典型矿区深层地下水重金属含量特征及健康风险评价——以皖北矿区为例

林曼利, 桂和荣, 彭位华, 孙林华, 陈 松, 李致春

1)宿州学院地球科学与工程学院, 安徽省煤矿勘探工程技术研究中心, 安徽宿州 234000; 2)安徽理工大学地球与环境学院, 安徽淮南 232001

典型矿区深层地下水重金属含量特征及健康风险评价
——以皖北矿区为例

林曼利1), 桂和荣1, 2), 彭位华1), 孙林华1), 陈 松1), 李致春1)

1)宿州学院地球科学与工程学院, 安徽省煤矿勘探工程技术研究中心, 安徽宿州 234000; 2)安徽理工大学地球与环境学院, 安徽淮南 232001

以皖北矿区为例, 分析测试了不同含水层(松散、煤系、太灰、奥灰)中的6种重金属元素(Cd、Cr、Cu、Zn、Pb、Ni), 对其含量特征及健康风险评价进行了研究。结果表明, 6种重金属在不同含水层含量大小次序各不一样, 从整体来看, 研究区地下水中所测重金属含量依次为 Ni＞Zn＞Pb＞Cu＞Cd＞Cr, 与太灰水一致; 整体地下水中Cr、Cu和Zn均未超过(GB/T14848—93)中Ⅲ类水质标准, Cd、Pb和Ni有部分水样超过标准限值。化学致癌物Cd和Cr在各含水层所致健康危害风险值数量级在10-6～10-4a-1, Cr健康风险值在各含水层中均大于Cd, Cr在煤系含水层危害风险值(1.29×10-4a-1)已超过美国环境保护局(USEPA)最大可接受风险(1×10-4a-1), 为研究区首要的环境健康风险管理控制指标。化学非致癌物Cu、Zn、Pb、Ni四种重金属健康危害风险值较小, 数量级在10-11～10-8a-1, Pb和Ni健康危害风险值相对较高, 也应引起重视。各含水层总的健康风险值大小次序为: 煤系＞太灰＞奥灰＞松散, 前三者已超过国际辐射防护委员会(ICRP)推荐的(5×10-5a-1)最大可接受风险, 其中煤系含水层总的健康风险值为1.46×10-4a-1, 已超过USEPA(1×10-4a-1)推荐的最大可接受风险。对矿区深层地下水开展重金属含量分析和健康风险评价, 可为地下水水资源的开采利用和保护提供参考。

矿区; 地下水; 重金属; 健康风险评价

水质型缺水已成为中国水资源面临的重要问题之一, 在多种污染源作用下, 我国浅层地下水污染严重且污染速度快。对于矿区来说, 水资源问题也日益严重, 一方面是水资源短缺, 统计资料表明,全国有70%的矿区缺水, 其中40%的矿区严重缺水(袁存忠等, 2000), 另一方面矿区水质不断恶化, 如挖掘对地下水污染起控制作用的关键因子(马荣等, 2011), 正制约着煤矿的可持续发展。健康风险评价是环境风险评价的重要组成部分, 是通过估算有害因子对人体产生不良影响的概率, 以评价暴露于该因子下人体健康所受的影响。其主要特点是以风险度作为评价指标, 把环境污染程度与人体健康联系起来, 定量描述污染物对人体产生的健康危害(于云江, 2011), 是很有现实意义的环境评价方法(隋文斌, 2012)。从目前研究现状来看, 重金属健康风险评价主要集中在水环境领域, 饮用水和地表水中重金属健康风险评价研究较多(丁昊天, 2011), 对地下水健康风险评价的研究多集中于浅层地下水(余彬, 2010; 李政红等, 2010; 杨彦等, 2013), 而针对深层地下水及不同含水层的有关研究尚不多见。本文以皖北矿区4个典型煤矿地下水为研究对象, 分析测试了 4个含水层(松散层、煤系、太灰和奥灰)水样中的六种重金属, 并开展了健康风险评价, 以期为矿区地下水的开发利用与保护提供参考。

图1 研究区位置及采样区分布图Fig. 1 Location of the study area and distribution of sampling regions

