漓江流域水体中重金属污染特征及健康风险评价

2024-07-11 00:39| 来源: 网络整理| 查看: 265

重金属广泛存在于各种环境介质中, 其具有持久性、致癌性、生物富集和放大作用等特点, 极易对周围环境造成不可逆转的损害[1~3].重金属还可通过食物链进入人体, 如超过人体健康所需的最大极限, 将对人体肝、肾、消化系统和神经系统造成严重威胁[4], 危害人体健康, 因而受到全球环境健康研究人员的广泛关注[5, 6].魏思洁等[7]的研究表明重金属(Cr6+、Pb2+和Ni2+)均可降低莱茵衣藻细胞的光合活性, 抑制抗氧化酶活性, 进而破坏藻细胞的整体稳态, 影响其正常生长.Rzymski等[8]研究海洋双壳类软体动物对不同重金属富集情况表明, 双壳类对重金属Cu和Cd的富集能力非常高.张小磊等[9]的研究也发现鱼类肌肉中重金属的残留均有检出.当水环境的物理化学条件发生改变时, 水体悬浮物累积的重金属有可能向水体重新释放形成二次污染[10].因此, 研究水体重金属的污染情况及其污染来源对水环境的污染防治具有重要的意义.

漓江是闻名世界的喀斯特地貌风景游览区, 同时也是桂林市经济活动、工农业用水和生活饮用水的主要水源地.但由于人口不断增加, 近年来漓江流域随着城市化进程、农业现代化和旅游业的快速发展使得漓江的水环境问题越来越突出, 已经严重影响到了居民的饮用水安全和桂林市旅游业的可持续发展[11].漓江兼具供水、灌溉、渔业、调蓄和航运等多种功能, 其生态环境质量与人民健康和社会经济发展息息相关, 但是对于漓江的研究多集中于水体营养状态评价[11]和水体有机物复合污染[12]等方面研究, 沉积物重金属问题研究也仅局限于漓江桂林市区段的流域[13], 但对整个漓江流域水环境重金属调查研究鲜见报道.

本文选取漓江为研究区域, 分析该流域水体对人有潜在危害的As、Cd、Cr、Mn、Cu、Zn、Hg、Co和Sb的重金属浓度及空间分布特征, 采用多元统计分析法(相关性分析法和主成分分析法)对各重金属之间的相关性和来源进行分析, 全面探究漓江流域重金属污染状况, 并利用水环境健康风险评价模型对该流域水体重金属健康风险进行评价, 定量描述漓江重金属污染与人体健康的关系, 以期为探析漓江水体重金属来源和迁移规律以及为未来漓江水资源保护与有效利用提供科学依据.

1 材料与方法 1.1 研究区概况

漓江发源于广西兴安县的猫儿山, 自北向南依次流经兴安县、灵川县、桂林市和阳朔县, 在平乐县汇入桂江, 是珠江水系桂江的上游段.地理坐标：E109°45′~111°02′, N24°16′~26°21′.漓江流域属雨热同期的中亚热带湿润季风气候区, 平均气温17.8~1.1℃, 年降水量1 814~1 941 mm, 年蒸发量1 377~1 857 mm, 无霜期长达约300 d.漓江属于雨源型山区河流, 径流为降雨所形成, 年径流量比较丰富, 但年内和年际分布极不均匀, 汛期为3~8月, 径流占年径流量的近80%, 其中5~6月占年径流量的40%, 枯水期为9月至翌年2月, 最枯月1月径流量仅占年径流量的2%.研究区地形以山地、平原地貌为主, 丘陵、盆地、岩溶地貌兼而有之, 属中低山和丘陵地形, 整个流域以漓江为轴线, 呈南北向狭长带状分布.

