場地土壤重金屬污染健康風險評價及固化處置
——以東莞市某電鍍廠搬遷場地為例

陶亮，萬開，劉承帥，吳對林，李芳柏，黃奐彥，曾彩明

1. 廣東省生態(tài)環(huán)境與土壤研究所，廣東省農業(yè)環(huán)境綜合治理重點實驗室，廣東 廣州 510650 2. 東莞市環(huán)境科學研究所，廣東 東莞 523009

場地土壤重金屬污染健康風險評價及固化處置
——以東莞市某電鍍廠搬遷場地為例

陶亮1，萬開2*，劉承帥1，吳對林2，李芳柏1，黃奐彥2，曾彩明2

1. 廣東省生態(tài)環(huán)境與土壤研究所，廣東省農業(yè)環(huán)境綜合治理重點實驗室，廣東 廣州 510650 2. 東莞市環(huán)境科學研究所，廣東 東莞 523009

以廣東省東莞市某典型電鍍廠搬遷場地為研究對象，在對搬遷場地土壤進行全面調查及土壤重金屬污染風險評價的基礎上，研發(fā)了基于粘土礦物的重金屬深度固化技術，以重金屬污染土壤為原料制備燒結磚體，實現(xiàn)重金屬污染土壤的資源化利用。土壤重金屬含量分析結果表明46個土壤樣品中鎘、汞、鎳及鋅含量均低于中國《土壤環(huán)境質量標準》（GB 15618─1995）中二級標準值，但砷、銅、鉻和鉛含量在部分樣點高于國家二級標準值。健康風險評價結果顯示該場地中鉻、鉛、砷和銅對兒童存在潛在的非致癌危害，而砷對成人、兒童均存在明顯的致癌風險。在以上該場地土壤重金屬含量調查和重金屬健康風險評價基礎上，對重金屬超標土壤采用基于礦物晶體結構的異位固化處置，以粘土為基質，使污染土壤與粘土充分混合后壓制成磚，煅燒后重金屬以晶體結構的形式固定于磚體中。采用美國環(huán)保署EPA基于毒性對廢物進行危險或非危險性鑒別的標準方法TCLP（US EPA 1311）的毒性浸出實驗結果表明，浸出液中重金屬濃度低于《地表水環(huán)境質量標準》（GB 3838─2002）三類水標準值，實現(xiàn)場地重金屬污染土壤的無害化處置。該研究針對典型搬遷工業(yè)場地建立了一套行之有效的重金屬污染土壤風險評價及無害化處置的工藝流程，可為促進廣東省土壤污染修復產業(yè)的形成與發(fā)展提供借鑒。

場地污染；重金屬；健康風險評價；電鍍廠場地；固化處置

土壤是自然地理要素之一，能夠為人類提供食物等生產資料，是社會經濟可持續(xù)發(fā)展的基礎。隨著我國工業(yè)化、城市化進程的加快以及城市規(guī)模的不斷擴大，越來越多的城市工業(yè)用地、商業(yè)用地轉化為城市綠化、公共設施甚至居住用地；與此同時，隨著經濟快速發(fā)展和人類活動加劇，使得土壤污染日益嚴重，污染物進入土壤后，經水、氣、生物等介質傳輸或蓄積，有毒有害物質會通過多種途徑影響植物、動物、微生物甚至人類的生長、繁殖和生存等，帶來健康風險、生態(tài)風險等多種潛在風險（張亞平等，2011；Kashem et al.，2011；Raguz et al.，2013；Bolan et al.，2014；Gavrilescu，2014）。城市用地與人們生活聯(lián)系緊密，而傳統(tǒng)重金屬污染企業(yè)搬遷后遺留場地土地利用方式的變更尤其存在危害人體健康的環(huán)境風險。

隨著廣東省經濟社會快速發(fā)展，土壤重金屬污染問題越來越突出，嚴重影響到食品安全、人體健康和社會經濟可持續(xù)發(fā)展，已經成為一個區(qū)域性環(huán)境問題。而工業(yè)場地土壤污染具有重金屬污染嚴重、污染重金屬種類相對單一、污染面積相對集中等特點（劉英對，1999；歐陽婷萍，2005；萬洪富等，2005；楊國義等，2007）。由于搬遷工業(yè)場地重金屬污染土壤修復時間緊，一般結合物理化學的處理方法對場地污染土壤采取異位處理的修復措施。但是，傳統(tǒng)的重金屬污染土壤異位物理化學處理方法存在處理成本高、處理后殘留風險高及處理后需進一步填埋等缺點。因此，研發(fā)場地重金屬污染土壤深度處理及資源化利用技術，對于我國當前緊迫

