我國污染場地土壤風險評估的局限性

羅澤嬌，賈 娜，劉仕翔，Mohammed A.S.Abdalla，2（.中國地質大學（武漢）環境學院，湖北　武漢430074；2.巴赫立大學農學院土壤與水科學系，北蘇丹喀土穆）

我國污染場地土壤風險評估的局限性

羅澤嬌1，賈 娜1，劉仕翔1，Mohammed A.S.Abdalla1，2
（1.中國地質大學（武漢）環境學院，湖北武漢430074；2.巴赫立大學農學院土壤與水科學系，北蘇丹喀土穆111111）

國內數以萬計的工業企業關停或搬遷遺留下了大量的污染場地，這些場地存在著不同程度的環境與健康風險，急需開展污染場地治理與修復工作。因我國土壤評價與修復標準存在不少的缺陷和問題，使得污染場地風險評估成為了確定土壤修復目標值的一種備受推崇的手段，但其存在諸多局限性，為環境科學工作者帶來了障礙。從污染場地風險評估的產生情況、我國土壤評價標準在實際應用案例中顯露出來的問題以及污染場地風險評估模型和參數的選取等方面對存在的局限性展開了系統討論。

污染場地；風險評估；局限性；土壤修復

隨著產業進程的不斷加快，我國乃至全球許多工業城市的污染企業關停或搬遷，產生了大量的污染場地或潛在污染場地［1-4］，根據《中國環境年鑒》（2002—2009年），2001—2008年我國關停并轉遷企業數由6 611個迅速增加到22 488個，增速為1 984 個/a，總數達到10萬以上，僅2007年就約有2.5萬個；8年期間，山西省關停并轉遷的企業數最多，達到1.2萬個以上，另外還有河北、江蘇、浙江、山東、河南和重慶等地區關停并轉遷企業數均超過6 000個。2008年，北京、天津、上海、重慶這4個直轄市關停并轉遷企業數分別占當年工業企業數的0.68%、0.50%、78%、2.66%［5］。我國污染場地中主要污染物有重金屬（如鉻、鎘、汞、砷、鉛、銅、鋅、鎳等）、農藥（如滴滴涕、六六六、三氯殺螨醇等）、石油烴、持久性有機污染物（如多氯聯苯、滅蟻靈、多環芳烴等）、揮發性或溶劑類有機污染物（如三氯乙烯、二氯乙烷、四氯化碳、苯系物等）、有機-金屬類污染物（如有機砷、有機錫、代森錳鋅等）等，有的場地還存在酸污染或堿污染，大部分場地處于復、混合污染狀態［6］。由于大部分的污染場地土地使用性質變更，向商業發展轉型，這將給人類健康帶來潛在的嚴重危害［7-8］。重金屬具有累積性，會對人體、動物和微生物產生毒害作用［9-10］，如人體長期接觸重金屬污染物（如As、Cd、Hg等）會引起神經系統、肝臟、腎臟等損害［11］。多氯聯苯（PCBs）、多環芳烴（PAHs）等持久性有機污染物（POPs）具有高度親脂性、難降解以及易于在環境、食物鏈和生物體內積累等特點［12-15］，人體長期暴露于這些污染物中癌癥發病幾率大大升高，并干擾與損害內分泌系統［16］。

我國對工業污染場地問題關注較晚，直到2004年北京市宋家莊地鐵工程發生施工工人中毒事件后，原國家環境保護總局發出通知，要求對工業搬遷遺留的污染場地進行環境監測，并要求各地切實做好企業搬遷過程中的環境污染防治工作，這也成為我國關注工業污染場地修復工作的開端［17］。由于場地土壤修復問題的出現在我國尚只有十年時間，期間沒有有關城市建設用地的土壤環境質量管理的法律法規和指南，在確定場地是否需要清理或需要清理的目標值時，往往成為場地環境評價與修復的障礙。我國現行的土壤環境質量標準不但與污染土壤修復標準兩者之間存在著許多實質性差異，而且也存在諸多缺陷，作為土壤修復效果評價標準時暴露出很多問題，不能適應污染土壤修復效果評判的需要［18-19］。另外，各國在場地管理實踐中已充分認識到污染場地的復雜性、理化特性以及對人體健康和環境形成的潛在風險具有很大的差異，在所有場地都采用通用的場地清潔標準勢必會增加環境管理的成本。為了能將有限的資源（人力、物力、財力）合理分配于數目眾多的污染場地之間，各國紛紛由原來的應用通用的場地清潔標準（包括土壤標準、地下水標準等）進行污染場地評價與修復的做法轉向基于風險的管理方法［20-22］。因此，對污染場地進行健康風險評估，建立基于風險的修復目標值來指導場地的修復與管理，已逐漸成為未來發展的必然趨勢［23-24］。我國污染場地風險評價尚處于起步階段，國內現有的污染場地風險評估技術導則［25］在核心思想上依然沿用美國國家科學院1972年提出的風險評估思路，同時采用的風險評估模型和參數也多參照歐美等發達國家，但由于不同國家（地區）實際情況的差異，這樣往往會導致評估結果不能完全反映我國特定污染場地的真實情況。鑒于此，本文就場地污染土壤風險評估的局限性展開系統討論，以供同行們參考。