1.2 样本采集与分析

于2019年5月在漓江62个采样点表层(距水面下0.5 m处), 采用全球卫星定位系统(GPS)定位, 采样点位置见图 1.水样采集后加入优级纯硝酸使其pH≤2, 放入低温箱中储存运输, 带回实验室后立即用0.45 μm滤膜过滤, 置于4℃冰箱中避光保存.采用电感耦合等离子体质谱仪(ICP-MS仪器, 美国PerkinElmer NexION 350型)进行上机测定分析Cd、Cr、Mn、Cu、Zn、Co和Sb, 原子荧光形态分析仪(北京吉天SA-20型)测定As和Hg.本试验采用国家标准中心提供的标准物质进行上机测定, 从而保证数据的有效性和分析方法的准确性, 所有元素测试结果的标准偏差(RSD)均在15%以内.分析过程中所使用的化学试剂均为优级纯, 所用玻璃器皿均在配置的10%硝酸溶液中浸泡24 h以上.所有数据均基于Excel 2013、SPSS 23.0和ArcGIS 10.5等软件进行统计分析.

图 1 Fig. 1 图 1 采样点位置示意 Fig. 1 Map of the locations of the sampling sites 1.3 水环境健康评价模型

水环境中对人体有害的物质主要有基因毒物质和躯体毒物质, 前者包括放射性物质和化学致癌物, 后者则指非致癌物.人类接触有害物质可能通过3种主要途径发生, 包括直接摄入、通过口鼻吸入和皮肤接触, 水中污染物的暴露主要是通过人体经饮水和皮肤暴露两种途径, 其中饮水被认为是一个很重要的暴露途径[14].因此, 本研究采用美国环境保护署(US EPA)推荐的水环境健康风险评价模型, 主要考虑饮水途径具有致癌效应和非致癌效应的重金属类物质分别进入成人和儿童体内所致的致癌和非致癌健康风险, 致癌物健康风险评价模型和非致癌物健康风险评价模型分别如式(1)和式(2)所示[15]：

(1) (2)

式中, Ric为化学致癌物i通过饮用水途径产生的平均个人年健康风险, a-1; Rin为非化学致癌物i通过饮用水途径产生的平均个人年健康风险, a-1; Di为毒性物质i的单位体重日均暴露剂量, mg·(kg·d)-1; Qi为化学致癌物i通过饮用水途径产生的致癌强度系数, kg·d·mg-1; RFDi为非化学致癌物i通过饮用水途径被人体摄入的参考剂量, mg·(kg·d)-1; 72为广西人均寿命[16], a.

饮水途径的单位体重日均暴露剂量Di可按式(3)和式(4)计算:

(3) (4)

式中, 2.2和1.0为成人和儿童每天的平均饮水量[17, 18], L; ci为毒性物质的质量浓度, mg·L-1; 64.3和22.9分别为成人和7岁儿童平均体重[17, 18], kg.

有毒的化学物质对人体健康的危害作用复杂多样, 有拮抗作用、协同作用和相加作用.由于一般的水体中, 各种有毒化学物质的浓度均较低, 因此, 假定各有毒有害物质对人体健康危害的毒性作用不存在拮抗或协同关系, 每种毒物对人体健康的累积效应呈相加作用, 即水环境的总体健康风险度可如式(5)表示：

(5)

根据世界卫生组织(WHO)和国际癌症研究机构(IARC)全面评价化学物质致癌性可靠程度而编制的分类系统, 本研究测定的9种重金属中, 化学致癌物有As、Cd和Cr, 非致癌物有Mn、Cu、Zn、Hg、Co和Sb.化学致癌物As、Cd和Cr致癌强度系数(Qi)分别为15、6.1和41 kg·d·mg-1[19]; 非致癌物Mn、Cu、Zn、Hg、Co和Sb饮水暴露的参考剂量(RFDi)依次为1.4、0.005、0.3、0.000 3、0.000 3和0.004 mg·(kg·d)-1[20].

水环境健康风险评价通过建立人体健康与环境污染的关系, 定量描述各种环境污染物对人体健康造成的危害及其发生概率, 其结果与国际推荐的风险水平对比, 使风险管理国际化[21].参照美国环境保护署推荐的最大可接受风险水平为1.0×10-4 a-1[22], 国际辐射防护委员会(ICRP)推荐的最大可接受风险水平为5.0×10-5 a-1[23], 瑞典环境保护局、荷兰建设和环境保护部以及英国皇家协会推荐的最大可接受风险水平为1.0×10-6 a-1[19], 得出部分机构推荐的社会公众最大可接受风险水平为1.0×10-6~1.0×10-4 a-1之间.据此, 本研究将水环境健康风险分为5个等级：当RT＜1.0×10-6 a-1, 为低风险等级; 当1.0×10-6 a-1≤RT＜1.0×10-5 a-1, 为较低风险等级; 当1.0×10-5 a-1≤RT＜5.0×10-5 a-1, 为中等风险等级; 当5.0×10-5 a-1≤RT＜1.0×10-4 a-1, 为较高风险等级; 当RT≥1.0×10-4 a-1, 为高风险等级.

