渾河沈撫段多環(huán)芳烴的污染特征及風險評價

李 爽,劉殷佐,劉入瑜,向鑫鑫,張士超,魯垠濤*

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渾河沈撫段多環(huán)芳烴的污染特征及風險評價

李 爽1,劉殷佐1,劉入瑜1,向鑫鑫1,張士超2,魯垠濤1*

(1.北京交通大學土木與建筑工程學院,水中典型污染物控制與水質(zhì)保障北京重點實驗室,北京 100044；2.中國鐵道科學研究院集團有限公司節(jié)能環(huán)保勞衛(wèi)研究所,北京 100081)

為了研究沈撫新城城鎮(zhèn)化建設進程中,渾河流域沈撫段河水和沉積物中多環(huán)芳烴(PAHs)的污染變化規(guī)律,于2015~2017年對17個點位進行樣品采集,對16種US EPA優(yōu)先控制 PAHs進行分析,并對其污染特征、來源及風險進行調(diào)查和評估.結(jié)果表明,河水和沉積物中∑16PAHs含量范圍分別為15.64~2100.58ng/L,95.19~8444.21ng/g,均值分別呈現(xiàn)平水期>枯水期>豐水期、平水期≈豐水期>枯水期的季節(jié)特點.利用同分異構(gòu)體比值法和主成分分析法對PAHs的污染來源進行解析,得出河水和沉積物中PAHs的主要來源都是燃燒源和交通源,但河水中PAHs的來源較沉積物中更為復雜,增加了石油源的輸入和大氣沉降的影響.風險熵值法和終生癌癥風險增量模型表明河水和沉積物均存在中高等生態(tài)風險,河水整體處于較低的癌癥風險水平.

渾河流域；多環(huán)芳烴；時空分布；源解析；風險評價

多環(huán)芳烴(PAHs)具有致癌、致畸、致突變等特性,可在環(huán)境介質(zhì)中累積和傳遞,并對生物體產(chǎn)生遺傳毒性,帶來健康風險[1-3].

目前國內(nèi)外的學者已開展了對各大流域PAHs分布、來源和風險評價的相關(guān)研究.Su等[4]、馬萬里等[5]、Zheng等[6]分別對美國?？怂购酉掠纬练e物、松花江河水和沉積物、大遼河河水和沉積物中的PAHs進行了來源和風險評價.但是,對于渾河流域沈撫段PAHs的污染特征研究相對缺乏.

渾河位于遼寧省的中東部,是我國大遼河的重要支流.近年來,隨著沈撫新城的城鎮(zhèn)化建設,沈撫段河流由原生態(tài)河轉(zhuǎn)變?yōu)槌鞘袃?nèi)河,河水和沉積物中PAHs的分布與來源發(fā)生變化.本文根據(jù)區(qū)域特征,將其劃分為上游農(nóng)村、礦業(yè)城市撫順、沈撫新城及工業(yè)城市沈陽,并針對不同水期、不同環(huán)境介質(zhì)的PAHs進行污染特征分析、源解析及風險評價,以期給現(xiàn)有水環(huán)境的改善和未來城鎮(zhèn)化的可持續(xù)發(fā)展提供參考.

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域

渾河流域沈撫段是沈陽市東部至撫順市西部之間的沈撫連接區(qū)域,范圍從上游和平橋至下游長青橋,區(qū)域東高西低,但總體地形平緩,地理坐標為123°20′0″~123°60′0″E, 42°3′30″~41°35′30″N.屬于中溫帶大陸性氣候,年平均氣溫約為7℃,年降水量約為718.3mm,年蒸發(fā)量為1000~1300mm,最大凍土深度約為148cm,無霜期為183d.由于研究區(qū)域處于高緯度地區(qū),冬季較長,因此,融雪對地表徑流也有一定影響[7-8][88].

1.2 樣品采集

分別于2015年7月(平水期)、2016年11月(豐水期)、2017年3月(枯水期)在沈撫段17個采樣點進行河水與沉積物樣品采集(圖1).

