郑家传，王 刚

（1. 苏州市环科环保技术发展有限公司，江苏 苏州 215009；2. 南京大学（苏州）高新技术研究院，江苏 苏州 215123）

城市地表水是城市生态系统的重要组成，由于城市普遍存在水利建设落后于城市发展速度的问题，城市内河水体污染、湖泊淤积情况愈发恶化，重大污染事件频繁发生。对于城市地表水，众多研究的重点多偏向于氨氮、总氮、总磷等常规污染物，而忽略了重金属污染。虽然水体中重金属含量普遍较低，但自来水厂常规工艺难以去除水中微量重金属且会经食物链富集，尤其砷、镉等还具有致癌性，因此开展地表水重金属污染的研究和评价刻不容缓[1- 2]。北京、杭州等多个城市采用USEPA的人体健康暴露风险评价模型，开展了城市地表水的重金属调查，对其重金属健康风险进行了评价[3-6]。鉴于此，本研究以苏州为例，探讨了苏南典型城市地表水重金属污染的潜在风险。同时采用地理信息系统(GIS)进行风险空间差异分析，力求获取更全面的评价结果；采用蒙特卡洛随机模拟法分析生态安全和健康风险的不确定性，减少参数不确定性产生的结果偏差，为进一步的水质评价和风险管理工作提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 研究区域概况

苏州市地处以太湖为中心的长江三角洲平原中部，位于 30°47′～32°20′N、119°55′～121°20′E之间，与上海、嘉兴、湖州、无锡接壤，北临长江，西傍太湖，全市地势低平，自西向东缓慢倾斜。苏州地区属于北亚热带湿润季风气候区，潮湿多雨，季风明显，具有丰富的雨水资源，平均年降雨量1 200～1 400 mm，降雨多集中于 6～9 月份。苏州市河网交错，湖荡密布，境内有河道两万多条，湖泊 323 个，水域面积高达 3 609 km2，占总面积的42.5%。水文上分为长江、京杭运河以及太湖3个水系。水系格局经纬分明，南北向河道调节水量，东西向水道防洪排涝。苏州虽然有“江南水乡”的美称，其地表水由于污染源众多、流速缓慢等多种原因，水质情况差强人意。目前，苏州主要江河湖库基本没有I类地表水，只有部分太湖区域和长江中心区存在II、III类水，大部分河段水质都是IV、V类水标准，甚至是劣V类地表水。城区的河流水质恶化严重，即使外城河、娄江、元和塘和上塘河等水量大的主要河道也均为V类或劣V类水质，这与中国大中型城市城市河流污染情况较为一致[7- 8]。

1.2 样品采集

在苏州主城区主要河流重要断面选取18个采样点，见图1，按照《地表水和污水监测技术规范：HJ/T 91—2002》[9]进行取样，同时用便携式 GIS 仪记录位置，取样时间为1、3、5、7、9和11月。样品用聚乙烯采水器采集后当场测量pH、温度等指标，然后过0.45 μm滤膜，低温避光保存。

图1 苏州地表水采样点

1.3 样品处理及分析

样品分别经H2SO4-KBrO3-KBr和抗坏血酸-硫脲消解后用原子荧光分光光度计（北京吉天仪器，AFS-933）测定砷和汞；铜、锌、铅和镉用原子吸收分光光度计（日本岛津，AA6300C）进行测量；六价铬用二苯碳酰二胼分光光度法（上海元析，V-5100）测量。质量控制标准物质购买于国家标准物质中心，标准样品编号为GBW（E）090390、GBW（E）090392、GBW（E）200924。加标回收率范围为82%～109%，相对偏差小于12%。数据分析基于Excel、SPSS 和 Crystal Ball处理，图表绘制采用ArcGIS和SigmaPlot完成。