2 结果与讨论 2.1 漓江流域水体重金属浓度及空间分布特征

漓江流域水体9种重金属As、Cd、Cr、Mn、Cu、Zn、Hg、Co和Sb浓度统计结果见表 1.其中Mn的浓度范围跨度最大, 为2.26~176.69 μg·L-1, 其最小值和最大值相差78倍.9种重金属在水体的平均浓度(μg·L-1)顺序为：Mn(28.52)＞Zn(14.33)＞As(2.767)＞Cr(1.61)＞Cu(0.78)＞Sb(0.19)＞Co(0.17)＞Cd(0.03)＞Hg(0.02).对比《生活饮用水卫生标准(GB 5749 2006)》[24]标准限值, As、Cd、Cr、Cu、Zn、Hg、Co和Sb的浓度均未超标, Mn的平均值虽未超标, 但其最大值(176.69 μg·L-1)超过《生活饮用水卫生标准》(GB 5749-2006)规定的标准限值(100 μg·L-1).根据《地表水环境质量标准(GB 3838-2002)》[25], As、Cd、Cr和Cu均达到Ⅰ类和Ⅱ类水质标准; Zn和Hg的平均值符合Ⅰ类和Ⅱ类水质标准, 但Zn的最大值(51.47 μg·L-1)略大于Ⅰ类标准限值(50 μg·L-1), Hg的最大值超过了Ⅱ类水质标准要求.

表 1 (Table 1) 表 1 漓江流域水体重金属浓度1)(n=62)/μg·L-1 Table 1 Concentrations of heavy metals in the water of the Lijiang River basin(n=62)/μg·L-1 重金属检出范围平均值标准差变异系数生活饮用水卫生标准地表水环境质量标准 Ⅰ类 Ⅱ类 As 2.00~5.19 2.77 0.58 0.21 10 50 50 Cd ND~0.25 0.03 0.04 1.20 5 1 5 Cr 0.02~2.72 1.61 0.33 0.20 50 10 50 Mn 2.26~176.69 28.52 21.97 0.77 100 — — Cu 0.10~4.43 0.78 0.52 0.66 1 000 100 1 000 Zn 5.14~51.47 14.33 7.03 0.49 1 000 50 1 000 Hg ND~0.06 0.02 0.02 1.07 1 0.05 0.05 Co 0.02~1.34 0.17 0.17 0.99 1 000 — — Sb ND~0.32 0.19 0.07 0.37 5 — — 1)ND表示未检出, 以“0”参与统计计算; “—”表示无数据表 1 漓江流域水体重金属浓度1)(n=62)/μg·L-1 Table 1 Concentrations of heavy metals in the water of the Lijiang River basin(n=62)/μg·L-1

变异系数能反映各样点重金属浓度的平均变异程度, 若变异系数大于0.5, 说明重金属浓度空间分布不均匀, 存在点源污染可能, 有外源物质进入所致[26].从变异系数来看, As、Cr和Sb的变异系数相对较小, 分别为0.21、0.20和0.37; Zn、Cu和Mn的变异系数分别为0.49、0.66和0.77, 可能人为因素对重金属积累有一定影响; Co、Hg和Cd的变异系数超过了0.9, 特别是Hg和Cd的变异系数分别为1.07和1.20, 表明这些重金属浓度存在显著的空间差异性, 受影响的敏感程度较大, 受某些局部污染源的影响较明显.