1　污染場地風險評估的產生

在我國場地土壤環境管理中，過去均參照土壤環境質量標準進行評估，參照較多的是《土壤環境質量標準》（GB 15618—1995）和《展覽會用地土壤環境質量評價標準（暫行）》（HJ/T350—2007）。如臧振遠等［26］對北京市某廢棄化工廠場地、張軍等［27］對德陽市一家在汶川地震中被損毀的磷制品企業場地評價時，均參考了GB15618—1995中的二級標準；田素軍等［28］對上海某重金屬污染場地、劉媛［29］對上海新區一家剛搬遷的電鍍廠場地則選用了GB15618—1995中的三級標準。GB 15618—1995標準只適用于農田蔬菜地、茶園、果園、牧場、林地、自然保護區等地的土壤，適用范圍中沒有場地土壤這個領域，且只對p H值、鎘、汞、砷、銅、鉻、鋅、鎳、六六六、滴滴涕進行了規定。參照該標準對場地土壤進行環境質量評價是否合理呢？從該標準根據土壤應用功能和保護目標劃分為三類土壤類型來看，三類主要適用于林地土壤以及污染物容量較大的高背景值土壤和礦產附近等地的農田土壤（蔬菜地除外），土壤質量基本上對植物和環境不造成危害和污染。該類土可以作為林地使用，即可以生長非食用類植物，如同城市綠化植被一樣；對于高背景值土壤和礦產附近等地區，這類土還可以種植非蔬菜類植物，包括果實、糧食等，也就是說，高背景區、礦區附近的人們食用該類土地生長的食物，因此作為城市建設用地中的住宅用地，土壤環境質量能達到該類土標準則也是可以接受的。

該標準的更新版本GB15618—2008（征求意見稿）增加了對居住用地、商業用地和工業用地土壤質量標準值的限定。如土壤重金屬的相關標準限值比較見表1。由表1可以看出，GB 15618—1995的三級標準對銅、鉛、鎳的要求要比GB15618—2008（征求意見稿）寬松，對砷、鎘、汞的要求要嚴格，而鉻和鋅則保持一致的，雖然該標準并沒有得到實施，但由此可見，標準編制方環境保護部南京環境科學研究所、中國科學院南京土壤研究所等單位是認可了GB 15618—1995的三級標準對砷、鎘、汞、鉻、鋅的限制。因此，在實際工作中，環境科學工作者往往綜合了多個標準來進行環境管理，如周鼎等［30］對廣州某電鍍搬遷場地進行評估時，選取了荷蘭的土壤環境質量評估標準與GB15618—2008（征求意見稿）中要求較嚴格的評估值作為評估的標準值。

HJ 350—2007也是被參考利用得較多的標準。GB 15618—1995三級標準介于HJ/T350—2007所限定的A、B級之間（見表1），對于超過了GB 15618—1995三級標準但是沒有超過HJ/T350—2007 B級標準的情形，實際工作中，環境科學工作者以建議清理到GB 15618—1995三級標準為宜。如宋菁［31］對青島紅星化工廠污染場地土壤特征污染物總鉻進行修復時，以GB15618—1995三級旱地標準（300 mg/kg）作為目標值；同樣，張建紅等［32］在確定某鋼鐵企業污染場地土壤修復目標時，也以此三級標準為基準，鉻采用旱地標準300 mg/kg，鎘采用果園標準1 mg/kg。

表1　土壤重金屬相關標準限值比較Table 1 Comparison of limits from relevant standards for heavy metals in soil