圖1 采樣點分布

采集的河水樣品進行液液萃取并4℃冷藏保存以待后續(xù)處理;沉積物樣品經(jīng)冷凍干燥,去除其中的石子、樹葉及樹根等雜質(zhì)后,過100目篩網(wǎng)后于-20℃保存以待后續(xù)處理.

1.3 樣品處理及樣品分析

采樣現(xiàn)場直接對河水樣品依次加入100,50, 50mL二氯甲烷進行液液萃取后,用30mL二氯甲烷淋洗凈化柱中硅膠和無水硫酸鈉上的殘余物質(zhì);5g沉積物與5g無水硫酸鈉、0.5g銅粉混合,加入100μL代標及120mL丙酮/正己烷(1:1)索氏萃取24h,加入4mL異辛烷進行旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)濃縮至2~3mL,再移至10mL棕色小瓶內(nèi)保存.將濃縮后萃取液過用30mL三氯甲烷/正己烷(1:1)混合溶液淋洗的硅膠層析柱,用65mL或120mL二氯甲烷/正己烷(1:1)混合溶液進行洗脫,洗脫液經(jīng)旋蒸、氨吹、加內(nèi)標(Phenanthrene-D10)定容至1.0mL,轉(zhuǎn)移至色譜樣品瓶中待測.

PAHs的測定采用Agilent 6890-5975GC/MS氣質(zhì)聯(lián)用儀,色譜柱為DB-5MS型柱(30m× 0.1mm×0.25μm).升溫程序為:起始溫度50℃,先以10℃/min升溫至180℃,保持1min,再以5℃/min升溫至280℃,保持10min,無分流進樣2.0μL,載氣為高純氮氣(99.999%),流速為1.0mL/min,離子源為El源,進樣口溫度270℃,用內(nèi)標曲線法對PAHs進行定量.

1.4 質(zhì)量保證

1.5 數(shù)據(jù)處理

利用Excel 2010與Origin 7.5進行數(shù)據(jù)基本處理,采用SPSS 22.0進行主成分等統(tǒng)計學分析.

2 結(jié)果與討論

2.1 河水和沉積物中PAHs污染特征

2.1.1 殘留水平與組成特征 渾河流域沈撫段河水中,豐水期、枯水期、平水期∑16PAHs含量分別為55.18~638.64,26.10~747.61,15.64~2100.58ng/L(圖2),均值分別為162.28,231.85,424.01ng/L.與黃河流域的研究結(jié)果相似[9],低于大遼河以及哥倫比亞考夸河、埃及尼羅河PAHs含量[10-12],而高于松花江、鄱陽湖[5,13]],故河水中PAHs污染處于中等水平.

沉積物中,豐水期、枯水期、平水期∑16PAHs含量范圍分別為204.94~8444.21,330.87~3293.45, 95.19~6771.43ng/g(圖3),均值分別為2741.92, 1995.73,2817.60ng/g.與北江的研究結(jié)果相當[14],低于大遼河、法國的Villerest河PAHs含量[10,15]],而高于鄱陽湖[13],故沉積物中PAHs污染在全球范圍內(nèi)處于中等水平.

圖2 河水中PAHs的分布特征

圖3 沉積物中PAHs分布特征

圖4 河水與沉積物中PAHs的環(huán)數(shù)分布

PAHs以2+3環(huán)、4環(huán)、5+6環(huán)作為三角相(圖4).河水中PAHs以2、3、4環(huán)為主,沉積物中以3、4、5環(huán)為主,這與遼河流域研究結(jié)果一致[16].由于PAHs隨著環(huán)數(shù)的增加,疏水性更強,因此,低環(huán)PAHs易存在于水體中,而蒸汽壓高且水溶性較差的高環(huán)PAHs,則更易吸附在沉積物中[15].

2.1.2 時空分布特征 按照區(qū)域分為上游農(nóng)村區(qū)域(01~03)、撫順區(qū)域(04~06)、沈撫區(qū)域(07~15)和沈陽區(qū)域(16~17).

河水中PAHs含量順序為平水期>枯水期>豐水期(圖5),與松花江季節(jié)變化特征一致[5],這可能與污染物的排放強度和降水量的差異有關(guān).