与国内外其他流域重金属浓度(表 2)对比发现, 本研究区水体重金属浓度处于中等水平, 且普遍低于国内其他河流和萨瓦河(克罗地亚), 但Mn和Zn的浓度高于长江(南京段).本研究区水体As的浓度与苏伯尔讷雷卡河(印度)、加泰罗尼亚河(西班牙)和底格里斯河(土耳其)相似, 但略低于底格里斯河(土耳其).表 2的统计数据还表明Mn和Zn在不同流域的浓度分布波动较大, 可能主要受到不同区域工农业污染排放的影响.从流域重金属浓度空间分布特征来看(图 2), As、Cr、Zn和Sb的浓度规律分布比较相似, 其高浓度区主要分布在流域下游; Cd、Cu、Hg和Co的浓度空间分布特征表现为：高浓度区主要分布在流域上游, 其次为流域下游; Mn的高浓度主要集中在流域的上游, 其次为流域中游.漓江流域重金属高浓度多分布在上游和下游, 这可能与上游和下游有着高度集约化的农业生产区有直接关系, 且在下游水上交通繁忙, 故重金属浓度在很大程度上受到城镇生活污水排放、农业生产和船只活动影响.因此, 流域重金属浓度空间差异性多与人类活动密切相关.

表 2 (Table 2) 表 2 国内外不同流域重金属浓度1)/μg·L-1 Table 2 Concentrations of heavy metals in different basins at home and abroad/μg·L-1 河流 As Cd Cr Mn Cu Zn Hg Co Sb 漓江流域(本研究) 2.77 0.03 1.61 28.52 0.78 14.33 0.02 0.17 0.19 长江(南京段)[27] 13.2 4.7 20.9 5.4 10.7 9.4 — — 65.3 黄河(甘肃至内蒙古段)[28] 7.3 23.19 23.19 597 36.27 52.46 0.14 — — 汉江(陕西段)[29] 10.74 3.21 5.89 42.2 7.76 — — 0.7 77.11 九龙江(福建)[30] 12.39 0.08 5.41 — 17.85 154.89 — — — 珠江(广东)[31] — 0.06 7.45 5.84 8.24 — — 0.12 — 湘江(湖南)[32] 12.24 1.34 6.61 — 20.33 84.57 0.04 — — 苏伯尔讷雷卡河(印度)[33] 2.13 — 0.47 1.48 3.35 — — 0.24 — 加泰罗尼亚河(西班牙)[34] 2.9 1.2 2.4 — 1.3 1.9 0.8 3.455 — 底格里斯河(土耳其)[35] 2.354 0.103 ＜5 388 32 ＜1.6 — 15 — 哈拉兹河(伊朗)[36] 55.35 2.65 — 116 13.25 52.75 — — — 巫妖河(越南)[37] 39.1 — 2.9 216.2 4.5 51.1 — — — 萨瓦河(克罗地亚)[38] — 0.011 0.32 3.44 0.54 2.27 — 0.064 — 1)“—”表示无数据表 2 国内外不同流域重金属浓度1)/μg·L-1 Table 2 Concentrations of heavy metals in different basins at home and abroad/μg·L-1 图 2 Fig. 2 图 2 漓江流域水体重金属浓度空间分布特征 Fig. 2 Spatial distributions of heavy metals in the water of the Lijiang River basin 2.2 漓江流域水体重金属来源分析 2.2.1 重金属相关性分析

重金属相关性较好时, 表明重金属之间可能具有某种同源关系或者经历相同的迁移转化过程[39].Spearman相关系数是一种无参数(与分布无关)检验方法, 用于度量变量之间联系的强弱, 对于不服从正态分布的原始数据有较好的适用性[40].对漓江流域重金属进行Spearman相关性分析, 得到如表 3的相关矩阵.可以看出, As和Mn之间存在显著负相关关系(P < 0.05), 表明As和Mn的来源不同或者两类间相互抑制; Cr与As、Zn之间分别存在显著正相关关系(P < 0.05)和极显著正相关关系(P < 0.01), Sb与As、Cr之间存在极显著正相关关系(P < 0.01), Cd、Mn、Cu和Co两两之间存在极显著正相关关系(P < 0.01), 说明这些重金属具有相似的污染来源或迁移转化过程.Hg与其他8种重金属之间不存在显著相关性, 表明重金属污染具有多源性.