的場地重金屬污染土壤處置具有重要意義。

本文以廣東省東莞市某電鍍廠搬遷遺留場地重金屬污染土壤為研究對象，在對土壤進行系統(tǒng)的調查和重金屬污染健康風險評價基礎上，研發(fā)基于粘土礦物的重金屬深度固化技術，以重金屬污染土壤為原料制備燒結磚體，實現(xiàn)重金屬污染土壤的資源化利用。研究結果對于提升我國場地重金屬污染土壤處置技術水平、促進工業(yè)搬遷場地污染土壤修復技術的市場化具有重要意義，并可為提高我國工業(yè)場地土壤污染政策管理能力提供技術支持。

1 材料與方法

1.1 樣品采集

對典型電鍍搬遷場地污染土壤進行全面調查，根據(jù)研究內容分為3個階段：樣點設置、樣品調查分析和數(shù)據(jù)綜合分析。在工作范圍內布置13個采樣點，以30 cm分層共采集13個剖面土樣（0～120 cm），共計采集土壤樣品46個，采樣單元約為5 m×5 m。

1.2 樣品制備及分析

將土壤樣品置于陰涼通風處自然風干，剔除樣品中植物根系及其他雜質后研磨，過 20目篩，收集篩下土分袋保存，備用。土壤樣品分析采用國家標準方法，測試項目包括砷、銅、鎘、鉻、汞、鎳、鉛和鋅8種重金屬濃度，具體分析方法見表1。

表1 土壤樣品分析方法Table 1 Analysis method of the soil samples

1.3 數(shù)據(jù)綜合分析及重金屬健康風險評價

運用SPSS等統(tǒng)計分析軟件，完成調查數(shù)據(jù)綜合分析。主要包括土壤重金屬全量統(tǒng)計分析（最大值、最小值、均值、方差、標準差等）、表層土壤重金屬含量分析以及剖面土壤重金屬含量、特點分析。同時，根據(jù)《土壤環(huán)境質量標準》（GB 15618─1995）分析土壤重金屬超標情況。采用國外較完善的風險評估模型（Brus et al.，2002；Rupert et al.，2004；Romkerns et al.，2009，2011），結合廣東省本地有關參數(shù)，對場地土壤中的目標污染物（As、Cu、Cd、Cr、Hg、Ni、Pb和Zn）進行健康風險評價，確定致癌和非致癌風險，并比較有關暴露途徑、敏感人群等的致癌和非致癌風險。

1.4 土壤重金屬固化實驗及固化后重金屬浸出實驗過程

結合前期課題研發(fā)的場地重金屬污染土壤固化實驗程序（高原雪等，2013），針對本文目標研究土壤，進行相應調整，具體的固化處置實驗流程如下：以污染土壤、高嶺土、粉煤灰（內燃物）按一定比例在行星式球磨機（QMQX-4，中國上海）中充分混合，然后，將混合后的樣品在壓片儀（ZYP-600，中國上海）中以600 MPa的壓力壓制成圓柱狀體。然后將圓柱體放入馬弗爐中在不同溫度下煅燒，升溫至目標溫度后恒溫保持 2 h，然后自然冷卻，即得重金屬污染土壤固化燒結體。

燒結后的圓柱體采用木質槌敲碎后研磨，過80目篩后收集篩下物進行重金屬的毒性浸出試驗。實驗采用美國環(huán)保署（USEPA）的 Method 1311 Toxicity Characteristic Leaching Procedure（TCLP）標準流程進行。在15 mL的塑料離心管中加入0.5 g過篩后的燒結體粉末，然后在離心管中加入10 mL的pH 2.9的醋酸浸出液；將離心管放置在垂直旋轉儀上以60 rpm的速率旋轉浸出。在設定的反應時間點取出3個平行樣，反應時間持續(xù)22 d。浸出液離心后上清液采用0.2 μm的尼龍濾膜過濾。濾出液采用ICP-OES（OPTIMA8000，美國）測定濾液中重金屬的濃度。

2 結果與討論

2.1 場地概況及理化測試結果

本研究的目標搬遷場地屬于珠三角河流沖積地貌，場地原用作電鍍廠，運作10年，于2010年廢棄遷出。根據(jù)電鍍廠生產流程特點，對采集土壤樣品的8種典型重金屬污染物（砷、銅、鎘、鉻、汞、鎳、鉛和鋅）進行了分析，結果見表 2。表 2結果表明：46個土壤樣品中鎘、汞、鎳及鋅含量均低于《土壤環(huán)境質量標準》（GB 15618─1995）中二級標準值，砷、銅、鉻和鉛含量部分樣點高于國家二級標準值。

