耿夢嬌,昌 盛*,劉 琰,王山軍,韓向云,2(.中國環(huán)境科學研究院,國家環(huán)境保護飲用水水源地保護重點實驗室,北京 0002；2.河北師范大學化學與材料科學學院,石家莊 050024)

滹沱河沖洪積扇深層孔隙水中多環(huán)芳烴和酞酸酯的污染水平與飲水健康風險評估

耿夢嬌1,昌 盛1*,劉 琰1,王山軍1,韓向云1,2(1.中國環(huán)境科學研究院,國家環(huán)境保護飲用水水源地保護重點實驗室,北京 100012；2.河北師范大學化學與材料科學學院,石家莊 050024)

2015年 2月采集石家莊地區(qū)滹沱河沖洪積扇深層孔隙水地下水水樣,采用氣相色譜-質(zhì)譜法測定了 US EPA優(yōu)先控制的多環(huán)芳烴(PAHs)和酞酸酯(PAEs),并對PAEs的飲水健康風險進行了評估.結(jié)果顯示,7個采樣點均檢出PAHs和PAEs,∑PAHs范圍為34.4～598.5ng/L,且2～3環(huán)PAHs的質(zhì)量分數(shù)介于50%～83%;∑PAEs范圍為27.6～25236.7ng/L,其中有3個點位∑PAEs達到20μg/L水平, 且7個點位均以DBP、DEHP為主.與國內(nèi)其他研究區(qū)相比,本研究區(qū)∑PAHs濃度與國內(nèi)非巖溶地下水的污染水平接近,而∑PAEs濃度較高.飲水健康風險評估結(jié)果顯示,僅G2點位的PAHs終生致癌風險指數(shù)小于US EPA推薦的可接受的水平(10-6),其致癌風險可以忽略外,其他點位均具有潛在致癌風險;而對于PAEs飲水終生致癌風險而言,G1、G6、G73個點位的PAEs終生致癌風險也均高于10-6,因此,研究區(qū)深層孔隙水中的PAHs和PAEs污染均應當引起重視.

滹沱河；深層孔隙水；多環(huán)芳烴；酞酸酯；污染特征；風險評估

滹沱河平原地處華北平原西部,處于山前補給區(qū)的第一個過流區(qū),也是南水北調(diào)中線工程地下水調(diào)蓄、地下水回灌的重點區(qū)域[1-2].同時,滹沱河平原地區(qū)有近 80%的公共用水來自地下水,因此,該區(qū)域的地下水質(zhì)量對居民健康十分重要.針對該區(qū)域的地下水環(huán)境污染問題,已有相關(guān)研究報道,但目前的關(guān)注點主要集中在無機組分(如氮素、鈣、鎂、氯離子等)上[3],關(guān)于有機污染物的研究僅有關(guān)于三氯乙烯、四氯化碳等揮發(fā)性有機污染物的報道[4].調(diào)查結(jié)果顯示,華北平原淺層地下水中三氮污染問題突出,為此,該區(qū)域村鎮(zhèn)居民大都采用深層地下水作為飲用水水源,以保障飲水安全.然而,經(jīng)查閱文獻,有關(guān)該區(qū)域深層地下水中有毒有機物的污染水平的調(diào)查研究還鮮有報道,其水質(zhì)安全令人關(guān)注.多環(huán)芳烴(PAHs)和酞酸酯(PAEs)是 2種典型的有毒有機物,具有持久性、致癌性、致突變特性[5-7],均被US EPA列為優(yōu)先控制污染物.目前,在大氣、水體、土壤、生物乃至人體等樣本中均檢出PAHs和PAEs[8-9]. PAHs和PAEs有較強的生物蓄積毒性,一旦其進入自然生態(tài)系統(tǒng),會對公眾健康帶來潛在危害[10].為此,本文選取滹沱河沖洪積扇深層孔隙水地下水為研究對象,對US EPA列為優(yōu)先控制的16種PAHs和6種PAEs污染狀況進行了調(diào)查研究,并對PAHs和PAEs的健康風險進行了評價,以期為地下水的環(huán)境保護提供基礎(chǔ)資料和理論依據(jù).