還有學者利用HJ/T350—2007的A級標準來作為啟動風險評估的篩選值，如張華等［33］對某有機化工原料桶清洗廠場地進行評價時，認為凡土壤污染物超過HJ/T350—2007中A級標準的區域即確定為具有較高風險的區域；化勇鵬［34］對長江中游某省會城市煉油廠污染場地進行風險評估時，參照USEPA9區初級修復目標值以及HJ/T350—2007 中A級標準，確定了住宅用地方式下苯并［a］芘和苯并［a］蒽的修復目標值；Sun等［35］、陳宏文［36］都利用了該標準進行場地環境評價與確定修復目標值。

但是，不同學者對選用上述評價標準則看法不一，如王國慶等［37］指出隨著我國土壤環境的惡化及土壤污染現狀研究的深入，現行標準已經不能滿足實際應用的需要；張厚堅等［38］指出GB15618—1995標準只對總鉻進行了要求，未對毒性更強的六價鉻進行規定；宋靜等［39］認為GB15618—1995標準主要是依據土壤背景值和生態環境效應法制定的，主要適用于農林用地，不適用于居住、工商業等用地方式，HJ350—2007標準主要是根據美國和荷蘭等相關標準取其低值制定的，缺乏科學依據；單學凱［40］也指出GB15618—1995標準具有較大局限性；聶靜茹等［41］認為我國地域遼闊，不同的土壤類型、氣候條件下重金屬在土壤中的遷移轉化規律不同，用一種標準來界定土壤中某種污染元素的臨界值較為缺乏科學性；也有學者［42］指出標準限值的選擇是土壤環境質量評價的關鍵，現行GB15618—1995標準過于強調全國標準限值統一性。

可見，沒有明確對應的土壤環境質量評價標準，就造成了土壤環境質量評價的不確定性，尤其是對于略超出上述標準的情形，給評價者、決策者帶來很多評估上的困惑。

2　基于風險評估確定的環境管理目標

在沒有明確的土壤環境質量評價標準可以參照的情況下，基于人體健康風險評估的污染土壤修復與管理的思想和方法已被多個學者提出并應用于實際的污染場地土壤修復工程中。如溫曉倩等［43］建議建立不同土地利用方式下的概念場址模型，主要包括臨界受體及特征參數、暴露途徑、暴露時間、暴露頻率、通用缺省參數等，通過人體健康暴露風險評估計算各不同暴露途徑下的暴露劑量，并結合相應的土壤毒性效應數據，采用外推法求得各暴露途徑下的標準值；張紅振等［44］認為基于風險的土壤環境質量標準是實現污染土壤風險管理的重要手段，并指出鑒于我國當前土壤重金屬污染隱患凸顯、局部地區重金屬污染暴發的趨勢，建議重點研究污染地區重金屬特定的污染來源、暴露途徑，保護當地敏感受體，有針對性地制定基于風險的土壤環境質量標準和最佳污染應對與管理策略。此外，各個場地因企業生產歷史、原材料、產品類型、工藝、企業安全環保意識等不同而表現出千差萬別，所產生的污染物門類齊全，需要對所有污染物均給定土壤環境質量標準值，這是一個龐大的系統工作，在目前的科學技術、環境管理水平下難以實現。因此，基于污染場地風險評估來確定風險水平、危害程度或清理目標值就顯得尤為重要。

為克服上述問題，我國各級各地管理部門根據污染場地開發利用過程中環境管理和土壤修復的需要，分別制定出臺了相關的地方法規和配套技術標準來對場地土壤環境進行評價與管理，詳見表2。由表2可以看出，不到十年的發展進程，似乎找到了解決上述所提及的場地土壤環境評價標準與確定修復目標值的問題的辦法了，尤其是2014年新出臺的幾個國家規范和導則。早于這些國家規范和導則的地方標準，如DB11/T 656—2009、DB11/T 811—2011、DB 33/T 892—2013以及美國的RBCA模型都在實際場地管理中得到了廣泛的應用，如宋倩等諸多學者［45-54］針對化工、農藥和重金屬等污染場地分別采用DB11/T 656—2009、DB11/T 811—2011、RBCA模型、《污染場地風險評估技術導則》（征求意見稿、報批稿）以及HJ 25.3—2014這些標準或導則進行了風險評估。

表2　國內污染場地風險評估相關的地方法規和標準Table 2 Local regulations and standards of China regarding the risk assessment on contaminated site