豐水期的降水量大且流動性較強,對PAHs起稀釋作用,易于向其它環(huán)境介質(zhì)擴散;枯水期處于采暖期,燃料燃燒較多,且處于結(jié)冰階段,易造成污染物累積.平水期處于融雪階段,冬季采暖期形成大量大氣顆粒物,導致PAHs易吸附于PM2.5和大氣沉降物上[17],隨干濕沉降至冰面上,天氣回暖后融入河水,導致部分采樣點PAHs濃度過高.

豐水期,PAHs含量最大在上游農(nóng)村區(qū)域(406.00ng/L),受兩岸工業(yè)和交通的影響.枯水期最大為撫順區(qū)域(334.99ng/L),是由于該地區(qū)以煤炭資源為主,采暖期的燃料燃燒較多.平水期最大為沈撫區(qū)域(654.45ng/L),且隨時間呈遞增趨勢,說明城鎮(zhèn)化進程對PAHs含量有較大影響[18].

圖5 河水中PAHs含量

沉積物中PAHs含量的時間分布與河流不同,為平水期≈豐水期>枯水期(圖6).沉積物中PAHs的來源主要是與河水進行交換和沉積,其變化受多種因素的影響,故時空分布規(guī)律更為復雜.

PAHs含量較高區(qū)域集中在撫順區(qū)域和沈撫區(qū)域.這是由于該區(qū)域為重工業(yè)基地,且沉積物流動性較差,造成污染物持續(xù)沉降累積.

2.1.3 河水-沉積物交換行為 運用逸度方法對PAHs在河水-沉積物介質(zhì)中交換過程的平衡狀態(tài)進行評估.逸度分數(shù)(f)通常用來描述有機污染物在不同環(huán)境介質(zhì)間的遷移規(guī)律,計算公式為[19-20]:

式中:fs是沉積相逸度,Pa;fw是水相逸度,Pa.

當f<0.5時,表示污染物從水相向沉積相擴散,表明沉積物作為污染物的匯;當f>0.5時,表示污染物從沉積相向水相擴散,表明沉積物作為污染物的二次污染源[21].

根據(jù)2015年豐水期沈撫段河水和沉積物中PAHs 含量的平均值,有機碳取測定范圍的最大值、最小值及平均值時,計算得到PAHs沉積物-水體交換的逸度分數(shù)(圖7).多數(shù)逸度分數(shù)接近1,說明沉積物作為二次排放源使PAHs向水體遷移,這可能是枯水期沉積物PAHs含量減小的主要原因;而對部分高環(huán)PAHs,沉積物則表現(xiàn)為匯,成為相對穩(wěn)定的儲存介質(zhì),這與PAHs物化性質(zhì)有關(guān).

圖7 PAHs的河水-沉積物交換ff

2.2 河水和沉積物中PAHs的來源

當?shù)铜h(huán)PAHs相對于高環(huán)PAHs呈相對優(yōu)勢分布時,表明為以石油源輸入為主,反之則由不完全燃燒產(chǎn)生[22].但本研究區(qū)域中PAHs各組分在不同介質(zhì)中性質(zhì)各有差異, 故不能僅依靠環(huán)數(shù)分布對其進行具體來源分析,因此進一步選用同分異構(gòu)體比值法、主成分分析法從多角度分析PAHs來源.

2.2.1 同分異構(gòu)體比值法 利用特征污染物之間的比值可以定性判斷污染源,常用比值為Ant/(Ant+ Phe)、BaA/(BaA+Chry)、Flu/(Flu+Pyr).當Ant/(Ant+Phe)小于0.1,表明PAHs源于石油源;大于0.1則來自燃燒源[23].當BaA/(BaA+Chry)小于0.2, PAHs來自石油源;比值在0.2~0.35之間,主要為石油燃燒源;大于0.35主要為生物質(zhì)和煤燃燒源[24].當Flu/(Flu+Pyr)小于0.4, PAHs為石油來源;比值在0.4~0.5之間,主要為石油燃燒源;大于0.5,則為生物質(zhì)和煤燃燒源[25].