1 材料與方法

1.1 主要化學試劑

包括萘(Nap)、苊烯(Acy)、苊(Ace)、芴(Fl)、菲(Phe)、蒽(Ant)、熒蒽(Flu)、芘(Pyr)、苯并[a]蒽(BaA)、(Chr)、苯并[b]熒蒽(BbF)、苯并[k]熒蒽(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種PAHs的混標(貨號211051060-02)和鄰苯二甲酸二甲酯(DMP)、鄰苯二甲酸二乙酯(DEP)、鄰苯二甲酸二丁酯(DBP)、鄰苯二甲酸丁基芐基酯(BBP)、鄰苯二甲酸(2-乙基己基)酯(DEHP)和鄰苯二甲酸二辛酯(DOP)等6種PAEs的混標(貨號 M-606)均由美國 AccuStandard公司生產(chǎn).分析測試中所用的正己烷、丙酮和二氯甲烷等溶劑均為農(nóng)殘級,由美國 JTBaker公司生產(chǎn).

1.2 樣品采集與研究區(qū)概況

在研究區(qū)選擇已有的灌溉井和工業(yè)、居民用水井為采樣點位,于2015年2月石家莊藁城區(qū)7個采樣點(井深200～500m)采集深層地下水水樣,采樣點位的分布情況如圖1所示.采樣時,取水樣2000mL,置于預先用鉻酸洗液、蒸餾水和二氯甲烷洗凈的棕色玻璃瓶中,棕色試劑瓶置入加有冰塊的保溫箱,運回實驗室于冰箱 4℃保存,并且在7d內(nèi)完成樣品前處理. 滹沱河沖洪積扇深層孔隙水,底板埋深125～238m,含水層厚度110～140m左右.含水層巖性為砂礫卵石、含礫粗砂,下部含水層有不同程度的風化.其富水性在軸部地帶,滲透系數(shù) 150～250m/d[11],單井涌水量 80～100m3/ (h·m).

圖1 研究區(qū)采樣點位示意Fig.1 Locations of sample points in the study field

1.3 水樣預處理與測試分析

兩份 1L水樣經(jīng) 0.45μm 玻璃纖維膜(φ 47mm,Whatman,英國)過濾后分別摻加回收率指示物Phe-D10和DBP-D10,經(jīng)Oasis HLB固相小柱(500mg/6mL,Waters,美國)富集.

PAHs和 PAEs的分析方法分別參考文獻[13-14].水樣經(jīng)富集、凈化、旋蒸濃縮后,添加內(nèi)標六甲基苯后,采用專用氣相小瓶玻璃內(nèi)插管(30×5mm,CNW Technologies,Shanghai)并定容至20μL.PAHs的分析中,富集的水樣在氣相色譜-質(zhì)譜聯(lián)用儀Aglient7890/5975C-GC/MSD上分析.采用 DB-5石英毛細管色譜柱(0.25mm×30m× 0.25μm),載氣為高純氦氣,流速恒定為 1mL/min,線速度26cm/s.進樣口溫度250℃, MSD 300℃,電子能量 70eV,選擇離子模式(SIM) 掃描,升溫程序為初始溫度60℃,保持2min;以10℃/min升至120℃;再以4℃/min升至290℃,保持10min.最后無分流進樣 1μL.通過色譜峰保留時間進行定性分析,并采用內(nèi)標峰面積法,5點校正曲線定量.PAEs的分析中,也采用DB-5石英毛細管色譜柱(0.25mm×30m×0.25μm),載氣為高純氦氣,流速恒定為1mL/min,線速度26cm/s.進樣口、傳輸線和離子源溫度分別為250℃、300℃、250℃,電子能量 70eV,選擇離子模式(SIM) 掃描,升溫程序為初始溫度60℃(1min),以20℃/min升到220℃保持 1min,再以 5℃/min速度升到 280℃保持4min;溶劑延遲: 4min,最后無分流進樣1μL.通過色譜峰保留時間進行定性分析,并采用內(nèi)標峰面積法、5點校正曲線定量.