3　污染場地風險評估的局限性

但是，是否只要通過污染場地風險評估就可實現場地土壤環境質量的評估與修復目標值的確定呢？實際上，在場地風險評估中，多個因素可影響到風險評估的結果。首先是評估參數的完整性，如污染物的毒理學參數、污染物的理化性質參數、土壤污染物濃度水平、土壤介質的非均質性、人群的暴露周期頻率、人的生活習慣及體重身高等，前兩者對風險評估起著決定性的作用，即使通過暴露因子計算出各個污染物在各種暴露途徑下的暴露量，但也會因污染物的毒理學和理化性質參數的缺乏而使風險評估無法繼續開展。另外，由于我國已有的地方和國家技術導則存在一些缺陷，眾多參數需借鑒國外并且在實踐運用中簡單地套用國外的模型，導致得出的評價結果并不能完全真實地反映出我國的實際情況。

以美國毒理學數據庫資料為例，德克薩斯的風險降低計劃（Texas Risk Reduction Program）（2012年）匯編的化學物質的化學/物理參數與毒性因子數據庫，綜合了美國國家環保局的綜合風險信息系統（Integrated Risk Information System，IRIS）、暫定的同行評議毒性值（Provisional Peer Reviewed Toxicity Values，PPRTVs）、健康影響評估匯總表（Health Effects Assessment Summary Tables，HEAST）等多個機構的毒性參數來源，對685個化合物的毒性參數進行了收集，但該數據庫中呋喃（1746-01-6，2，3，7，8-TCDD TEQ）、乙烯（74-85-1）、檸檬烯（5989-27-5）、石棉（1332-21-4，Asbestos）、鉛（7439-92-1）、多聚磷酸銨（6833-79-9，APP）這6種人們常認為有毒的化合物，卻沒有經口攝入致癌斜率因子（SEo）、經口攝入參考劑量（Rf Do）、單位致癌因子（URE）、參考濃度（RfC）等的參考數據，試圖對這6種化合物進行人體健康風險評估則沒有結果，有些化合物要么缺SEo、要么缺Rf Do，這些物質只能評估致癌風險水平或非致癌危害，評估結果不是目前無證據表明其具有致癌風險，就是無證據表明其具有非致癌危害；還有一些物質，如鄰硝基氯苯、間硝基氯苯，沒有收錄入該數據庫中，這與收錄進該數據庫卻沒有毒性參數一樣，沒有可能開展風險評估，因此也就沒有可能基于風險評估來反推清理目標值。如張應華等［55］報道了因某乙烯廠部分土壤參數和污染物理化性質參數的不確定性對苯風險評估的影響；董向陽等［56］對某工業廢棄場地的苯系物（主要是苯和二甲苯）和總石油烴進行健康風險評估中由于缺乏二甲苯和總石油烴的SEo、呼吸吸入致癌斜率因子（SEi）等致癌毒理參數，從而無法計算這兩者的致癌效應；田素軍等［28］在對重金屬污染場地進行健康風險評估時，僅僅考慮了場地工人的暴露風險，而沒有考慮場地污染給附近居民帶來的健康風險，這是由于我國還缺乏一些相關的暴露參數取值，從而不能全面地進行風險評估；張大定等［57］報道了某化工廠土壤有機質含量、含水率及容重不確定性對苯風險評估的影響。

已頒布的國家標準和地方標準中，也存在不完善或難以操作的問題。如地方標準DB11/T811—2011和DB 33/T 892—2013均對總石油烴（＜C16脂肪族和＞C16脂肪族）進行了污染場地土壤篩選值的規定，也就是說當超過這個限值時，要啟動風險評估。但是，石油主要是由烴類化合物組成的一種復雜混合物，約幾萬種，主要包括飽和與不飽和烴、芳烴類化合物、瀝青質、樹脂類等，其主要元素是碳和氫，除此之外還含有少量的氧、氮、硫等元素，以及釩、鎳等金屬元素，依據碳鏈的長度及是否構成直鏈、支鏈、環鏈或芳香結構，石油烴類化合物可以分成鏈烷烴、環烷烴、芳香烴以及少量非烴類化合物。對于這樣一類混合物，如何開展風險評估，在上述導則中則沒有相應方法，其可操作性受到影響。為解決這一問題，一些分段的方法應用而生［58-61］，如有學者［62］參考美國總石油烴標準工作組（TPHCWG）發布的方法對石油污染場地土壤進行風險評估，將石油烴分為脂肪族石油烴和芳香族石油烴，再分別對這兩類按碳的數目進行細分，脂肪族總石油烴分為6C、＞6～8C、＞8～10C、＞10～12C、＞12～16 C、＞16～21C、＞21～35C（僅對泄漏的變壓器礦物油）（該段還可分為＞21～34C、＞34C），芳香族總石油烴分為＞7～8 C、＞8～10C、＞10～12 C、＞12～16 C、＞16～21 C、＞21～35 C（該段也可分為＞21～34C、＞34C）。但上述石油烴成分均沒有SEo參考值，也就是說它們的致癌風險不明，只能進行非致癌風險評估。因此，要對總石油烴污染場地進行風險評估，必須開展不同碳數的石油烴分析，否則也無法開展石油污染場地的風險評估。

