIM) 扫描,升温程序为初始温度60℃, 保持2min;以 10℃/min升至120℃;再以4℃/min升至290℃,保持10min.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中加入定量的PAHs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.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.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,方法空白试验中16种PAHs均未被检出,样品回收率为82.3%~ 114.2%,实际水样中掺混菲-d10回收率达到77.5%~90.3%.以1L水样计算,方法检出限范围为0.2~1.5ng/L.

2 结果与分析

2.1 PAHs检出情况与浓度

由表1可知,PAHs的检出率96.1%,在51个样品中,仅有G2-18和G3-10两个采样点未检出PAHs.检出的PAHs中,2环,3环,4环PAHs的检出率分别为92.2%,72.5%,62.7%,其中萘,苊烯,菲的检出率较高,介于72.5%~92.2%间,其次是苊,芴,蒽,荧蒽,芘,检出率介于60.8%~ 66.7%,而高环数PAHs检出率较低,其中5环的二苯并(a,h)蒽在所有样品中均未被检出,茚苯(1,2,3-cd)芘和6环的苯并(g,h,i)苝检出率均为15.7%.

研究区∑PAHs浓度范围为n.d.~333.4ng/L,平均值为58.0ng/L,其中低环数2环,3环和4环∑PAHs平均浓度分别为10.7ng/L,28.3ng/L和20.5ng/L,高环数5环,6环∑PAHs的平均浓度较低,分别为3.0ng/L和0.5ng/L (表1).以上结果均表明,研究区地下水中低环数PAHs检出率和检出浓度比高环数PAHs均要明显偏高.分析认为这与PAHs各组分的理化性质密切相关.因为高环数PAHs的辛醇-水分配系数较大,易被吸附到土壤有机质当中[14],低环数PAHs则更易迁移至地下水中,此外,低环数PAHs溶解度大,其在土壤中相对要容易迁移,不易被包气带土壤吸附去除,所以,低环数PAHs在地下水中的浓度较高环数要高.然而,PAHs的迁移还受水生生物富集因子,土壤有机质吸附,共存PAHs吸附及其生物降解等因素有关[15],因此,本研究中不同分子量PAHs在地下水中的实际浓度并非完全按照辛醇-水分配系数或溶解度大小呈现出来.各单体多环芳烃的检测结果也证实了这点.如菲的平均浓度最大,达到20.5ng/L,芴、荧蒽、芘、、苯并(b)荧蒽的平均浓度依次为5.2,5.1,4.7,4.3, 4.0ng/L,而苊烯,苊,苯并(k)荧蒽的平均检出浓度较小,仅1ng/L左右.

表1 PAHs的检出浓度情况 Table 1 PAHs concentration in the groundwater of the study field

注:n.d.为未检出.

2.2 各地区地下水PAH污染水平的比较

表2 国内地下水中PAHs污染水平的比较 Table 2 Comparison of the PAHs pollution levels of groundwater in China in literature

注:a.丰水期;b.枯水期;n.d.为未检出.

根据文献资料,有关地下水中多环芳烃的研究不多,且国内对西南地区岩溶型地下水的调查较为集中,再就是有关江汉平原四湖流域,沈阳细流河流域及太湖平原地区也有部分报道.对国内有关地下水PAHs及各组分污染水平进行比较,发现除太湖平原城近郊区地下水中多环芳烃以3~4环PAHs为主外,其他地区地下水中多环芳烃均以2~3环PAHs为主.同时,从表2可见,已有报道的岩溶地下水中PAHs浓度较高,其污染浓度水平甚至可相差2个数量级,如山西郭庄泉,重庆南川后沟泉地下水中PAHs平均浓度分别高达5020,2134.8ng/L,而江汉平原四湖流域,沈阳细流河流域地下水中PAHs的平均浓度介于82.85~234.5ng/L间.分析认为,由于岩溶区具有特殊的地表地下双层结构,其土层浅薄,且大多岩溶漏斗底部与管道,地下河相连接,从而使得岩溶地下水中的PAHs被土壤,岩层中有机质吸附少,使PAHs更容易随降雨等地表径流通过竖井,落水洞,天坑等进入岩溶地下系统,造成污染.值得注意的是,与已有的非岩溶地下水PAHs污染水平相比,滹沱河地下水中PAHs的污染水平低于其他研究区,平均浓度仅为58.0ng/L,说明该区域PAHs污染程度较低.但根据已有的研究报道[16],因枯水期地下水受地表水径流补给作用强,以及北方冬季燃煤供暖作用,一般而言,PAHs在枯水期的污染程度较丰水期要重,因此,后续将继续开展在枯水期该区域的PAHs污染特征研究.