皖北矿区位于安徽省北部, 在东经 114°55′—118°10′, 北纬32°25′—34°35′之间, 东接江苏, 南临淮河, 西与河南相邻, 北与山东接壤(图1)。包括阜阳、蚌埠、徐州部分地区、宿州市及淮北市的全部(桂和荣, 2005)。区内煤炭资源丰富, 是我国重要煤炭基地之一, 区内有皖北煤电集团和淮北矿业(集团)有限责任公司两大矿业集团, 矿区总面积约30000 km2, 所属主体矿井约30对。本区地层属华北地层大区晋冀鲁豫地层区徐淮地层分区, 除东北部有少量的基岩出露外, 其余均被第四纪地层所覆盖, 区内构造单元位于中朝准地台南缘, 是新生代以来形成的断陷盆地。构造体系主要为东西向断裂带、北北东向新华夏构造带及徐宿弧形构造带(王璐璐, 2010)。根据淮北煤田综合水文地质柱状图(安徽省煤田地质局第三勘探队等, 2012), 研究区新生界含 4个含水层, 自上而下依次为一含(厚度 3.73～63.42 m, 均值 27.92 m)、二含(厚度0～52 m, 均值19.45 m)、三含(厚度5.2～71.6 m, 均值33.84 m)和四含(厚度0～51.97 m, 均值17.5 m);中生界侏罗纪第五含水层仅在宿县矿区朱仙庄煤矿区域出现, 厚度0～100 m, 均值10.08 m; 上古生界二叠系煤系含水层主要有 3煤裂隙砂岩间含水层(厚度1.29～157 m, 均值34.67 m)、7～8煤上下含水层(厚度0～74.2 m, 均值19.2 m)、10煤上下裂隙砂岩间含水层(厚度0～66.1 m, 均值22.23 m); 石炭系太原组灰岩含水层厚度21.27～135 m, 均值54.9 m;矿区下古生界揭露的奥陶系厚度大于 500 m, 奥灰含水层厚度不详。研究区含水层赋存状况见图 2所示。

1 材料与方法

1.1 样品采集与测试

水样采自于皖北矿区的四个煤矿, 其地理位置及采样区域如图1所示, 水样样品共计59个, 含松散层(主要取自三含、四含)、煤系砂岩、太灰和奥灰层, 其层取样数量分别为16个、26个、12个和5 个, 采样深度依次为223.8～349.95 m、250～649.5 m、 430～538.49 m和200～440 m, 采样时间为2012年9月至10月, 采样量大于2.5 L/样。水样取回后, 经0.45 μm微孔滤膜过滤, 加优级纯硝酸调pH＜2, 测定可滤态含量。采用原子吸收分光光度计(TAS-990)石墨炉法测定了Cd、Cr、Cu、Pb、Ni五种重金属, Zn采用火焰法测定, 定量方法均采用外标法, 测试回收率依次为93.64%、105.84%、101.83%、111.92%、95.50%、96.96%。

图2 研究区含水层赋存状况示意图(据桂和荣, 2005修改)Fig. 2 Existence state of aquifers in the study area (modified after GUI, 2005)

1.2 水环境健康风险评价模型

健康风险评价的方法很多, 如美国科学院(NAS)公布的四步法、生命周期分析、MES法、评价病毒感染的 beta-Possion模型和放射性物质健康风险评价模型等, 而在这些方法中, 美国科学院的四步法使用最为普遍(车飞, 2009), 该方法对空气、水和土壤等环境介质中有毒化学污染物质的人体健康风险评价应用较多。国际癌症研究机构(IARC)通过全面评价水体中化学有毒污染物的可靠性程度, 将污染物分为基因毒物质(包括化学致癌物和放射性污染物)和躯体毒物质(非化学致癌物)两类(丁昊天等, 2009)。尽管当前各国对水体污染健康风险评价的方法和模型表现形式不尽相同, 但其原理基本一致,并且都包括致癌与非致癌风险评价模型两部分(丁昊天, 2011; 王若师等, 2012)。美国环境保护局(USEPA)在健康风险评价方面的研究成果丰硕, 且在我国应用较广(陈鸿汉等, 2006; 王铁军等, 2008),本文采用 USEPA推荐的健康风险评价模型, 评价矿区地下水的健康风险。不同类型污染物通过饮用水途径进入人体后所引起的健康风险的评价模型包括致癌物所致健康危害的风险模型和非致癌物所致健康危害的风险模型。