表 3 (Table 3) 表 3 漓江流域水体重金属相关矩阵1)(n=62) Table 3 Partial correlation matrix of heavy metals in the water of the Lijiang River basin(n=62) As Cd Cr Mn Cu Zn Hg Co Sb As 1 Cd -0.184 1 Cr 0.257* -0.019 1 Mn -0.300* 0.475** -0.048 1 Cu 0.181 0.618** 0.186 0.516** 1 Zn 0.143 0.088 0.600** 0.140 0.212 1 Hg -0.176 0.108 -0.048 -0.063 -0.073 0.123 1 Co 0.052 0.636** 0.084 0.655** 0.662** 0.256* 0.055 1 Sb 0.413** -0.102 0.516** -0.037 0.224 0.232 -0.162 0.085 1 1)**表示在0.01的水平上显著; *表示在0.05的水平上显著表 3 漓江流域水体重金属相关矩阵1)(n=62) Table 3 Partial correlation matrix of heavy metals in the water of the Lijiang River basin(n=62) 2.2.2 重金属来源解析

水体重金属的来源包括自然来源和人为来源, 常用主成分分析法判定来源, 为验证因子分析的适用性, 对重金属数据进行KMO(Kaiser-Meyer-Olkin)和Bartlett检验, 一般认为KMO＞0.7时很适合因子分析[20, 41].运用SPSS 23.0进行重金属数据分析显示, KMO检验值为0.750＞0.7, Bartlett球形检验结果为0.000＜0.05, 表明采用主成分分析是有效的.以水体重金属为变量进行主成分分析, 按照特征根大于1为主成分原则, 研究区9种重金属共提取了3个主成分.主成分累积方差贡献率为78.444%, 可以反映原始数据的大部分信息(表 4).

表 4 (Table 4) 表 4 漓江流域水体重金属主成分分析1) Table 4 Principle component analysis of heavy metals in the water of the Lijiang River basin 重金属成分 PC1 PC2 PC3 As 0.035 0.526 0.700 Cd 0.923 -0.185 0.057 Cr 0.096 0.867 -0.233 Mn 0.948 -0.15 -0.011 Cu 0.978 -0.036 0.083 Zn 0.347 0.634 -0.475 Hg -0.142 -0.313 0.383 Co 0.980 -0.090 0.061 Sb 0.093 0.760 0.359 特征根 3.828 2.173 1.059 方差贡献率/% 42.536 24.145 11.763 累积贡献率/% 42.536 66.681 78.444 1)粗体字表示每一主成分主要影响成分表 4 漓江流域水体重金属主成分分析1) Table 4 Principle component analysis of heavy metals in the water of the Lijiang River basin

主成分1(PC1)在Cd、Mn、Cu和Co具有较高正载荷(均大于0.9), 且这4种重金属的变异程度比较明显, 表明这些重金属可能有相同的人为污染来源.Cd、Mn和Cu一般可作为使用农药和化肥等农业活动的标志元素, 而农药和化肥的连续使用会导致土壤中Cd、Mn和Cu等重金属的浓度升高, 土壤中的重金属又经水土流失作用以地表径流的方式进入流域水体[42].结合实地调查了解到, 采样沿线区工业企业布局较少, 普遍多为农业生产, 当地农业种植均施用农药化肥等.由此推断Cd、Mn、Cu和Co的来源与农药和化肥的施用有密切关系.

主成分2(PC2)在Cr、Zn和Sb具有中等正载荷(均大于0.6), Zn可作为交通污染源的标志性元素, 因为Zn可能来源于机动车刹片、润滑油燃烧、尾气排放和轮胎磨损等产生的交通运输污染物[43].近年来, 随着游客数量不断增加, 漓江流域周边的住宿和餐饮业迅速发展, 而Cr、Zn和Sb的较高浓度主要分布在流域下游, 这可能与采样点周围人口密集、车辆交通繁忙有关, 还可能与旅游轮船所产生的各种废水、尾气、船体腐蚀和漏油有关, 对水环境造成了严重的影响, 而船舶等使用的涂漆、防污料等脱落也会造成重金属的污染.推断Cr、Zn和Sb更多是源于旅游交通运输污染.

主成分3(PC2)中As和Hg的载荷分别为0.700和0.383.但As和Hg的相关程度较低, 表明As和Hg分别具有独立来源.从表 1可知, As的浓度远低于相关水质标准, 变异程度相对较小, 基本上未受到人类活动的影响, 说明As可能主要来源于岩石风化和土壤侵蚀等自然过程.经调查, 漓江流域农村地区的生活垃圾无序堆放的现象非常普遍, 旁边的水域也存在发臭发黑的现象.研究表明, 很多生活垃圾都含有Hg, 其受到微生物和雨水淋溶作用, Hg会伴随着垃圾渗滤液进入河流中[44].且部分农村地区会通过焚烧的方式销毁垃圾, 这是大气Hg的直接排放源[45].因此Hg极有可能来源于生活垃圾处置不当和大气沉降.