2.3 PAHs的空间分布特征

为进一步明晰地下水中PAHs的空间分布特征,对研究区3个水文地质单元中多环芳烃各组分的检出浓度进行了分析.从检出情况来看,岗南水库之间河谷裂隙孔隙水单元(G1)的12个采样点仅二苯并(a,h)蒽未检出,对于滹沱河冲洪积扇扇顶部孔隙水单元(G2)而言,除二苯并(a,h)蒽外,还有苯并(a)芘,茚苯(1,2,3-cd)芘,二苯并(a,h)蒽,苯并(g,h,i)苝共4种PAHs未检出,而对于滹沱河冲洪积扇扇中部孔隙水单元(G3)而言,除上述4种PAH外,还包含苯并(b)荧蒽,苯并(k) 荧蒽,共计6种PAHs未检出.这表明,各水文地质单元中PAHs的污染特征存在差异.从∑PAHs及各组分的均值浓度来看,G1单元∑PAHs的平均浓度最大,为215.2ng/L,其次为G2,∑PAHs平均浓度为9.8ng/L,G3单元PAHs总体污染水平最低,∑PAHs的平均浓度仅为9.2ng/L.分析认为,这与研究区的水文地质条件密切相关.对于G1单元而言,地下水主要接受大气降水补给,因G1单元水位埋藏浅(2~20m),含水层上覆盖层土壤厚度低,加之其含水层以各种片麻岩及大理岩裂隙,溶蚀裂隙和第四系松散冲积物为主,大气干湿沉降带入的PAHs被吸附的少,所以G1单元PAHs污染水平较高,其次,因G1单元主要土地利用类型为农田,农村人口多,生物质和煤炭燃料用量大,PAHs排放量大,所以G1单元高环数PAHs的检出率及浓度水平相对也较高;对于G3单元而言,因其地下水埋深较G1, G2要大,上覆盖层土壤厚度相对较大,且该区域含水层岩性为砂砾卵石,含砾粗砂,渗透系数相对较小,其PAHs受地表渗入影响较G1,G2要小,特别是对于辛醇-水系数较大的高环数PAHs而言,其更易被土壤有机质吸收,所以,G3单元∑PAHs浓度最低,且中高环数PAHs的检出率和浓度也最低(表3).综上所述,地下水中PAHs的分布受水文地质条件的影响,对于埋深大,上覆盖层厚度大,渗透系数小的水文地质单元而言,诸如PAHs等疏水性的有毒有机物易被土壤等有机质吸收,使得地下水中PAHs含量较低.在本研究区中,G1单元PAHs浓度较高, ∑PAHs介于11.0~333.4ng/L间,而G2,G3单元PAHs浓度较低,∑PAHs分别为n.d.~92.1ng/L, n.d.~51.5ng/L.