1.2.1 暴露途径分析

健康风险评价包括对大气、土壤、水体和食物等多种介质携带的污染物质通过直接摄食、呼吸和皮肤接触等多种暴露途径进入人体, 对健康产生危害的评价(于云江, 2011), 地下水中的污染物主要通过直接摄食和皮肤接触两种途径进入人体(Wu et al., 2009), 二者占进入人体的污染物的 90%以上(余彬, 2010), 其中饮水途径是受体(人)摄取水中污染物最直接的主要方式(隋文斌, 2012; Wu et al., 2009), 与此相比, 其他途径的影响则可忽略不计(Muhammad et al., 2011), 因此本文仅选择饮水途径来估算人群暴露量, 进而进行健康风险评价。

1.2.2 健康风险计算

一般认为, 只要有微量的致癌风险物存在, 即会对人体健康产生危害(王若师等, 2012), 非致癌物质也称为躯体毒物质, 对人体的健康危害主要表现为对人体不同的器官或系统的危害、导致的健康危害的种类和强度的不同和产生健康危害的机制不同(余彬, 2010)。化学致癌物质与化学非致癌物通过饮水途径产生的个人健康风险分别按模型公式(1)和公式(2)计算:

式中, Ric和Rjn分别为化学致癌物i和化学非致癌物 j通过饮水途径产生的平均个人致癌风险, 单位a-1; Di和Dj分别为污染物i和化学非致癌物j通过饮水途径的单位体重日均暴露剂量, mg/(kg · d); exp是指以e为底的指数函数; qi为化学致癌污染物i通过饮水途径的致癌强度系数, mg/(kg · d); RfDj为化学非致癌物 j通过饮用水途径的参考剂量, mg/(kg · d); L为人类平均寿命, 取值为70 a。

饮水途径的单位体重日均暴露剂量Di或Dj按公式(3)计算(余彬, 2010; 杨仝锁等, 2008):

式中, w为日均饮水量, 其中, 成人为2.2 L/d(王铁军, 2008; 温海威等, 2012; 张越男等, 2013; 李本云等, 2013); Ci/j为污染物 i饮水途径的质量浓度, mg/L; A为人均的人体体重, 成人取60 kg(王铁军, 2008; 张越男等, 2013; 李本云等, 2013)。

对于多种污染物的整体健康风险评价, 一般认为各种污染物所引起的风险呈加和关系, 而不是协同或拮抗关系(王铁军, 2008; Warne et al., 1995), 假定各类毒物质对人体作用独立(李本云等, 2013), 则地下水中重金属污染物通过饮水途径产生的总的健康危害风险即为通过饮水途径导致的化学致癌物所致的总致癌风险(Rc)与通过饮水途径导致的非致癌污染物所致的总致癌风险(Rn)之和, 公式为:

1.2.3 参数的确定

根据国际癌症研究机构(IARC)和世界卫生组织(WHO)通过全面评价化学物质致癌性可靠程度而编制的分类系统, Cd和Cr为化学致癌物, Cu、Zn、Pb 和 Ni为非化学致癌物(王铁军, 2008; 车飞, 2009;张越男等, 2013)。根据有关资料(USEPA, 1986), 查得与此次评价有关的参数见表1。

表1 饮水暴露途径下模型参数qi和RfDj值Table 1 Values of qiand RfDjof model parameters via drinking water

1.2.4 健康风险评价的标准

健康风险评价标准是为评价人体健康风险而制定的准则, 是判断人体健康的安全水平和安全管理的有效性的依据, 是识别人体健康的危害程度及指定相应管理措施的基础。评价标准中包含两方面的内容: 一是健康危害发生的概率; 二是对人体健康的危害程度。根据风险管理的目标和各种风险水平对应的可接受程度, 确定化学物质的风险评价标准-最大可接受水平(车飞, 2009)。表2为国际上有关机构推荐的对社会公众成员最大可接受风险水平和可忽略的风险水平(Valentin, 2002)。这些水平的提出是与常见的危害水平、人群最低死亡率以及个体平均寿命的减少比较后得出的(车飞, 2009)。本文主要依据USEPA和ICRP推荐的最大可接受风险作为评价标准。