1.4 質(zhì)量保證與質(zhì)量控制

為了保證實驗分析數(shù)據(jù)的準確性和可靠性,每次樣品分析的過程中均同步設(shè)置方法空白實驗和基質(zhì)加標實驗判定整個實驗操作過程中是否有基質(zhì)的干擾.方法回收率實驗是在環(huán)境樣品加入定量的PAHs和PAEs標準化合物.按照上述同樣的預處理方法進行樣品處理.儀器分析測定每種化合物的方法回收率.同時,為了保證定性及定量的準確性,每分析 10個樣品均添加濃度為250ng/L的標準樣品重新校正化合物的保留時間和峰面積.

本研究中,測定 PAHs的方法空白試驗中Nap、Phe背景值分別為 2.4ng/L、3.2ng/L,其余14種PAHs未檢出.PAHs樣品平行樣試驗重現(xiàn)性較好,相對偏差 9%～13%,測定樣品回收率為82.3%～114.2%,實際水樣中摻混Phe-D10回收率達到 77.5%～90.3%;測定 PAEs方法空白試驗中DBP、DEHP的空白背景值分別為 24.1ng/L、11.6ng/L,其余4種PAEs未檢出.PAEs平行樣試驗相對偏差 8%～12%,樣品回收率為 86.7%～106.3%,實際水樣中摻混 DBP-D10回收率達到73.5%～86.3%.方法檢測限以基質(zhì)樣品中能夠產(chǎn)生3倍信噪比(S/N)的樣品量確定,以1L水樣計算,PAHs和PAEs的方法檢出限范圍分別為0.2～1.5ng/L和0.05～0.2ng/L.

2 結(jié)果與討論

2.1 PAHs污染水平

圖2 各采樣點位不同環(huán)數(shù)PAHs的百分比Fig.2 Percentage of different number rings of PAHs of each sample site

7個采樣點PAHs的檢出情況如表1所示,7個采樣點均有 PAHs檢出,∑PAHs濃度范圍為34.4～598.5ng/L,其中G5點位濃度最大,G2點位濃度最小.從16種PAHs單體濃度分布來看,Dib在所有點位均未檢出,B[k]F、Bap、Ind均僅在G2點位未檢出,B[ghi]P在G2、G3、G4點位未檢出.另一方面,16種PAHs單體中,Flu和Phe的濃度水平高,分別介于 1.8～87.6ng/L和 2.4～312.6ng/L(表1).從不同環(huán)數(shù)PAHs占比情況來看,除G1、G6兩個采樣點中2～3環(huán)數(shù)PAHs占比略高于50%外,其他5個采樣點中2～3環(huán)數(shù)PAHs占比在 65%～83%間(圖 2),這表明研究區(qū)深層地下水中PAHs以低環(huán)數(shù)PAHs為主(表1).分析認為這與 PAHs各組分的理化性質(zhì)密切相關(guān).因為高環(huán)數(shù)PAHs的辛醇-水分配系數(shù)較大,易被吸附到土壤有機質(zhì)當中[14],低環(huán)數(shù) PAHs則更易遷移至地下水中,另一方面,低環(huán)數(shù)PAHs溶解度大,其在土壤中相對要容易遷移,不易被包氣帶土壤吸附去除,所以,低環(huán)數(shù)PAHs在地下水中的濃度較高.根據(jù)文獻報道[6-7],低環(huán)數(shù)PAHs主要來源為石油制品及燃油,其中Phe是典型的石油液體燃料來源,由此可以推斷研究區(qū)深層孔隙地下水中PAHs主要來源于液體石油燃料.