值得注意的是,虽然3个水文地质单元地下水中PAHs总体污染强度表现为G1>G2>G3,但某些点位的PAHs污染浓度明显偏大.如G3单元中采样点G3-7,G3-14的∑PAHs浓度为41.6ng/L, 51.5ng/L,不仅高于G2单元的平均水平,还高于G2,G3单元中大多数采样点∑PAHs的检出水平(图2).分析认为,这是由于以上两个采样点周边存在典型的工业点源所致.如采样点G3-7北面与藁城天翼热电有限公司,藁城市中润纸业有限公司,藁城化肥厂,鑫鑫木业等4家企业相邻,而热电,化肥,造纸厂均会因工业生产活动燃煤或燃油而排放PAHs,所以,该点位PAHs浓度高.又如,G1单元中的采样点G1-9因临近石家庄西郊供热有限公司,河北西柏坡发电有限公司和河北西柏坡正元化肥厂3个点源,该采样点∑PAHs在G1单元中最大,达到333.4ng/L(图2);G2单元中采样点G2-22因临近河北威远生物化工,且紧靠石津灌渠,地下水易受地表径流和地下渗漏污染,其∑PAHs浓度在G2单元中最高,达到92.1ng/L.以上结果表明,在本研究区中,除了水文地质条件外,人类开发活动也是影响地下水PAHs分布的重要因素.

表3 各水文地质单元PAH污染浓度水平(ng/L) Table 3 Space distribution of PAH in the three groundwater units(ng/L)

另一方面,从各水文地质单元PAHs的组成来看,PAHs各组分含量在各水文地质单元的分布也存在一定差异.如G1单元中,除了G1-1, G1-2两个点外,其他采样点均以3~4环PAH为主,如G1-9中菲,荧蒽,苯并(b)荧蒽,萘,芴浓度分别为97.9ng/L,38.9ng/L,35.6ng/L(图2),三者含量占∑PAHs的近80%;而G2,G3单元地下水中PAHs主要以2~3环PAHs为主,如G2-22号点位中萘,菲浓度分别为31.0ng/L,26.9ng/L(图2),两者含量占∑PAHs的近97%; G3-14中菲,萘浓度分别为133.1ng/L,68.7ng/L(图2),两者含量占∑PAHs的近78%.分析认为,这与各水文地质单元所在区域的产业结构,人类活动特征及土地利用类型有关.如G1单元主要为山区,农业人口多,燃煤比重大,加之地下水埋深浅,地下水受大气沉降补给大,所以高环数PAHs浓度高,而对于G2,G3单元而言,工业生产活动频繁,部分区域集聚着石化,炼钢产业园区,石油产品消耗量大,加之G2,G3相对G1单元而言,其地下水埋深大,上覆盖层和含水介质的渗透系数均较小,高环数PAHs被土壤有机质吸附的要多,因此,G2,G3单元地下水中PAHs主要以2~3环PAHs为主(图2).

2.4 PAHs来源解析

分子比值法是判断环境中PAHs来源的重要方法之一[25],一般采用菲/蒽(Phe/Ant),苯并[a]蒽/[苯并[a]蒽+](BaA/(BaA+Chr)),荧蒽/[荧蒽+芘](Fla/(Fla+Pyr))和茚并[1,2,3-cd]芘/[茚并[1,2,3-cd]芘+苯并[a]芘](InP/(InP+BgP)等5个比值进行判定[18-23].由于研究区51个采样点中茚苯(1,2,3-cd)芘均未被检出,且因苯并[a]蒽,的检出率较低,因此,本文选择Phe/Ant和FlA/FlA+Pyr异构体比值对PAHs的来源进行分析.根据文献[25],通常Phe/Ant>10时,指示 PAHs主要来源于石油,Phe/Ant<10时,表明来源于燃料的高温燃烧;当Fla/(Fla+Pyr)比值<0.40时,表明PAHs主要来自石油源,>0.50表明PAHs主要是煤和生物质的燃烧源,介于0.40~0.50之间则是石油燃烧源.