2 结果与讨论

2.1 不同含水层重金属含量测试结果

本次采集的59个水样中Cd、Cr、Cu、Zn、Pb、Ni检出率均为 100%, 各含水层以及整体地下水中重金属含量特征(范围、均值、标准差和变异系数)列于表3, 由表3可知, 各层重金属均值含量大小顺序为: 松散层: Zn＞Ni＞Pb＞Cu＞Cd＞Cr; 煤系: Ni＞Zn＞Pb＞Cu＞Cr＞Cd; 太灰: Ni＞Zn＞Pb＞Cu ＞Cd＞Cr; 奥灰: Zn＞Ni＞Pb＞Cu＞Cr＞Cd。由此可看出4个含水层中6种重金属含量大小次序各不一样, 六种元素中, Pb和Cu在各含水层含量变化次序较一致, 处于中间位置, 且均为 Pb＞Cu, 二者含量一般小于Zn或Ni, 大于Cd或Cr。从整体来看, 地下水(包括四个含水层的全部水样)中所测重金属含量依次为 Ni＞Zn＞Pb＞Cu＞Cd＞Cr, 与太灰水一致。刘进(2010)于2008—2009年采集了淮北平原浅层地下水(8～60 m)151个水样中的8种重金属元素,其中与本实验相关的重金属均值含量大小依次为: Zn＞Cu＞Pb＞Ni＞Cd。由此可看出, 深层地下水与浅层地下水元素含量之间存在明显差异, 且深层地下水中不同含水层中微量元素同样存在差异, 前人研究结果表明, 含水层与地壳岩石微量元素的平均丰度值曲线形状较为一致(桂和荣, 2005; 沈照理等, 1993), 矿区地壳岩石是地下水微量元素最终来源(桂和荣, 2005), 因此随水文地质条件, 及含水层和隔含水层岩性的改变, 不同含水层微量元素含量特征亦发生变化。

表3 研究区各含水层及整体地下水中重金属含量统计Table 3 Summary of heavy metals in aquifers and the total groundwater from the study area

2.2 不同含水层重金属分布特征及达标情况

由于研究区地下水功能主要适用于集中式生活饮用水水源及工、农业用水, 故以地下水质量标准(GB/T14848—93) (国家技术监督局, 1993)中Ⅲ类水质标准为基准进行了对比分析。6种重金属在不同含水层中的含量及其与标准对比情况见图3, 由图3可知, Cd(图3a)和Pb(图3e)仅在太灰水中有一个水样超出标准限值, 且为同一个水样, 在全部水样中超标率为1.70%; 所有含水层Cr均未超出标准限值,但煤系水中个别水样Cr(图3b)含量较高; Cu(图3c) 和Zn(图3d)在各含水层中含量较稳定, 且都远远低于标准限值; 除奥灰含水层外, Ni(图3f)在松散、煤系和太灰水样中均有水样超出标准限值, 在 6种重金属元素中超标率最高, 其在以上三个含水层超标率依次为 6.25%, 76.92%和 66.67%, 在全部水样中超标率为49.15%。

桂和荣等(2002)曾对淮南市浅层地下水环境状况进行了分析研究, 结果表明 Cu、Zn、Pb、Hg、Cr、Cd六种重金属中仅Pb超标, 超标率为1.33%;何晓文等(2011)等2009年采集了130个淮南市浅层地下水水样, 重金属分析测试结果表明, 在于本实验参比标准限值一致的情况下, Cu和Zn含量相对较少且相对稳定, 超标率均为0.00%, Cd和Ni超标率分别为 5.98%和 9.16%; 刘进(2010)对淮北平原浅层地下水测试分析结果表明, Cu未超标; 结合前人研究成果不难发现, 对于矿业城市或矿区地下水来说, Cu、Zn和Cr三种重金属含量一般不会超过标准限值, Cd、Pb和Ni三种重金属多存在超标现象, 应当引起重视, 在对地下水取水用水时也应作为重点监测指标, 另外对本研究区来说, 煤系水中部分水样中 Cr已相当接近标准限值, 也应引起重视。