同時分析了場地內土壤樣品中8種重金屬調查采樣測試數(shù)據(jù)統(tǒng)計特征及分布趨勢，各重金屬統(tǒng)計特征值見表3。變異系數(shù)（CV）是反映采樣點之間某屬性的平均變異程度，由表3統(tǒng)計數(shù)據(jù)可以看出：該場地土壤樣點之間重金屬含量差異最大的是鉻（CCr：CV=272.45%），最小的是汞（CHg：CV=98.82%），8種重金屬含量的總體變異程度由大到小順序為：Cr>Pb>Ni>As>Cu>Cd>Zn>Hg。與《土壤環(huán)境質量標準》（GB 15618─1995）二級標準比較，重金屬Cd、Hg、Ni及Zn含量均低于中國土壤環(huán)境質量標準（GB 15618─1995）中二級標準值，而砷、銅、鉻和鉛含量部分樣點則超過國家二級標準值，表明

該場地受到不同程度的砷、銅、鉻和鉛污染。但是，由于該場地的二次開發(fā)利用方式為居民用地等，因此具體的污染狀況及程度還需要進行含量分析和健康風險評價。因此，根據(jù)測定的重金屬含量值，結合《土壤環(huán)境質量標準》二級標準值以及健康風險評估的土壤篩選值及評估要求，選取鉻、鉛、砷和銅作為目標污染物進行該場地的健康風險評價。

表2 土壤樣品土壤重金屬含量Table 2 Heavy metal content in soil mg·kg-1

2.2 健康風險評價

采用美國環(huán)境保護署（USEPA）提出的人體健康風險評價模型進行健康風險評價，該方法被大量研究證明有效且在世界范圍內被廣泛應用。研究表明重金屬主要通過以下3種暴露途徑進入人體：經手-口途徑直接攝入、皮膚接觸和經呼吸系統(tǒng)吸入。各種重金屬對人體健康產生的風險效應可分為非致癌風險和致癌風險。根據(jù) USEPA化學物質致癌分類標準，銅和鉛被劃定為非致癌物質，砷被認為是“明確的致癌物質”，鉻主要考慮非致癌效應。因此，在進行健康風險評價計算過程中，要分別計算銅、鉛和鉻的非致癌風險、砷的致癌風險和非致癌風險。

重金屬污染可能造成的潛在非致癌風險通過各種可能暴露途徑和其相對應參考劑量確定。非致

癌風險大小由風險商（HQ）來確定：

HQ指非致癌風險的風險商；CDI指慢性日攝入量（mg·kg-1·d-1）；RfD指 USEPA研究確定的參考劑量值（mg·kg-1·d-1）。

致癌風險指長期暴露于某種致癌物質的情況下，通過人體患癌癥的可能性進行評價。常用線性低劑量致癌方程來描述，致癌風險的大小由致癌指數(shù)（CR）進行表征：

CDI指慢性日攝入量（mg·kg-1·d-1）；SF為USEPA提供的各致癌元素的致癌校正參數(shù)斜率因子（mg·kg-1·d-1）；CDIor指通過手-口途徑慢性日攝入量（mg·kg-1·d-1）；CDIinh指呼吸吸入慢性日攝入量（mg·kg-1·d-1）；CDIder指皮膚接觸慢性日攝入量（mg·kg-1·d-1）；經手-口攝入途徑日平均攝入量（CDIor）：

CDIor單位為mg·kg-1·d-1；C為暴露點重金屬濃度（mg·kg-1）；OR為經過消化道攝入物質的量（g·d-1）；EF為暴露頻率（d·a-1）；ED為暴露年限（a）；CF為單位轉換因子；BW為平均體重（kg）；AT為平均暴露時間，非致癌暴露時間為365×EDd，致癌暴露時間為365×70 d。

吸入途徑日均暴露量（CDIinh）：

CDIinh單位為mg·kg-1·d-1；C為暴露點重金屬濃度（mg·kg-1）；In為呼吸頻率（m3·d-1）；EF為暴露頻率（d·a-1）；ED為暴露年限（a）；CF為單位轉換因子；PEF為顆粒物排放因子（m3·kg-1）；BW為平均體重（kg）；AT為平均暴露時間皮膚接觸日平均暴露量（CDIder）：

表3 土壤樣品土壤重金屬含量統(tǒng)計特征值Table 3 Statistical characteristics of heavy metal content in soil mg·kg-1

CDIder單位為mg·kg-1·d-1；C為暴露點重金屬濃度（mg·kg-1）；SA為暴露皮膚表面積（cm2）；SL皮膚黏著度（mg·cm-2·d-1）；ABS為皮膚吸收因子，無量綱；EF為暴露頻率（d·a-1）；ED為暴露年限（a）；CF為單位轉換因子；BW為平均體重（kg）；AT為平均暴露時間。