2.3 漓江流域水体中重金属健康风险评价

根据流域水体重金属浓度数据, 按照健康风险评价模型和参数选择可以计算出该研究区水体重金属污染物通过饮水途径所致的健康风险, 计算结果见表 5和表 6, 儿童的重金属健康风险明显高于成人, 儿童的致癌总风险和非致癌总风险分别是成人的1.28倍和1.25倍.与成人相比, 儿童是更加敏感的风险受体, 受到重金属的危害更大, 因此应对儿童的饮用水安全进行更加严格的控制和管理.

表 5 (Table 5) 表 5 漓江流域水体重金属污染物平均个人年健康风险/a-1 Table 5 Average personal annual health risks caused by heavy metal pollutants in the water of Lijiang River basin/a-1 类型成人儿童范围平均值范围平均值致癌物 As 1.14E-07~1.94E-05 1.14E-05 1.46E-07~2.48E-05 1.46E-05 Cd 0~7.22E-07 8.70E-08 0~9.21E-07 1.11E-07 Cr 3.12E-07~5.30E-05 3.12E-05 3.98E-07~6.75E-05 3.98E-05 Rc 4.26E-07~7.31E-05 4.27E-05 5.43E-07~9.32E-05 5.45E-05 Mn 7.67E-13~6.00E-11 9.68E-12 9.13E-14~7.14E-12 1.15E-12 Cu 9.88E-12~4.21E-10 7.45E-11 1.26E-11~5.38E-10 9.51E-11 Zn 8.14E-12~8.15E-11 2.27E-11 1.04E-11~1.04E-10 2.90E-11 非致癌物 Hg 0~9.82E-11 2.38E-11 0~1.25E-10 3.03E-11 Co 2.69E-11~2.12E-09 2.63E-10 3.44E-11~2.71E-09 3.36E-10 Sb 0~3.77E-11 2.26E-11 0~4.81E-11 2.88E-11 Rn 4.57E-11~2.82E-09 4.16E-10 5.75E-11~3.53E-09 5.20E-10 表 5 漓江流域水体重金属污染物平均个人年健康风险/a-1 Table 5 Average personal annual health risks caused by heavy metal pollutants in the water of Lijiang River basin/a-1 表 6 (Table 6) 表 6 漓江流域水体重金属污染物总个人年健康风险/a-1 Table 6 Total health risk caused by heavy metal pollutants in the water of the Lijiang River basin/a-1 人群 Rc Rn RT 风险等级成人 4.27E-05 4.16E-10 4.27E-05 中等儿童 5.45E-05 5.20E-10 5.45E-05 较高表 6 漓江流域水体重金属污染物总个人年健康风险/a-1 Table 6 Total health risk caused by heavy metal pollutants in the water of the Lijiang River basin/a-1

由表 5可知, 研究区化学致癌物重金属通过饮水途径引起的健康风险数量级为10-7~10-5之间, 其中以Cr的风险值最大, As次之, Cd最小.致癌物重金属引起的成人和儿童平均个人年健康风险值分别在4.26E-07~7.31E-05 a-1和5.43E-07~9.32E-05 a-1之间.As引起的平均个人年健康风险最大值为2.48E-05 a-1, 其值低于国际辐射防护委员会(ICRP)所推荐的最大可接受水平(5.0×10-5 a-1), 但高于瑞典环境保护局、荷兰建设和环境保护部以及英国皇家协会推荐的最大可接受风险水平(1.0×10-6 a-1); Cr引起的平均个人年健康风险最大值为6.75E-05 a-1, 但其值超过了ICRP所推荐的最大可接受水平, 为ICRP所推荐的最大可接受水平的1.35倍.由此可见Cr是漓江流域水体的主要致癌污染因子, 应作为研究区水环境健康风险管理的重点.非化学致癌物重金属产生的健康风险数量级为10-14~10-9之间, 即每年每10亿人口中因饮用水中重金属污染物受到健康威胁或死亡的人数小于1人.非致癌物重金属所致的平均个人年健康风险大小顺序为Co＞Cu＞Hg＞Zn＞Sb＞Mn, 成人和儿童的个人平均个人年健康风险分别在4.57E-11~2.82E-09 a-1和5.75E-11~3.53E-09 a-1之间, 远远小于1.0×10-6 a-1, 认为是可以接受的风险水平.由表 6可知, 成人和儿童的健康风险等级分别属于中等风险等级和较高风险等级.成人相较于儿童, 儿童更加容易受到重金属的威胁, 这与文献[46~48]的研究结果相一致.在本研究区致癌物重金属对人体健康危害的风险程度远远超过非化学致癌物.