1.4 评价方法和标准

1.4.1 生态风险分析评价 本文为了同时考虑重金属的含量条件、数量条件、毒性条件，选择潜在生态风险指数（Potential ecological risk index，RI）这个常用的方法进行重金属生态风险评价。该方法同时考虑了样品重金属的种类和浓度高低，以及将特定重金属的生物毒性影响纳入公式（1～3）进行计算，评价结果更为准确，是生态风险评价最常用的方法[10- 11]。

式（1～3）中，单项污染指数(Contamination factors,为某一重金属污染物i的测值Ci与其潜在风险值或该区域背景值之间的比值。潜在生态风险因子（The potential ecological risk factor,将乘以重金属i的毒性响应系数Tr，用来定量分析特定区域特定污染物i的潜在生态风险。本文选择江苏省土壤本底值作为区域背景值[12]。已有研究通过已知毒理学安全评价数据推导和计算了常用的重金属毒性系数[13]，见表1。Eri和RI的评判标准，见表2。

表1 常用重金属的毒性系数

表2 潜在生态风险系数（）和潜在生态风险指数（RI）与污染程度的关系

表2 潜在生态风险系数（）和潜在生态风险指数（RI）与污染程度的关系

Eri<40 轻微40≤Eri<80 中等80≤Eri<160 强160≤Eri<320 很强Eri≥320 极强指标类型 范围 生态风险程度潜在生态危险系数Eri潜在生态危险指数RI RI<150 轻微150≤RI<300 中等300≤RI<600 强RI≥600 很强

另外，为了避免平均作用对重点污染物污染程度的削弱，还采用内梅罗综合污染指数通过加强高浓度重金属的权重，来全面反映重金属元素的生态影响，见式（4）。

式（4）中，P为内梅罗污染指数，Pimax为样品中所有污染因子的污染指数的最大值，Piavr为介质中各污染因子污染指数的平均值。单因子污染指数Pi计算，见式（5）。

式（5）中， ρi为介质中污染物i的实测浓度值，Si为介质中i污染物的判定标准。一般选取现代工业以前重金属的最高背景值作为评价标准值[14]。单因子污染指数大于1时表明此种重金属浓度超标。综合污染指数P的评判标准，见表3。

表3 内梅罗综合污染指数和重金属污染等级划分

1.4.2 健康风险分析评价 根据美国环保署的评价指南，水体重金属元素对人体的暴露途径主要是经口饮水和皮肤接触方式[15]。

其中，化学致癌物质经饮水途径所致健康危害的风险RC计算，见式（6）。

饮水途径的单位体重日均暴露剂量Di计算，见式（7）。

式（7）中：θ为成人每日平均饮水量，L；Ci为化学致癌物质或非致癌物质的质量浓度， m g/L;W为成人平均体量，kg。

非致癌污染物经饮水途径所致健康危害的风险Rn计算，见式（8）。

化学致癌物质经皮肤接触途径所致健康危险的风险Rp，见式（9）。

表4 常见重金属毒理学参数

非致癌污染物经皮肤接触途径所致健康危害的风险Rf，见式（10～12）。

表5 重金属日均暴露量计算参数取值

美国环保署（USEPA）规定有害物质可接受的风险水平数量级在1E-06～1E-04范围，小于1E-06时则表明风险不明显，介于1E-06～1E-04之间则表示存在风险，高于1E-04表示存在较显著的风险。

2 结果与讨论

2.1 不同区域地表水的重金属污染特征

从检测结果可以看到，7种重金属的浓度均达到了《渔业水质标准：GB 11607—89》[16]和《生活饮用水水源水质一级标准：CJ 3020—93》[17]，见表6。