河水中,豐水期Ant/(Ant+Phe)主要在大于0.1的區(qū)域,枯水期和平水期該比值小于0.1,但3年的Flu/ (Flu+Pyr)和BaA/(BaA+Chry)比值在各區(qū)域均有分布(圖8a、b).由此可見,由于河水的流動性較大,PAHs來源較為復雜,由石油輸入、石油燃燒、生物質(zhì)和煤燃燒等多個因素造成.

其中,撫順區(qū)域主要為石油源、石油燃燒源,上游農(nóng)村區(qū)域和沈陽區(qū)域主要為石油源、生物質(zhì)和煤燃燒源,沈撫城鎮(zhèn)化區(qū)域由于土地利用類型比較復雜,來源更為多樣(圖8).

沉積物中,枯水期和平水期PAHs來源基本一致,Ant/(Ant+Phe)比值主要集中在0.14~0.21, BaA/ (BaA+Chry)比值處于0.3~0.5之間,Flu/(Flu+Pyr)比值集中在0.52(>0.5),來源表現(xiàn)為石油燃燒源、生物質(zhì)和煤燃燒源(圖8c、d).豐水期結(jié)果與平水期、枯水期兩季相比,多了部分石油輸入,主要來自撫順區(qū)域和沈撫城鎮(zhèn)化區(qū)域的貢獻.

由于北方冬季的采暖與冰封情況,不利于高環(huán)PAHs遷移和擴散,故沉積物中主要為燃燒源.而豐水期溫度高、大氣循環(huán)快、河流流動性強,利于低環(huán)PAHs遷移,故在豐水期會增加石油源的輸入.

綜合兩種介質(zhì)中PAHs來源的變化規(guī)律,可以看出,低環(huán)PAHs廣泛存在于各個時期的不同介質(zhì)中,高環(huán)PAHs容易在沉積物中累積.從區(qū)域上來說沈撫城鎮(zhèn)化區(qū)域PAHs的來源更為復雜.豐水期主要為石油源和燃燒源;枯水期則來源于生物質(zhì)和煤燃燒;平水期來源較復雜,包括石油源、石油燃燒源、生物質(zhì)和煤燃燒源.這說明隨著沈撫新城的城鎮(zhèn)化建設,其污染來源也變得多樣,需要引起重視.

2.2.2 主成分分析法 主成分分析中提取特征值根大于1的主因子,得到主成分分析成分矩陣,根據(jù)其因子載荷進行來源解析.

不同的PAHs單體代表著不同的PAHs來源.一般來說,NaP、Acy、Ace、Fl等PAHs是石油泄露或者石油揮發(fā)的特征指示物,Flu、Pyr等與生物質(zhì)燃燒有關(guān),Ace、Fl、Phe、Ant、Flu、Pyr、BaA、Chry、BbF、BkF、BaP等代表煤燃燒,BaP、dBaAnt、BghiP表示汽油燃燒,Flu、Pyr、BbF、BkF、InP代表柴油燃燒[26-28].

河水中,豐水期、枯水期及平水期的PAHs均提取出3個主成分,累積分別解釋了方差變量的89.06%、78.42%和92.79%(表1).

豐水期,PC1中Flu、Pyr、BaA、Chry、BbF、BaP、InP、BghiP載荷較大,代表了生物質(zhì)燃燒源、煤燃燒源及交通源.PC2中載荷較大的PAHs單體是Ace、Fl;PC3中載荷較大的是Nap、Acy.這4種單體均為低環(huán)PAHs,它們主要來自石油泄露或者揮發(fā),同時和大氣沉降也有關(guān),故PC2、PC3為石油輸入和大氣沉降混合源.

枯水期,PC1中Nap、Acy、Ace、Fl、Phe、Ant、BaA、BbF載荷較大,代表的是石油輸入、生物質(zhì)燃燒和煤燃燒.PC2中BkF、InP、BghiP載荷較大,代表交通源.PC3中dBaAnt載荷較大,代表交通源.

表1 河水中∑16PAHs主成分矩陣

平水期,PC1中Fl、Phe、Ant、BaA、BbF、BaP、dBaAnt載荷較大,代表的是煤燃燒源和交通源.PC2中Flu、Pyr、InP、BghiP載荷較大,代表生物質(zhì)燃燒源和交通源.PC3中Nap載荷較大,代表石油源.