表1 PAHs總體檢出情況(ng/L)Table 1 PAHs concentration in the groundwater of the study field (ng/L)

根據(jù)文獻資料,國內(nèi)對西南地區(qū)巖溶型地下水的調(diào)查較多,其次是江漢平原四湖流域、沈陽細流河流域及太湖平原地區(qū)有關(guān)于PAHs污染調(diào)查報道,且?guī)r溶地下水中PAHs濃度較高,如山西郭莊泉、重慶南川后溝泉地下水中PAHs平均濃度分別高達 5020ng/L、2134.8ng/L[14-15],而江漢平原四湖流域、沈陽細流河流域地下水中PAHs的平均濃度介于82.85～234.5ng/L[16-17].本研究區(qū)中,滹沱河地下水中PAHs的污染濃度介于34.4～598.5ng/L,平均濃度為 249.7ng/L,與國內(nèi)非巖溶地下水中PAHs的污染水平接近.分析認為,由于巖溶區(qū)具有特殊的地表地下雙層結(jié)構(gòu),其土層淺薄,且大多巖溶漏斗底部與管道、地下河相連接,從而使得巖溶地下水中的PAHs被土壤、巖層中有機質(zhì)吸附少,使 PAHs更容易隨降雨等地表徑流通過豎井、落水洞、天坑等進入巖溶地下系統(tǒng),進而導致巖溶地下水中PAHs污染水平相對較高.而對于深層孔隙地下水而言,由于地下水埋深大、地下水賦存介質(zhì)主要為細小粒石,其孔隙小,滲透率小,污染物質(zhì)經(jīng)上腹土壤、含水介質(zhì)吸附后,而滲透進入地下水的可能性較小,因此,本研究區(qū)的PAHs污染水平則較輕.

2.2 PAEs污染水平

表2 PAEs總體檢出情況(ng/L)Table 2 PAEs concentration in the groundwater of the study field(ng/L)

7個采樣點也均有PAEs檢出,其濃度范圍為27.6～25236.7ng/L,其中G6采樣點位濃度最高,為25.2μg/L,G1、G5采樣點∑PAEs濃度也接近20μg/L水平,而G2采樣點∑PAEs濃度最低(表2).從PAEs各單體的濃度分布看,BBP在7個采樣點均未檢出,其他5種PAEs在所有點位均有檢出,且以DBP、DEHP為主,兩者質(zhì)量分數(shù)之和占比均在95%左右;其次,DMP檢出濃度相對較高,占PAEs總量的 5%～7%(圖 3).從理論上來講,6種PAEs中DMP溶解度最大,其被土壤中有機質(zhì)吸附較少,地下水中 DMP濃度應較高,而上述研究結(jié)果顯示地下水中PAEs以DBP、DEHP為主,這說明此地下水受到了人為活動的干擾和影響.根據(jù)文獻報道,DBP和DEHP是目前最為常用的增塑劑,其含量一般占據(jù) PAEs的 50%～60%[18],所以,在存在污染源的環(huán)境中,DBP、DEHP含量較高,本文的結(jié)果也證實了這點.

圖3 各采樣點位PAEs各組分的百分比Fig.3 Percentage of different contents of PAEs of each sample site