表6 水体重金属浓度检测结果 μg·L-1

苏州主要城区地表水重金属浓度的空间分布图，见图2。苏州主城区地表水铜浓度由南向北逐渐降低，吴中区西塘河和吴淞江的铜浓度较高，见图2a；锌浓度中间低，南北两边高，京杭运河姑苏北段和元和塘的锌浓度最高，见图2b。这可能与本地的机械电子等工业排放相关。图中园区独墅湖和金鸡湖的砷浓度比其他地表水都高，见图2c，但汞浓度是最低的。胥江和内城河的汞浓度最高，京杭运河、外城河和娄江的汞浓度次之，见图2d。大部分水道的砷污染较轻，而汞污染较普遍。园区产业升级过程中，减少了传统的机械化工产业，增加了纳米、芯片和生物产业，这种工业布局可能是独墅湖和金鸡湖汞浓度低而砷浓度高的原因。镉浓度的最高点出现在相城区的元和塘，其他水道中都较低，见图2e。主城区地表水铬浓度从西北到东南逐步降低，见图2f，最高浓度出现在元和塘和京杭运河。铅浓度较高的水道分别是南北两边的元和塘、西塘河和吴淞江，见图2g。这说明市区中心区域没有明显的铅污染。

图2 土壤中重金属的空间分布

综上，苏州地表水重金属浓度的空间分布不规律，相城的元和塘有多种重金属浓度相对较高，园区和吴中区的重金属污染则相对较轻。

2.2 重金属浓度的统计分析

用SPSS对各重金属浓度进行了相关性分析，结果显示铅、锌和镉，镉和铬，砷和汞有显著相关性，初步推断它们可能具有类似的来源途径，见表7。

表7 重金属浓度相关性分析

数据经 KMO and Bartlett's 球形检验，得到 KMO值为0.579，显著性Sig小于0.001，变量间的偏相关性和相关性符合要求，可以进行主成分分析，见表8。

表8 旋转主成分分析

表8可知，第一个主成分贡献率32.934%，在铅、锌和镉上有较高的正载荷，根据苏州本地工矿企业的分布推测，可能的表征来源是矿石冶炼和金属加工[18-19]。第二主成分的贡献率为 23.743%，在砷和汞上有较高的正载荷，可能来自燃煤电厂和化肥使用等[20-23]。第三主成分的贡献率为 16.703%，只有铜浓度上有较高正载荷，可能来自机械加工等污染源。以上相关性分析和主成分分析的结果基本一致，可以推测出铅、锌和镉，砷和汞的同源性。

2.3 地表水重金属的生态风险评价

分别用综合指数法和潜在生态危害指数法对苏州地表水重金属的生态风险进行评价，见图3。整体来看苏州地表水重金属的综合污染指数都小于0.7，处于安全范围，其中吴中区西塘河和吴淞江的综合污染指数高于其它河段，见图3a。潜在生态风险指数RI评价中考虑了毒性系数的因素，这一点使得该指数和综合指数有所差别。图3b中，吴中区指数较高，和综合指数类似，但园区独墅湖的潜在风险指数较低。所有河段的潜在风险指数都处于极低的水平上。

图3 生态风险的空间分布

从时间上来看，苏州地表水重金属的综合污染指数春夏季升高，秋冬季降低，见图4a。苏州地表水重金属的潜在风险指数春季最高，然后随时间逐步下降到冬季的最低点，图4b。这个结果低于天津的南运河、沈阳城市地表水及广东的东江重金属的生态风险，和西枝江一样处于轻微范围[24-26]。

图4 各月份的综合风险指数和潜在生态风险指数

2.4 地表水重金属的健康风险评价

苏州地表水重金属的健康风险值中，7种重金属的非致癌风险及总体非致癌风险都远低于USEPA推荐的风险限值1E-06，砷和六价铬的致癌风险则高于此限制，但小于1E-04，处于可接受风险范围，但与水源地相比仍有所差距[27]，见表9。

表9 苏州地表水重金属的健康风险值

苏州地表水重金属非致癌和致癌风险值的时间变化，见图5。非致癌风险值从春天开始逐步提升，夏末达到最高值，这个变化可能与温度以及径流量有关。致癌风险值在春秋两季高，夏季反而低，可能与夏季高温下六价铬的形态转化有关。