为调查该研究区域中PAHs的来源特征,采用Phe/Ant对Fla/(Fla+Pyr)做图.根据4种物质的检出情况,可进行Phe/Ant,Fla/(Fla+Pyr)比值计算的点位有31个(图3),其中Phe/Ant比值大于10的点位有近18个,表明研究区PAHs污染源主要为石油制品;当采用Fla/(Fla+Pyr)比值进行判定时,研究区PAHs主要来源却为煤和生物质的燃烧(有26个点位Fla/(Fla+Pyr)大于0.5),然而在龚香宜等[21],王潇媛等[18],南炳旭等[26]的研究中,他们采用以上不同指标的比值进行PAH污染源的判定时,得出的污染来源的结论一致.分析认为,这是由于在龚香宜等[21],王潇媛等[18],南炳旭等[26]的研究中,高环数的PAH浓度达到了十几甚至几十个ng/L水平,在利用Fla/(Fla+Pyr)得到的结论的可信度较强,而本研究区域地下水PAHs浓度较低,特别是对于G2,G3单元的采样点而言,绝大部分点位2环~3环PAHs占∑PAHs的比例接近90%(图2),4环PAHs的检出浓度基本在1ng/L以下水平,因此,采用Fla/(Fla+Pyr)比值的判定方法值得进一步商榷.本研究中,G1单元高环数PAHs检出浓度高,当采用Phe/Ant,Fla /(Fla+Pyr)分子比值法单独就G1单元12个点位PAHs的来源进行分析时,有8个点位得出的结论一致(图3),且均证明PAHs来源于煤和生物质能源燃烧所致,这也正和2.3节中关于G1单元PAHs污染来源的推论一致.这说明,当高环数的检出浓度相对较高时,采用分子比值法进行PAHs溯源的分析结果可信度较高.另一方面,根据Christensen等[7]的研究,石油制品的燃烧产生的特征污染物主要以菲,蒽为主,因此,该研究区G2,G3单元地下水中PAHs主要污染源为石油制品输入.综合上述分析,采用比值分析法进行污染来源的判定时,具有一定的局限性,需要根据PAHs各组分的具体检出情况来选择具体指标判定污染来源,如崔学慧等[22],南炳旭等[26]采用Phe/Ant,Flu/Pyr比值,龚香宜等[21],王潇媛等[18]采用BaA/(BaA+Chr), Fla/(Fla+Pyr)比值,朱樱等[27]采用Fla/(Fla+Pyr, IcdP/(IcdP+BghiP)比值.

2.5 PAHs的饮水风险分析

采用Nisbet等[28]关于PAHs的TEFs(toxic equivalent factors,毒性当量因子)评价方法,即以苯并[a]芘为标准参考物,设其TEF值为1,采用下述公式来计算PAHs的TEQBaP(苯并[a]芘毒性当量浓度:

式中: C为第个PAHs 的质量浓度,ng/L;TEQBaP为基于BaP的毒性当量,ng/L.

同时采用US EPA方法[29],依据下述公式计算饮用受PAH污染的地下水水体的终生致癌风险 (incremental lifetime cancer risk,ILCR):

终生分为5个阶段:婴儿(0~1岁),幼儿(1~3岁),儿童(3~10岁),青少年(10~20岁)和成人(20~74.8岁).

式中: DR为每天饮水量,L/d;CSF为BaP致癌斜率系数,10Kg·d/mg;EF为每年暴露天数,设为365d;ED为暴露年数,a;BW为体重,Kg;AT为人的预期寿命,d.婴儿,幼儿,儿童,青少年和成人的每天饮用水的数量分别为 0.511,0.332,0.447,0.718, 1.227L/d,体重为6.8,12.6,24.1,51.1,63.1kg[30-31].

分析结果显示,51个采样点PAHs终生致癌风险为0~5.2×10-5,平均值为6.9×10-6,高于EPA对致癌物质的可接受水平10-6,特别是研究区婴幼儿饮水致癌风险平均水平偏高,但从各水文地质单元各采样点PAHs终生致癌风险来看,G2,G3单元地下水中PAHs的致癌风险均远小于10-6,风险大小的平均值分别为5.6×10-8,2.8×10-8.致癌风险超过10-6的点位全部集中在G1单元,平均值为2.1×10-5,这表明该单元地下水的环境质量应当引起关注.