因此,河水中PAHs的主要來源為石油源、煤燃燒源、交通源和生物質(zhì)燃燒源,豐水期增加了大氣沉降源.

沉積物中,豐水期、枯水期及平水期的PAHs累積分別解釋了方差變量的89.73%、90.06%和90.44%(表2).

豐水期,PC1中Ace、Fl、Phe、Ant、Flu、BaA、Chry、BbF、BaP載荷較大,代表了石油源和煤燃燒源.PC2中載荷較大的是Nap、Pyr、Nap,為石油源和煤燃燒源.

枯水期, PC1中Pyr、BaA、Chry、Bbk、BkF、BaP、InP、BghiP載荷較大,代表的是煤燃燒源和交通源. PC2中Nap載荷較大,代表石油源.

平水期, PC1中BaA、Pyr、Flu、Chry、BkF、BaP、Phe、InP、Ant、Ace、Acy載荷較大,代表的是煤燃燒源和交通源.PC2中DahA、BbF載荷較大,代表交通源.PC3中Nap、Fl的載荷較大,與石油泄露或者揮發(fā)有關(guān).

表2 沉積物中∑16PAHs主成分矩陣

因此,由于沉積物的流動性較差,以及不同環(huán)數(shù)PAHs理化屬性的差異,沉積物中PAHs的主要來源為煤燃燒源和交通源,同時還伴有石油泄露和揮發(fā)的輸入,與同分異構(gòu)體比值法分析結(jié)果一致.

2.3 河水和沉積物中PAHs風險評價

2.3.1 風險熵值法 根據(jù)Kalf等[29]的研究,可以用風險熵值(RQ)來評價環(huán)境介質(zhì)中PAHs的生態(tài)風險,該方法界定范圍更為細致,相對于毒性當量法更為可靠.

Cao等[30]在Kalf等[29]的基礎上提出了相對毒性系數(shù),完善了16種PAHs單體的生態(tài)風險熵值,并且增加對PAHs總量的風險評價,風險熵值的基礎計算公式為:

式中:PAHs表示PAHs含量,ng/g;QV是相應的PAHs風險標準值;RQMPCs、RQNCs分別表示最大、最小風險熵值;QV(MPCs)、QV(NCs)分別為最高、最低風險標準值.

從單體來看,河水中DahA處于低風險,沉積物中Pyr處于高風險,其它單體皆處于中等風險水平.從∑16PAHs來看,河水中3年分別處于中等風險2水平、中等風險2水平及高風險水平;沉積物中分別處于高風險、中等風險2和中等風險2(表3、表4).

評價結(jié)果顯示,河水3年生態(tài)風險呈遞增趨勢,而沉積物風險有所降低,但仍處于較高風險水平.

2.3.2 終生致癌風險評價 終生癌癥風險增量模型(ILCR)通常用來定量評價污染物對人們暴露風險的評價方法.ILCR模型公式為[7,31-32]:

式中:水指河水中總BaP毒性當量含量,mg/L;CSF為致癌斜率因子,mg/(kg·d);IR為每天的飲水量, L/d;EF為暴露頻率;ED為暴露年數(shù);BW為體重, kg;AT為平均年齡,d.

表3 PAHs生態(tài)風險等級劃分標準[30]

表4 河水和沉積物中PAHs的RQNCs和RQMPCs

表5 河水PAHs終生癌癥風險評價

當癌癥風險水平處于10-6~10-4之間時表明有潛在的健康風險,當癌癥風險水平高于10-4時表明存在很高的潛在健康風險.豐水期河水個別點對成人女性存在潛在的健康風險;枯水期對成人女性、男性存在潛在健康風險;平水期對兒童、青年及成人均有部分樣點存在潛在的健康風險,且對成人的風險較高(表5).3年癌癥風險水平:平水期>枯水期>豐水期.健康風險逐年升高,應引起重視.

3 結(jié)論

3.1 河水和沉積物中∑16PAHs含量范圍分別為15.64~2100.58ng/L,95.19~8444.21ng/g,均值分別呈現(xiàn)平水期>枯水期>豐水期、平水期≈豐水期>枯水期的季節(jié)特點.