另一污染物鉛，在我國土壤相關標準中的限值見表3。由表3可見，地方標準需要啟動鉛的風險評估值低于GB 15618—1995的三級標準，一旦超過這個地方限值也就意味著這些區域需要啟動風險評估工作。但是，如前所述，目前缺乏鉛的毒理學參數，無法對場地鉛污染進行風險評估。根據HJ 25. 3—2014，該導則明確表明，本標準不適用于鉛、放射性物質、致病性生物污染以及農用地土壤污染的風險評估。可見，北京市和浙江省在場地環境風險評估方面制定的導則或篩選值的不嚴謹。

表3　鉛在各類土壤環境管理標準和導則中的限值Table 3 Lead limits in some standards and guidelines

我國相關的基礎研究比較薄弱，參數與評估模型多借鑒國外的研究成果，也造成了我國風險評估的局限性。如我國環境保護部在2014年7月正式實施的《污染場地風險評估技術導則》（HJ25.3—2014）中許多暴露參數的推薦值就是如此，如成人和兒童的每日攝入土壤量、皮膚表面土壤黏附系數參照美國環保局參數值確定，吸入土壤顆粒物在體內滯留比例、室內空氣中來自土壤的顆粒物所占比例和室外空氣中來自土壤的顆粒物所占比例參照荷蘭參數值確定，室內空氣交換速率在工業用地方式下的推薦值參照英國對應參數值確定，等等［63］。所以，我國許多研究者在環境風險評價過程中均采用國外人群的暴露參數，但我國是一個地域廣闊、民族多元、人口眾多的國家，人群暴露參數因地區和民族也會有較大的差異，現有的數據遠不足以代表我國居民的暴露特征，有必要加強暴露參數的調查研究，建立適合中國人群暴露參數資料庫［64］。對此，唐秋萍等［65］指出要加強環境科學和醫學等學科之間的交流，開展污染物環境行為和污染物致毒機理等方面的研究，為健康風險評估提供理論依據；崔超等［66］以甘肅省某玻璃儀器廠為例，以苯為關注污染物進行風險評估時，指出由于風險評估中參數非常多，部分參數對評價結果的影響很大，而目前我國的毒理學參數數據庫尚未建立，基本上以美國的IRIS為依據，導則中其他參數多是借鑒于國外的研究數據，如果沒有符合我國實際情況的參數的取值，風險評估很有可能流于形式，評價結果與實際污染情況偏差很大；馮煥銀等［67］在評估寧波地區土壤中16種多環芳烴對戶外勞作者的健康風險時也發現因暴露特征參數大多采用國外現有的研究數據，不足以完全代表寧波地區的暴露特征。另外，在進行場地風險評估時大多數評估機構往往缺乏與場地規劃及建筑設計部門的詳細溝通，導致其在進行風險評估時通常是機械地套用導則或指南中的評估模型，在模型參數選擇時也往往是直接套用相關導則或指南中的推薦值，或只對部分參數進行本地化，并未結合場地的具體污染概念模型及未來建筑規劃對相關模型和參數進行調整［68-71］，使評估結果與客觀情況往往存在一定的差異，難以為后續場地風險管理和控制方案的制定提供科學參考。如鐘茂生等［72］在對某地鐵站進行風險評估時，對比了直接套用現有評估技術導則公式與采用基于目標地鐵站特定污染概念模型建立的風險計算公式計算地鐵站土壤中1，2-二氯乙烷污染對站內工作人員產生的致癌健康風險的結果，發現前者計算結果低于后者約2倍，這是因為直接套用公式并沒有考慮從墻壁進入地鐵站室內的污染物，故其提出了風險評估過程中需根據具體場地的污染概念模型對風險計算公式進行相應修正，避免直接套用導則中的公式低估人群的實際健康風險；對此，姜林等［73］也比較了采用ASTM模型與采用基于實測土壤氣計算的污染區域室外VOCs暴露途徑下的風險水平，結果顯示現場土壤氣中VOCs的實測濃度與ASTM模型推算的土壤氣中濃度至少相差l個數量級，利用實測土壤氣計算的風險水平是采用ASTM模型計算的風險水平的0.03～0.51倍，兩者相差1～2個數量級。除此以外，我國還缺乏風險評估相關的配套軟件，而風險評估軟件是風險管理中的重要工具，目前美英編制的RBCA和CLEA軟件已在國內使用，雖其系統性較為全面，但操作較為復雜，眾多參數并非根據我國特定的環境與地質場景所設［74］，因此還需要研究開發適合我國實際的風險評估軟件。