表4 饮用受PAH污染的地下水水体的终生致癌风险 Table 4 The carcinogenic risk of PAHs by drinking groundwater in the study area

3 结论

3.1 研究区51个点位中仅有采样点G2-18号和G3-10未检出PAHs,G1-9点位的∑PAHs最高浓度.滹沱河地下水中PAHs的污染水平较低,∑PAHs浓度范围为0~333.4ng/L,平均值为58.0ng/L.

3.2 PAHs的污染分布特征与地区水文地质条件和人类活动有关.三个水文地质单元污染水平由大到小依次为岗南水库之间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),其中G1单元以3-4环PAHs为主,G2,G3单元以2-3环PAHs为主.G2单元中的G2-22,G3单元中的G3-7,G3-14临近多家工业污染源,其地下水中PAHs污染浓度较高.

3.3 采用分子比值法对PAHs污染源进行解析,结果显示G1单元PAHs污染源主要为煤与生物质燃烧源,G2,G3单元PAHs污染源主要为石油制品输入.

3.4 以苯并[a]芘为标准参考物,采用毒性当量因子和US EPA推荐的饮水终生致癌风险评估方法,得出51个采样点PAHs饮水终生致癌风险为0~5.2×10-5,其中仅G1单元地下水中PAHs的致癌风险高于EPA对致癌物质的可接受水平10-6,该单元地下水环境质量应当引起关注.

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* 责任作者, 研究员, liuyan@ craes.org.cn.

Pollution characteristic of polycyclic aromatic hydrocarbons in the groundwater of Hutuo River Pluvial Fan

CHANG Sheng1,2, GENG Meng-jiao1,2, LIU Yan1,2*, WAN Wen-sheng1,2, WANG Shan-jun1,2

(1.State Key Laboratory of Environmental Criteria and Risk Assessment, Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China；2.State Environmental Protection Key Laboratory of Drinking Water Source Protection, Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China)., 2016,36(7)：2058~2066

In order to investigate the pollution status of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in the groundwater of Hutuo River Pluvial Fan, the 16 US EPA priority control PAHs in the groundwater of this region were analyzed by gas chromatography-mass spectrometry. The occurrence, distribution characteristics, sources and their potential probabilistic carcinogenic risk through drinking water were also assessed in this present study. No PAHs were detected in only two water samples among the 51sample sites. The concentration of the ∑PAHs was ranged from not detectable to 333.4ng/L and with the average value of 58.0ng/L. It was less than that of other reported groundwater regions in China. The average concentration of PAHs for the Gangnan reservoir valley fracture pore water unit (G1), the pore water unit of the top of Hutuo River Pluvial fan (G2) and the pore water unit of the middle part of Hutuo River Pluvial fan (G3) was 215.2ng/L, 9.8ng/L, 9.2ng/L, respectively. The 3~4 ring PAHs was dominant in the total PAHs in G1unit, while the 2~3 ring PAHs was dominant in G2 and G3 units. The source pollution of PAHs in this region was appointed by the molecular ratio and it showed that the coal and biomass burning was predominant source for G1unit, whereas the petroleum products were predominant source for G2 and G3 units. The health risk of drinking groundwater in the study area was evaluated by the recommended method by US EPA and the average cancer risk of G1was over acceptable level (2.1×10-5), which indicated that the quality of groundwater in G1should be pay more attention by government.

polycyclic aromatic hydrocarbons(PAHs)；Hutuo river；groundwater；pollution characteristic；risk assessment

X821

A

1000-6923(2016)07-2058-09

昌 盛(1983-),男,湖北仙桃人,博士,主要从事水污染防治、饮用水安全保障与风险评估技术研究.发表论文37篇.

2015-12-13

国家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)