图3 重金属在不同含水层中的含量及其与标准对比情况Fig. 3 Distribution of heavy metals in groundwater samples and pollution levels

表4 饮水途径化学致癌物质和化学非致癌物质所致健康危害风险值Table 4 Health risk caused by chemical carcinogens and non-carcinogens via drinking water

2.3 不同含水层重金属健康风险评价

通过健康风险评价模型式(1)、式(2), 以及选定的计算参数(表1), 经计算得到不同含水层化学致癌物和化学非致癌物的饮水途径健康危害的平均个人致癌风险值, 各含水层计算结果列于表4。

化学致癌物Cd和Cr在各含水层所致健康危害风险值与参考标准对比情况见图4所示。由图4及表4可知, Cd在各含水层中水样中的所致健康危害风险值的数量级在10-6～10-5a-1, 均值都超过了瑞典环境保护局、荷兰建设环保局和英国皇家协会的最大可接受风险水平(1×10-6a-1), 但都低于USEPA(1×10-4a-1)和ICRP(5×10-5a-1)最大可接受风险, 最大值出现在太灰含水层, 均值含量大小次序为: 太灰＞煤系＞松散＞奥灰; Cr在各含水层水样中的所致健康危害风险值的数量级在 10-6～10-4a-1,个样危害风险值都超过了1×10-6a-1, 个样最小值出现在松散层(1.44×10-6a-1), 个样最大值出现在煤系层(9.82×10-4a-1), 均值含量大小次序为: 煤系＞奥灰＞太灰＞松散, 前三者均超过 ICRP最大风险值,其中Cr在煤系含水层危害风险值(1.29×10-4a-1)已超过USEPA最大可接受风险(1×10-4a-1)。研究区化学致癌物Cd和Cr中, Cr健康风险值最大, 且其在各含水层中均大于Cd, 为化学致癌物中最大风险重金属, 应该作为优先污染物进行监测与控制。余彬(2010)、丁昊天等(2009)、王若师(2012)、王铁军(2008)、温海威等(2012)、张越男等(2013)、黄磊等(2008)、张会兴(2012)等研究结果均表明化学致癌物中Cr是最大风险重金属, 为优先控制污染物, 应作为首要的环境健康风险管理控制指标, 所得结论与本研究一致。

化学非致癌物 Cu、Zn、Pb、Ni在各含水层中通过饮水途径引起的健康危害风险情况见图5所示,结合表 4可知, 四种重金属健康危害风险值较小,数量级为10-11～10-8a-1, 大多数处于荷兰建设环保局推荐的可忽略水平(1×10-8a-1), 远远低于瑞典环境保护局、荷兰建设环保局和英国皇家协会的最大可接受风险水平, 以及USEPA和ICRP最大可接受风险水平。从均值看, 四种化学非致癌物在松散、煤系和太灰三个含水层中所致个人风险值大小次序均为: Pb＞Ni＞Cu＞Zn; 在奥灰含水层的次序为: Pb ＞Cu＞Ni＞Zn。Pb通过饮水途径所致健康风险值最大, 数量级集中在10-9a-1, 松散、太灰和奥灰含水层中个别单样风险值超过荷兰建设环保局推荐的可忽略水平(1×10-8a-1), 其中Pb在奥灰含水层平均健康风险值(1.03×10-8a-1)已超过荷兰建设环保局推荐的可忽略水平。温海威等(2012)研究结果表明, Pb在Hg、Pb、Cu化学非致癌中风险值最大, 为沈阳地区农村地下饮用水中优先控制污染物; 黄磊等(2008)和高翔等(2011)分别对长江三角洲地区地下水和天津市宝坻区农村地下水开展了健康风险评价研究,结果表明重金属中化学非致癌物通过饮用水途径所引起的健康危害的个人年风险按大小顺序为: Pb＞Hg; 张越男等(2013)研究结果表明, 大宝山尾矿库区及其周边地区地下水中化学非致癌物健康风险平均值排序是 Cu＞Pb。可见, 化学非致癌物中Pb和Cu一般情况下所致健康风险值较大。对本研究区来说, 由于Ni含量较高(表3和图3), 其在煤系含水层中已有个样所致健康风险值(1.03×10-8a-1)超过荷兰建设环保局推荐的可忽略水平, 因此也应引起重视。