關(guān)于我國地下水中 PAEs的研究報道較少,除了2009～2012年間,Liu等[13]對全國18個地下水飲用水源地中 PAEs進行了集中調(diào)查外,其他均為小流域或城市部分區(qū)域的調(diào)查研究,如珠江三角洲(東莞、佛山)、淮河流域(江蘇)、長江(武漢)、京津地區(qū)等.由于Liu等[13]的研究均是針對地下水飲用水源地開展的調(diào)查,因水源地被劃分了水源保護區(qū)和隔離防護,其遭受污染小,因此,Liu等報道的長江、黃河、海河、遼河海河流域地下水中 PAEs濃度較低.文獻報道顯示,地下水中PAEs的主要成份均為DBP、DEHP,國內(nèi)地下水PAEs污染較重的區(qū)域主要集中在珠三角、淮河流域.與其他研究區(qū)相比,本研究區(qū) PAEs的污染水平處于較為嚴重的水平,7個點位中有三個點位的∑PAEs水平超過了東莞地區(qū)(11080ng/L)[18]和淮河流域江蘇某縣地下水PAEs濃度(12245ng/L)[19],且其濃度水平與江蘇某縣癌癥高發(fā)區(qū)地下水的污染水平(23272ng/L)相當[19],這說明研究區(qū)地下水中PAEs的污染問題應當引起足夠的重視.

2.3 PAHs和PAEs污染來源分析

結(jié)合上述PAHs和PAEs在7個樣品中的濃度分布情況,可以看出,PAHs和PAEs的分布存在一定差異.其中,G6、G7 2個點位的PAHs和PAEs濃度在 7個點位中均處于較高水平,但PAEs在G1點位濃度較高,而PAHs在G5、G4點位濃度較高.由于PAHs和PAEs均屬于疏水性有機物,在地下水中均可發(fā)生長距離的遷移,上述結(jié)果表明,PAHs和PAEs在研究區(qū)的污染來源也不同.根據(jù)采樣點的分布情況(圖1),G5、G7點位緊鄰汪洋溝,G6北靠石津灌渠,因采樣時間處于枯水期,以上3個點位受地表水補給作用強,而汪洋溝和石津灌渠屬于典型的污水收納水體,水中污染物種類和濃度可能較高,特別是對于持久性和半衰期較長、能長距離遷移轉(zhuǎn)化的有毒有機物而言,即PAHs和PAEs,則更易遷移至地下水中,因此,G5、G7、G6樣品中的PAHs和PAEs濃度均較高.同時,G4點位PAHs濃度最高,可能是由于G4點位緊鄰某加油站所致,G4點位Phe占∑PAHs近 53%也間接說明了這點;而PAEs在G1點位濃度高,達到了20μg/L以上的水平,這可能是由于其臨近某塑業(yè)公司所致,G1點位中PAEs主要成分為DBP、DEHP也對這一說法能給予支撐.綜上所述,滹沱河沖洪積扇深層孔隙地下水中的PAHs和PAEs因采樣點位臨近排污溝受地表徑流補給作用和點源污染因素,導致部分采樣點PAHs和PAEs污染濃度較高,而G2因受污染源影響較小,該點位PAHs和PAEs的濃度均最小.所以,要對研究區(qū)深層孔隙地下水中有毒有機污染物的污染水平進行評定,后期還應當擴大采樣區(qū)域、增加采樣點位,以便科學評估水質(zhì).

2.4 飲水健康風險評估

2.4.1 PAHs健康風險 本文將終生分為5個階段:嬰兒(0～1歲)、幼兒(1～3歲)、兒童(3～10歲)、青少年(10～20歲)和成人(20～74.8歲),并分別對各階段的健康風險進行評估[20-21].

采用Nisbet等[22]關(guān)于PAHs的TEFs( toxic equivalent factors,毒性當量因子)評價方法,即以苯并[a]芘為標準參考物,設(shè)其TEF值為1,采用下式來計算 PAHs的TEQBaP(苯并[a]芘毒性當量濃度:

式中:Ci為第i個PAHs 的質(zhì)量濃度,ng/L;TEQBaP為基于BaP的毒性當量,ng/L.

同時采用US EPA方法[23-24],依據(jù)下述公式計算飲用受PAH污染的地下水水體的終生致癌風險 (incremental lifetime cancer risk,ILCR):

式中:DR為每天飲水量,L/d;CSF為BaP致癌斜率系數(shù),10(kg·d)/mg;EF為每年暴露天數(shù),設(shè)為365d;ED為暴露年數(shù), a;BW為體重,kg;AT為人的預期壽命, d.