3.2 綜合同分異構(gòu)體比值法和主成分分析法表明,河水和沉積物中PAHs的主要來源都是燃燒源和交通源,但河水中來源較沉積物中更為豐富,有更多石油源的輸入和大氣沉降,這與河水的流動性更強使得PAHs易遷移擴散有關(guān).

3.3 河水生態(tài)風險和人體健康風險水平均呈增長趨勢.沉積物生態(tài)風險有所降低,但仍處于較高風險水平.

[1] Liu Y, Chen L, Zhao J, et al. Polycyclic aromatic hydrocarbons in the surface soil of Shanghai, China: concentrations, distribution and sources [J]. Organic Geochemistry, 2010,41(4):355-362.

[2] 倪進治,陳衛(wèi)鋒,楊紅玉,等.福州市不同功能區(qū)土壤中多環(huán)芳烴的含量及其源解析[J]. 中國環(huán)境科學, 2012,32(5):921-926. Ni J Z, Chen W F, Yang H Y, et al. Concentrations and sources of soil PAHs in various functional zones of Fuzhou City [J]. China Environmental Science, 2012,32(5):921-926.

[3] Mai B, Qi S, Zeng E Y, et al. Distribution of polycyclic aromatic hydrocarbons in the coastal region of Macao, China: Assessment of input sources and transport pathways using compositional analysis [J]. Environmental Science & Technology, 2003,37(21):4855-4863.

[4] Su M C, Christensen E R, Karls J F, et al. Apportionment of polycyclic aromatic hydrocarbon sources in lower Fox River, USA, sediments by a chemical mass balance model [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2000,19(6):1481-1490.

[5] 馬萬里,劉麗艷,齊 虹,等.松花江水環(huán)境中多環(huán)芳烴的污染及致癌風險[J]. 哈爾濱工業(yè)大學學報, 2014,46(6):44-49. Ma W L, Liu L Y, Qi H, et al. Pollution and cancer risk of PAHs in water environment of the Songhua River, China [J]. Journal of Harbin Institute of Technology, 2014,46(6):44-49.

[6] Zheng B, Wang L, Lei K, et al. Distribution and ecological risk assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons in water, suspended particulate matter and sediment from Daliao River estuary and the adjacent area, China [J]. Chemosphere, 2016,149:91-100.

[7] 傅金祥,單敬敬,袁雅姝,等.渾河流域沈撫段氮素污染綜合溯源研究[J]. 環(huán)境科學學報, 2018,38(7):2560-2567. Fu J X, Shan J J, Yuan Y S, et al. Tracing to the sources of nitrogenous pollutants in Shenyang-Fushun section of Hun River Basin [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2018,38(7):2560-2567.

[8] 劉 強,陳 琳,周 霄.MIKE11HD模型在渾河流域沈撫段區(qū)域的應用[J]. 科技展望, 2015,25(29):64-65. Liu Q, Chen L, Zhou X. Application of MIKE11HD Model of Shen- Fu Section of the Hun River Basin [J]. Technology Overlook, 2015, 25(29):64-65.

[9] 張 旭.黃河流域不同季節(jié)水相、沉積物和土壤中多環(huán)芳烴分布、來源和風險評價[D]. 北京:北京交通大學, 2017. Zhang X. Distribution, sources and risk assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons in water, sediment and soil in different seasons of the Yellow River Basin [D]. Beijing: Beijing Jiaotong University, 2017.

[10] 王 輝,孫麗娜,劉 哲,等.大遼河地表水中多環(huán)芳烴的污染水平及致癌風險評價[J]. 生態(tài)毒理學報, 2015,10(4):187-194. Wang H, Sun L N, Liu Z, et a1. Pollution level and probabilistic cancer risk assessment of PAHs in surface water of Daliao River [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2015,10(4):187-194.

[11] Rodrigo S V, William O D, Martha P, 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.

[12] Omar A M, Mahmoud H M. Risk assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in River Nile up- and downstream of a densely populated area [J]. Environmental Letters, 2017,52(2):166-173.