图4 各含水层化学致癌物健康危害风险Fig. 4 Health risk caused by chemical carcinogens in different aquifers

图5 各含水层化学非致癌健康危害风险Fig. 5 Health risk caused by chemical noncarcinogens in different aquifers

按1.2.2中式(4)和式(5), 以及表4, 通过计算可得出各含水层地下水中重金属污染物通过饮水途径产生的总的健康危害风险, 其与ICRP及USEPA对照情况见图6所示, 由图6可知, 各含水层总的健康风险值大小次序为: 煤系＞太灰＞奥灰＞松散, 前三者已超过ICRP推荐的(5×10-5a-1)最大可接受风险,其中煤系含水层总的健康风险值为1.46×10-4a-1, 已超过USEPA(1×10-4a-1)推荐的最大可接受风险。

图6 各含水层的总健康风险值Fig. 6 Total health risks in different aquifers

2.4 不确定性分析

完整的健康风险评价应包括对大气、土壤、水和食物链4种介质携带的污染物通过食入、吸入和皮肤接触3种暴露途径进入人体对人体健康产生危害的评价(余彬, 2010; USEPA, 1989), 本文只讨论了重金属通过饮水途径对健康产生危害的风险, 且重金属种类不全面, 因此所得化学致癌物、化学非致癌及总健康风险的计算结果实际上小于实际情况。本次地下水健康风险评价将化学致癌物和化学非致癌物所致健康风险值分开进行计算, 但事实上致癌污染物同样具有非致癌危害效应(黄磊等, 2010), 因此化学非致癌物的健康危害风险实际上被低估了。参数选择的不确定性。本次健康风险评价中参数的选择多参考已有研究成果, 而没有通过调查研究得出针对研究区的基本参数, 如体重、寿命, 也没有针对不同暴露人群(成人、儿童、男人、女人)开展具体评价, 所得结论较为宽泛。

3 结论

(1)6种重金属在不同含水层含量大小次序各不一样, 从整体来看, 研究区地下水中所测重金属含量依次为 Ni＞Zn＞Pb＞Cu＞Cd＞Cr, 与太灰水一致; 整体地下水中 Cr、Cu和 Zn均未超过(GB/T14848—93)中Ⅲ类水质标准, Cd、Pb和Ni有部分水样超过标准限值。

(2)化学致癌物Cd和Cr在各含水层所致健康危害风险值数量级在10-6～10-4a-1, Cr健康风险值在各含水层中均大于 Cd, Cr在煤系含水层危害风险值(1.29×10-4a-1)已超过 USEPA 最大可接受风险(1×10-4a-1), 为研究区首要的环境健康风险管理控制指标。

(3)化学非致癌物Cu、Zn、Pb、Ni四种重金属健康危害风险值较小, 数量级在10-11～10-8a-1, 大多数处于荷兰建设环保局推荐的可忽略水平(1×10-8a-1), 研究区Pb和Ni健康危害风险值相对较高。

(4)各含水层总的健康风险值大小次序为: 煤系＞太灰＞奥灰＞松散, 前三者已超过 ICRP推荐的(5×10-5a-1)最大可接受风险, 其中煤系含水层总的健康风险值为1.46×10-4a-1, 已超过USEPA推荐的最大可接受风险(1×10-4a-1)。在以研究区地下水作为生活饮用水水源地时, 应加强地下水水质监测和污染防治工作。

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中国地质科学院六个实验室参加第三批国土资源部重点实验室建设进展交流

Six Laboratories of Chinese Academy of Geological Sciences Participates in Ministry of Land and Resources’ Third Communication on Progress in Key Laboratory Construction

2014年4月至6月, 中国地质科学院的深部探测与地球动力学(中国地质科学院地质研究所)、地层与古生物(中国地质科学院地质研究所)、古地磁与古构造重建(中国地质科学院地质力学研究所)、地球化学探测技术(中国地质科学院地球物理地球化学勘查研究所)、生态地球化学(国家地质实验测试中心)、岩溶生态系统与石漠化治理(中国地质科学院岩溶地质研究所)等 6家建设期中的重点实验室分别参加了第三批国土资源部重点实验室基础地质、水工环、勘查技术等领域建设进展交流活动。