根據(jù)上述各年齡段的劃分情況,嬰兒、幼兒、兒童、青少年和成人的暴露年數(shù)分別為1a、2a、7a、10a和 54.8a, 各年齡段的預期壽命分別為365d、730d、2555d、3650d和 20002d, 依據(jù)文獻報道[20-21,25],嬰兒、幼兒、兒童、青少年和成人每天飲用水的數(shù)量分別為0.511、0.332、0.447、0.718 和1.227L/d,體重分別為6.8、12.6、24.1、51.1、63.1kg.

表3 水樣PAHs總致癌風險指數(shù)Table 3 Cancer risk index of PAHs in the groundwater

PAHs飲水健康風險評估結(jié)果顯示,研究區(qū)飲用受PAHs污染地下水的終生總致癌風險指數(shù)范圍為 4.1×10-7～2.5×10-5(表 3),且其中僅有 G2點位PAHs的終生致癌風險指數(shù)小于U S EPA推薦的可接受的水平(10-6～10-4)[23,26],而G5、G6、G73個點位的PAHs的終生致癌風險指數(shù)均超過了 10-5,盡管該風險水平低于國際輻射防護委員會(ICRP)推薦的最大可接受風險水平(5.0×10-5)、介于U S EPA推薦的可接受的水平(10-6～10-4)[23,26]. 在終生致癌風險中,嬰兒階段的風險較大,特別是G5、G6、G73個點位的致癌風險均超過了10-5. 值得注意的是, 本研究僅從飲水角度評價了嬰兒階段的風險,未考慮經(jīng)母乳暴露途徑的風險,需要在后續(xù)研究中作深入探討. 2.4.2 PAEs健康風險 依據(jù)下述公式計算飲用受 PAEs污染的地下水水體的終生致癌風險(ILCR).

式中: ρi為有毒物質(zhì)i的污染濃度,mg/L;U為日飲用量,L/d;EF為每年暴露天數(shù),設(shè)為365d;ED為暴露年數(shù),a;CSFi為有毒物質(zhì)i通過飲水途徑的致癌系數(shù),kg·d/mg;BW為體重,kg;AT為預期壽命,d.

除了致癌系數(shù)不同外,嬰兒、幼兒、兒童、青少年和成人的各項風險評價參數(shù)與PAHs的飲水健康風險相同[20-21].在計算過程中,因缺少DMP 的相關(guān)評價數(shù)據(jù),該文未評價,BBP在研究區(qū)未檢出,亦不評價,DEP、DBP為非致癌物質(zhì),也不做評價.DEHP、DOP風險評價參數(shù)參考US EPA選取[27],即DEHP、DOP的致癌斜率因子均為0.014(kg·d)/mg.

表4 水樣PAEs總致癌風險指數(shù)Table 4 Cancer risk index of PAEs in the groundwater

PAEs飲水健康風險評估結(jié)果顯示,研究區(qū)飲用受PAEs污染地下水的終生總致癌風險指數(shù)范圍為1.6×10-8～4.5×10-6(表4),其中G7點位地下水總致癌風險指數(shù)最大,G1、G6、G7三個點位的PAEs飲水終生致癌風險指數(shù)高于U S EPA推薦的可接受水平 10-6[23,26],但低于國際輻射防護委員會(ICRP)推薦的最大可接受風險水平(5.0×10-5).另一方面,與PAHs評估結(jié)果一樣,7個點位中,嬰兒階段的致癌風險指數(shù)均為最高,其中 G6點位PAHs致癌風險最大,達到1.9×10-5(表3),而G7點位PAEs的致癌風險最大,達到3.5×10-6(表4).綜上所述,研究區(qū)深層孔隙裂隙地下水中的 PAHs和PAEs污染均應當引起足夠重視.