[13] 李 琴.鄱陽湖生態(tài)經(jīng)濟區(qū)典型城市多介質(zhì)中PAHs分布特征及風險[D]. 南昌:南昌大學, 2016. Li Q. Multi-media distribution and risks of PAHs in the typical City of Poyang Lake ecological economic zone [D]. Nanchang: Nanchang University, 2016.

[14] 許 靜,任明忠,杜國勇,等.北江表層沉積物中多環(huán)芳烴的分布與風險評價[J]. 環(huán)境科學, 2009,30(11):3269-3275. Xu J, Ren M J, Du G Y. Content analysis and asessment of Polycyclic Aromatic Hydrocarbons in surface sediments from Beijiang River [J]. Environmental Science, 2009,30(11):3269-3275.

[15] Bertrand O, Mondamert L, Grosbois C, et al. Storage and source of polycyclic aromatic hydrocarbons in sediments downstream of a major coal district in France [J]. Environmental Pollution, 2015,207(3):329- 340.

[16] 呂佳佩.遼河水環(huán)境中典型持久性有機污染物的污染特征研究[D]. 北京:中國環(huán)境科學研究院, 2015. Lu J P. Pollution characteristics of representative persistent organic pollutants in the aquatic environment of Liaohe River [D]. Beijing: Chinese Research Academy of Environmental Sciences, 2015.

[17] 劉炎坤.上海市大氣沉降物及PM2.5中多環(huán)芳烴的污染特征及溯源研究[D]. 上海:華東師范大學, 2016. Liu Y K. Pollution characteristics and sources of polycyclic aromatic hydrocarbons in atmospheric deposition and PM2.5of Shanghai [D]. Shanghai: East China Normal University, 2016.

[18] 徐 潔.上?？焖俪鞘谢M程對多環(huán)芳烴湖泊沉積演變的影響研究[D]. 上海:華東師范大學, 2017. Xu J. Study on the effect of Shanghai rapid urbanization on sediment evolution of polycyclic aromatic hydrocarbons [D]. Shanghai: East China Normal University, 2017.

[19] 唐納德·麥凱著,黃國蘭,等譯.環(huán)境多介質(zhì)模型:逸度方法[M]. 北京:化學工業(yè)出版社, 2007:52-67. Donald M, Huang G L, et al. Multimedia environmental models: The fugacity approach [M]. Beijing: Chemical Industry Press, 2007: 52-67.

[20] 徐 紅,汪 青,華德武,等.蕪湖市沉積物-水體PAHs擴散行為研究[J]. 中國環(huán)境科學, 2018,38(8):3094-3103. Xu H, Wang Q, Hua D W, et al. Sediment-water diffusion of PAHs in Wuhu city, China [J]. China Environmental Science, 2018,38(8):3094- 3103.

[21] 崔 嵩,付 強,李天霄,等.松花江干流PAHs 的底泥-水交換行為及時空異質(zhì)性[J]. 環(huán)境科學研究, 2016,29(4):509-515. Cui S, Fu Q, Li T X, et al. Sediment-water exchange and spatial- temporal heterogeneity of PAHs in Songhua River [J]. Research of Environmental Sciences, 2016,29(4):509-515.

[22] 陳素暖,何江濤,金愛芳,等.多環(huán)芳烴在不同灌區(qū)土壤剖面的分布特征研究[J]. 環(huán)境科學與技術(shù), 2010,33(10):10-14. Chen S N, He J T, Jin A F, et al. Distribution characteristics of PAHS in soil profiles of different irrigation areas [J]. Environmental Science＆Technology, 2010,33(10):10-14.

[23] 張?zhí)毂?萬洪富,周健民,等.深圳表層土壤中多環(huán)芳烴的污染特征及來源[J]. 生態(tài)環(huán)境, 2008,17(3):1032-1036. Zhang T B, Wan H F, Zhou J M, et al. Distribution and source of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in topsoil of Shenzhen [J]. Ecology and Environment, 2008,17(3):1032-1036.

[24] Yunker M B, Macdonald R W, Vingazan R, et al. PAHs in the Fraser River basin: a critical appraisal of PAH ratios as indicators of PAH source and composition [J]. Organic Geochemistry, 2002,33(4):489- 515.