重点实验室负责人汇报交流了各自实验室的研究目标、建设进展、主要成果、人才培养、开放共享、运行管理、依托单位支持及下一步工作计划等, 部实验室专家组对中国地质科学院各实验室的建设进展情况分别进行了点评, 提出了很好的整改意见。专家组认为中国地质科学院正在建设期的实验室取得了明显成效, 对存在的问题各实验室应积极整改。通过参加此次活动, 有利于找出差距, 继续进行实验室建设和整改, 力争达到国土资源部重点实验室验收标准, 正式进入国土资源部重点实验室序列。

本刊编辑部 采编

Health Risk Assessment of Heavy Metals in Deep Groundwater from Different Aquifers of a Typical Coal Mining Area: A Case Study of a Coal Mining Area in Northern Anhui Province

LIN Man-li1), GUI He-rong1, 2), PENG Wei-hua1), SUN Lin-hua1), CHEN Song1), LI Zhi-chun1)
1) Anhui Province Coal Mine Exploration Engineering Technology Research Center, School of Earth Science and Engineering, Suzhou University, Suzhou, Anhui 234000; 2) School of Earth and Environment, Anhui University of Science and Technology, Huainan, Anhui 232001

Six heavy metals(Cd, Cr, Cu, Zn, Pb and Ni)in deep groundwater from four aquifers (unconsolidated formation, coal-bearing series, limestone water in Taiyuan Formation and Ordovician limestone water) were monitored in a coal mining area of northern Anhui Province, and their content characteristics and health risk assessment were analyzed. The research result shows that the content orders of heavy metals from the four aquifers were different from each other. In the whole study area, the order of heavy metals content is the same as that of the groundwater samples from limestone water in Taiyuan Formation aquifer, with the order being Ni＞Zn＞Pb＞Cu ＞Cd＞Cr. A comparison with China’s quality standard for groundwater(GB/T14848—93 Ⅲ)shows that the concentrations of Cr, Cu and Zn are below GB/T14848—93 Ⅲ , while the concentrations of Cd, Pb and Ni in somegroundwater samples exceed the standard values. The health risk of chemical carcinogens is around 10-6～10-4a-1, and the value of Cr is higher than that of Cd in the four aquifers. The highest mean health risk(1.29×10-4a-1) of Cr was observed in the aquifer of coal-bearing series, which has exceeded the maximum allowance levels recommended by USEPA(1×10-4a-1), and it is the primary control target for environmental health risk management; the health risks of chemical non-carcinogens of four heavy metals (Cu, Zn, Pb, Ni)are around 10-11～10-8a-1, and their health risk values remain within the acceptable range. The health risks of Pb and Ni are much higher, and should be taken seriously. The total health risks of four aquifers were found in order of coal-bearing series＞limestone water in Taiyuan Formation＞Ordovician limestone water＞unconsolidated formation; the first three have exceeded the maximum allowance levels recommended by ICRP(5×10-5a-1), and the highest total health risk(1.46×10-4a-1) was observed in the coal-bearing series aquifer, which has exceeded the maximum allowance levels recommended by USEPA(1×10-4a-1). The study of content characteristics and health risk assessment of heavy metals in deep groundwater from coal mining areas can provide references for exploitation, utilization and protection of groundwater resources.

coal mining area; groundwater; heavy metal; health risk assessment

P641; X131.2

A

10.3975/cagsb.2014.05.09

本文由国家自然科学基金项目(编号: 41173106)、安徽省高校省级自然科学研究重点项目(编号: KJ2013A249)、安徽省高校省级自然科学研究一般项目(编号: KJ2013B291)、宿州学院安徽省煤矿勘探工程技术研究中心开放课题(编号: 2012YKF16)、宿州学院优秀青年人才基金项目(编号: 2013XQRL05)和宿州学院创新团队建设计划(编号: 2013kytd01)联合资助。

2014-01-26; 改回日期: 2014-06-25。责任编辑: 张改侠。

林曼利, 女, 1984年生。助教。主要从事环境水文地球化学研究。E-mail: linmanli112@126.com。