3 結(jié)論

3.1 研究區(qū) 7個深層孔隙水中均有 PAHs檢出,∑PAHs范圍為 34.4～598.5ng/L,并以 2～3環(huán)PAHs為主,其質(zhì)量分數(shù)介于 50%～83%間.G4點位 PAHs濃度最高,可能是因臨近附近加油站所致,而G5、G6、G7可能受排污地表水體徑流補給作用,其∑PAHs濃度也較高.

3.2 研究區(qū)7個深層孔隙水中也均有PAEs檢出,∑PAEs范圍為27.6～25236.7ng/L且均以DBP、DEHP為主.G1、G6、G7三個點位∑PAEs濃度均達到了20 μg/L水平,其中,G6、G7是由于地表水排污灌渠徑流補給作用所致,而 G1點位可能是因臨近某朔業(yè)公司所致.

3.3 研究區(qū)的 PAHs飲水健康風險評估結(jié)果顯示,僅有G2點位的PAHs終生致癌風險指數(shù)小于U S EPA 推薦的可接受的水平(10-6);而對于PAEs風險而言,G1、G6、G7三個點位的PAEs終生致癌風險均高于U S EPA推薦的可接受的水平(10-6),因此,研究區(qū)深層孔隙水中的PAHs和PAEs污染均應當引起重視.

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Pollution status and health risks of drinking water of the polycyclic aromatic hydrocarbons and phthalate esters in the deep shallow pore water of Hutuo River Pluvial Fan.

GENG Meng-jiao1, CHANG Sheng1*, LIU Yan1, WANG Shan-jun1, HAN Xiang-yun1,2(1.State Environmental Protection Key Laboratory of Drinking Water Source Protection, Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China；2.College of Chemistry and Material Science, Hebei Normal University,Shijiazhang 050024, China). China Environmental Science, 2016,36(12)：3824～3830

In order to investigate the pollution status of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) and phthalate esters (PAEs) in the deep shallow pore water of Hutuo River Pluvial Fan, the US EPA priority control PAHs and PAEs in the groundwater of this region were analyzed by gas chromatography-mass spectrometry. The occurrence, distribution characteristics and their potential probabilistic carcinogenic risk through drinking water were also assessed in this present study. The results showed that both PAHs and PAEs could be detected in all the 7deep shallow pore water samples. The concentration of the ∑PAHs was ranged from 34.4 to 598.5ng/L. The percent of the 2～3ring PAHs was accounted about 50%～83%, which indicated that the 2～3ring PAHs was predominated. While the concentration of the ∑PAEs was ranged from 27.6 to 25236.7ng/L and there were three samples that the concentration were reached 20μg/L, and in addition, the DBP and DEHP were the dominant constitutes. As compared to other surveyed groundwater research regions in China, the PAHs pollution level of this research area was closed to the others, however, the PAEs pollution level of this research area was higher than the others. The health risk of drinking groundwater in the study area was evaluated by the recommended method by US EPA. It showed that the cancer risk of PAHs of all the samples were excessed acceptable level (10-6) except G2 sample point. Besides, the cancer risk of G1, G6 and G7 sample were larger than 10-6for the health risk assessment of PAEs. The results of this study suggested that the quality of groundwater in this research region should be pay enough attention by government.

Hutuo River；groundwater；PAHs；PAEs；pollution distribution；health risk assessment

X821

A

1000-6923(2016)12-3824-07

耿夢嬌(1988-),女,河北保定人,碩士,主要從事水環(huán)境中有毒有害有機污染物研究.發(fā)表論文5篇.

2016-04-22

環(huán)境保護公益性行業(yè)科研專項(201409029);國家自然科學基金項目(51508539);國家水體污染控制與治理科技重大專項(2014ZX07405-001)

* 責任作者, 助理研究員, changsheng@craes.org.cn