[25] 張 嬌,張龍軍,宮敏娜.黃河口及近海表層沉積物中烴類化合物的組成和分布[J]. 海洋學報(中文版), 2010,32(3):23-30. Zhang J, Zhang L J, Gong M N. The distribution of hydrocarbons in the surface sediments from the Yellow River estuary and adjacent area [J]. Acta Oceanologica Sinica (Chinese version), 2010,32(3):23-30.

[26] 王成龍,鄒欣慶,趙一飛,等.基于PMF模型的長江流域水體中多環(huán)芳烴來源解析及生態(tài)風險評價[J]. 環(huán)境科學, 2016,37(10):3789- 3797. Wang C L, Zou X Q, Zhao Y F, et al. Source apportionment and ecological risk assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons in Surface Water from Yangtze River, China: Based on PMF model [J]. Environmental Science, 2016,37(10):3789-3797.

[27] Kwon H O, Choi S D. Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in soils from a multi-industrial city, South Korea [J]. Science of the Total Environment, 2014,470-471:1494-1501.

[28] Wang C, Wu S, Zhou S L, et al. Polycyclic aromatic hydrocarbons in soils from urban to rural areas in Nanjing: Concentration, source, spatial distribution, and potential human health risk [J]. Science of the Total Environment, 2015,527-528:375-383.

[29] Kalf D F, Crommentuijn T, Plassche E J. Environmental quality objectives for 10 polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 1997,36(1):89-97.

[30] Cao Z, Liu J, Luan Y, et al. Distribution and ecosystem risk assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons in the Luan River, China [J]. Ecotoxicology, 2010,19(5):827-837.

[31] Yu B, Xie X, Ma L Q, et al. Source, distribution, and health risk assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons in urban street dust from Tianjin, China [J]. Environmental Science and Pollution Research, 2014,21(4):2817-2825.

[32] Peng C, Chen W, Liao X, et al. Polycyclic aromatic hydrocarbons in urban soils of Beijing: Status, sources, distribution and potential risk [J]. Environmental Pollution, 2011,159(3):802-808.

The pollution characteristics and risk assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons of Shen-Fu section of the Hun River Basin.

LI Shuang1, LIU Yin-zuo1, LIU Ru-yu1, XIANG Xin-xin1, ZHANG Shi-chao2, LU Yin-tao1*

(1.Beijing Key Laboratory of Aqueous Typical Pollutants Control & Water Quality Safeguard, Department of Municipal and Environmental Engineering, Beijing Jiaotong University, Beijing 100044, China；2.Energy Saving & Environmental Protection & Occupational Safety and Health Research Institute, Beijing 100081, China)., 2019,39(4)：1551~1559

In order to study the pollution change law of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) of Shen-Fu section of the Hun river basin during the process of urbanization, river water and sediments samples at 17points were collected from 2015 to 2017, and concentrations of 16 PAHs in the US EPA priority control list were analyzed. The results showed that the concentrations of ∑16PAHs in river water and sediments were in the range of 15.64~2100.58ng/L and 95.19~8444.21ng/g, respectively. The average value in river water and sediments indicated that seasonal characteristics were flat > dry > high water period and flat≈high > dry water period, separately. Based on isomer ratios and principal component analysis, PAHs in river water and sediments had similar major sources: combustion and vehicle emissions. Meanwhile, the sources of PAHs in river water were more complex as it had additional inputs from oil sources and atmospheric deposition. The risk quotient method and the incremental lifetime cancer risk model showed that there were medium and high ecological risks of river water and sediments, and the river water was at a relatively low cancer risk level.

the Hun River Basin；PAHs；spatial and temporal distribution；source analysis；risk assessment

X53

A

1000-6923(2019)04-1551-09

2018-09-13

北京交通大學基本科研業(yè)務費(2016JBM038,2016JB008)

*責任作者, 副教授, luyt@bjtu.edu.cn

李 爽(1996-),女,河北承德人,北京交通大學本科生,主要從事污染物遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律的研究.發(fā)表論文1篇.