图5 苏州地表水重金属非致癌和致癌风险值的时间变化

将每个采样点的重金属健康风险值纳入GIS地理信息系统，得到了健康风险的空间分布图，见图6。园区独墅湖的重金属非致癌健康风险明显高于其它河道，具体到单个重金属，砷带来的非致癌健康风险贡献最大。苏州地表水的致癌健康风险值从西北到东南依次降低，最高值出现在元和塘，最低值出现在吴淞江。

图6 苏州地表水重金属的非致癌风险值 和致癌风险值的空间分布

2.5 风险评价的不确定性分析

以在地表水中重金属含量作为不确定性参数，统计分析它们的分布特征，得到拟合结果，见表10。

表10 金属浓度的拟合结果

对于本实验没有实测的参数，从文献中统计了分布特征，见表 11[28-34]。

表11 健康风险评价重点参数分布特征

在以上参数的分布范围内进行蒙特卡洛随机模拟，导入风险评价模型计算，得到苏州地表水重金属的生态风险和健康风险的概率范围和敏感性分析结果。

其中重金属污染综合指数、潜在生态风险指数、成人和儿童的非致癌风险的模拟预测值的概率范围偏差较小，在99.9%以上的概率上低于轻微风险水平或安全阈值。地表水重金属对成人和儿童的致癌风险的模拟预测结果均有12%的概率高出USEPA推荐的显著风险限值1E-04，意味着地表水重金属有12%的概率对成人和儿童带来不可接受的致癌风险。

敏感性分析中，铜浓度对综合指数敏感性的贡献值高达98%，体现了最高值在综合指数法中的重要性；汞浓度和铜浓度对RI的贡献值分别为75%和17%；砷浓度对非致癌风险的影响最大，对成人的非致癌风险贡献值高达82%，对儿童的非致癌风险贡献值也有64%；六价铬浓度的致癌风险贡献值最大，对成人和儿童分别为64%和54%；体重对儿童致癌和非致癌风险的影响都达到了23%，远大于成人（6.2%和5.5%），这说明儿童的生理特征（体重变化大，比表面积高）是影响儿童健康风险的重要因素。

3 结 论

苏州城区地表水中，7种重金属的浓度均达到了《渔业水质标准：GB 11607—89》和《生活饮用水水源水质一级标准：CJ 3020—93》。水体中重金属浓度的空间分布各异。铜和铅浓度在南部的吴中区较高，锌、镉和铅浓度在北部地区也比较高，汞和镉浓度在西部地区较高，东部园区的砷浓度较高。相关性分析和主成分分析显示，铅、锌和镉3种重金属，可能有同样的污染来源；而砷和汞的污染来源有一定关联性。

苏州地表水中重金属生态风险评价结果表明，综合评价指数值和潜在生态风险指数值为轻微风险，主城区南部河道水体的重金属生态风险比北部高。苏州地表水中重金属的健康风险评价结果表明，7种重金属的非致癌风险及总非致癌风险都远低于USEPA推荐的有风险限值1E-06，而致癌风险则高于此限制，但低于显著风险限值，处于可接受风险范围。北部和西部河道的地表水重金属致癌健康风险值大于东部和南部。

蒙特卡洛随机模拟结果表明，重金属污染综合指数、潜在生态风险指数、成人和儿童的非致癌风险的模拟预测值的概率范围偏差较小，而致癌风险的模拟预测结果有12%的概率大于1E-04。敏感性分析结果表明铜浓度对综合指数值贡献最大，汞浓度对RI的贡献最大，砷浓度对非致癌风险的影响最大，六价铬浓度的致癌风险贡献值最高，体重对儿童致癌和非致癌风险的影响都达到了23%。

因此，建议相关部门在进行饮水安全的风险管控中，将儿童的易感性和特定重金属的高风险性作为管控重点，有效保证广大人民的饮水安全。