另外，歐美許多國家在制定污染場地風險評估技術導則時，均強調應用層次化風險評價思路，以避免在調查階段投入過多不必要的資源［75-76］。而我國在工業污染場地風險評價領域起步相對較晚，盡管相關技術導則中業已提及采用層次化思路開展污染場地風險評價［77-79］，但當前已完成的評估項目大部分均只進行到第二層次［68，71，79-80］，即利用擬評估場地部分實測參數對評估模型中的默認參數進行替代以進行風險評估。對于大型的污染場地，當風險評估僅進行到這一層次時，其結果可能仍過于保守，最終導致場地過度修復，而且層次越低，采用的參數和模型都為預設，評估保守且對人類和環境的保護程度越高，但不確定性因素也較多，環境標準相對較嚴，相應的修復成本較高［81］。

4　結 論

因工業企業關閉或搬遷造成的污染場地的問題在我國出現的時間尚不久，致使我國污染場地風險評估存在一定的局限性，主要表現在:現行的土壤環境質量標準存在許多缺陷，作為土壤修復效果評價標準時暴露出很多問題，不能適應污染土壤修復效果評判的需要；目前正在實施中的土壤質量評價標準也多是針對農業用地和展覽會用地，還沒有有關城市建設用地尤其是住宅用地的土壤環境質量標

準，雖然2014年頒發并實施的HJ25.1—2014、HJ25.2—2014、HJ25.4—2014和HJ25.3—2014標準可以通過風險評估等手段來確定場地是否需要清理或需要清理的目標值，但因污染場地的污染物復雜多樣，風險評估模型與參數又大多借鑒于國外的研究成果，評估參數尤其是污染物的毒理學參數的缺乏，導致風險評估無法進行的例子并不少見，我國至今也未建立符合我國實際污染場地狀況的模型與數據庫，這給使用評估模型帶來了障礙，而且由于國內的場地特征與國外的不盡相似，即使在運用國外的模型與參數對某些污染場地進行風險評估后其評估結果仍然不能完全真實地反映污染物對人體健康的危害問題。因此，我國應在充分借鑒歐美相關領域的研究成果和經驗基礎上，結合自身實際情況，在規范風險評價步驟和構建參數體系方面進行大量的研究工作，建立自己的健康風險評價體系，以有效避免污染場地土壤風險評估的局限性。

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Limitations of Risk Assessment on Contaminated Site Soil in China

LUO Zejiao1，JIA Na1，LIU Shixiang1，Mohammed A.S.Abdalla1，2
（1.School of Environmental Studies，China University of Geosciences，Wuhan 430074，China；2.Department of Soil and Water，College of Agriculture，University of Bahri，Khartoum 111111，North-Sudan）

Tens of thousands of domestic industrial enterprises close down or relocate，which leaves a lot of contaminations in the soil with different degrees of environmental and health risk.Therefore，the remediation of the site is necessary to be developed urgently.The risk assessment of contaminated sites becomes an effective method to determine the soil remediation target，but there are some loopholes and problems on the soil evaluation and remediation standards.This method has many limitations bringing difficulties for environmental scientists.To solve the issue of the risk assessment method limitations，this article introduces an elaborate discussion on the emergence and development of the risk assessment on contaminated sites，the problems of soil evaluation standards，as well as the selection of the risk assessment model and parameters，etc.

contaminated sites；risk assessment；limitations；soil remediation

X53

A

10.13578/j.cnki.issn.1671-1556.2015.05.007

1671-1556（2015）05-0040-07

2015-01-12

2015-08-06

武漢市高新技術成果轉化及產業化專項項目（2013060803010403）

羅澤嬌（1970—），女，博士，教授，主要從事土壤與地下水污染的調查、風險評價與修復等方面的研究。E-mail:zjluo@cug.edu.cn