从本研究的结果可知, 漓江水体重金属Cr和As的浓度相对较低, 均未超过相关水质标准规定的限值, 但经过健康风险评价之后, Cr引起的致癌风险最大值高于ICRP所推荐的最大可接受水平, As引起的致癌风险最大值高于瑞典环境保护局、荷兰建设和环境保护部以及英国皇家协会推荐的最大可接受风险水平, 这可能与不同重金属的毒性大小不同有关[3].因此, 有必要将常规的水质监测和评价引入健康风险评价, 有利于更全面地掌握饮用水源地水环境质量和安全情况, 有助于加强饮用水源地的风险管理, 制定和实施相应的污染物控制策略.

需要指出的是, 本研究采用US EPA推荐的健康风险评价模型对漓江饮用水源地水体重金属潜在健康风险水平进行了评估, 所引用的参数均为国际通用系数, 可能与研究区的具体情况并不完全一致.此次风险评价主要针对重金属污染物, 未考虑到多氯联苯和六氯苯等其他持久性有机污染物的风险作用以及微生物和放射性水质指标的影响, 存在一定的局限性.重金属污染物的暴露途径仅考虑了通过饮水途径, 而未涉及通过食物摄入、皮肤接触和空气吸入等其他途径[16].另外, 通过饮水途径暴露的健康风险评价与人们的消费习惯和职业类型等因素密切相关[21], 这需要用更加复杂的暴露评价方法来得到污染物的平均暴露剂量.由于本研究主要采集漓江的干流水样, 但供居民实际饮用的是经过自来水厂处理后的水, 重金属浓度可能会低于漓江的水样, 实际上高估了重金属暴露的风险.因此, 对于漓江流域饮用水源地重金属污染物的健康风险评价还只是处于初步阶段研究, 还需要在今后的工作中进一步探讨和完善.

4 结论

(1) 漓江流域水体重金属平均浓度(μg·L-1)顺序为：Mn(28.52)＞Zn(14.33)＞As(2.77)＞Cr(1.61)＞Cu(0.78)＞Sb(0.19)＞Co(0.17)＞Cd(0.03)＞Hg(0.02), 依据《地表水环境质量标准》(GB 3838-2002)规定的标准限值和地表水环境质量标准(GB 3838-2002)》中Ⅰ类水质标准, 9种重金属平均浓度均未超标.研究区重金属总体空间分布特征表明：As、Cr、Zn和Sb的浓度规律分布比较相似, 其高浓度区主要分布在流域下游; 而Cd、Cu、Hg、Co和Mn的浓度空间分布特征表现为高浓度区主要分布在流域上游.

(2) 漓江流域水体重金属来源解析显示：Cd、Mn、Cu和Co主要来源于农业活动; Cr、Zn和Sb主要来源于旅游交通运输; As来源于岩石风化和土壤侵蚀; Hg极有可能来源于生活垃圾处置不当和大气沉降.漓江流域水体重金属健康风险评价结果表明：化学致癌物对人体健康危害的平均个人年健康风险远远超过非致癌物的平均个人年健康风险, Cr是漓江流域水体的主要致癌因子, 应当作为风险决策管理的优先控制对象.儿童是更加敏感的风险受体, 受到重金属的危害更大, 需加强对儿童饮用水安全的管理和监督.

致谢: 感谢唐海辉和吴勇在样品前处理与测试过程中提供的帮助, 感谢黎艳、李琴和肖乃川对本文提供的宝贵建议.

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