根據(jù)USEPA的風險評價標準，對于致癌物質，設定CR值10-6為可接收致癌水平下限，10-4為上限；對于非致癌物質，計算其風險商，當風險商（HQ）>1時，存在非致癌風險。一般的，我國設定致癌物質CR值可接受水平為10-5，非致癌物質風險商HQ為1。污染物毒理學參數(shù)主要選自美國環(huán)保局綜合風險信息系統(tǒng)和美國環(huán)保局土壤篩選導則；敏感受體及暴露參數(shù)主要來源于《2006年中國衛(wèi)生統(tǒng)計年鑒》和美國材料和測試標準化協(xié)會（ASTM）推薦值。

2.2.1 鉛、砷、鉻及銅非致癌風險分析

圖1為針對兒童敏感人群，不同暴露途徑下鉛、砷、鉻及銅的非致癌風險商和總的非致癌風險商對比圖。從圖中分析可知：對于敏感受體兒童來說，該場地鉛、砷、鉻及銅各自暴露途徑非致癌風險商及總平均非致癌風險商HQ值均未超過判定標準限值1，總平均鉛、砷、鉻及銅非致癌風險商HQ值分別為0.159、0.420、0.364及0.117，分別為標準限值的15.9%、42.0%、36.4%及11.7%。此外，鉛、砷、鉻及銅非致癌危害分析結果也表明，針對兒童敏感人群，鉛的3種暴露途徑危害順序基本為：1>手-口攝入暴露>皮膚接觸暴露>吸入暴露途徑；砷及銅暴露途徑危害順序基本為：手-口攝入暴露>1>吸入暴露途徑>皮膚接觸暴露；而鉻的 3種暴露途徑危害順序基本為：手-口攝入暴露>吸入暴露途徑>1>皮膚接觸暴露，因而在實際的場地二次利用過程中，應尤其注意兒童手-口攝入途徑和吸入途徑的污染物攝入。

2.2.2 砷致癌危害分析

圖1 不同暴露途徑下兒童對鉛、砷、鉻及銅的非致癌風險商Fig. 1 Thevalues of non-carcinogenic risk of Pb, As, Cr and Cu on children

圖2為成人與兒童不同暴露途徑下砷的致癌風險圖。分析發(fā)現(xiàn)：對于成人以及兒童而言，手-口攝入途徑和吸入暴露途徑致癌風險占總風險的絕大部分，皮膚接觸暴露途徑風險較小；46個樣點中，絕大部分樣點各暴露途徑均超過致癌風險限值10-5；總致癌風險中，絕大部分樣點均超過致癌風險限值10-5；成人手-口攝入致癌風險、皮膚接觸致

癌風險和吸入致癌風險值分別為 2.04×10-5、6.60×10-7和 5.00×10-6，成人總致癌風險值為8.68×10-6；兒童手-口攝入致癌風險、皮膚接觸致癌風險和吸入致癌風險值分別為3.70×10-5、9.20×10-7和2.30×10-6，兒童總致癌風險值為1.34×10-5；進一步分析發(fā)現(xiàn)，該場地對于成人以及兒童來說，砷的3種暴露途徑危害順序為：手-口攝入暴露>10-5>吸入暴露途徑>皮膚接觸暴露。此外，由成人與兒童對砷致癌風險的對比圖可見，對于該場地 46個樣點樣品，兒童對砷的致癌風險均大于成人，且絕大多數(shù)樣點兒童總風險超過致癌風險限值10-5。因此，在實際的場地再利用過程中，尤其要加強對兒童的防護。

圖2 不同暴露途徑下成人與兒童砷致癌總風險對比Fig. 2 Comparison of the total values of carcinogenic risk on children and adults

2.2.3 風險分析結論

風險計算表明該場地中鉻、鉛、砷和銅對兒童存在潛在的非致癌危害，且砷對成人、兒童均存在明顯的致癌風險。因此，結合表2中各個剖面重金屬含量測試結果，需要對高風險樣點周圍進行 10 m×10 m面積，深度0～120 cm的土壤挖出、移走，通過異位處置措施對污染土壤進行無害化處置。

2.3 重金屬污染土壤深度固化及固化效果評估

2.3.1 重金屬污染土壤異位固化處置技術研究

本研究采用電鍍廠搬遷場地鉻、鉛、砷和銅含量超過《土壤環(huán)境質量標準》（GB 15618─1995）二級標準值的污染土壤為目標研究土壤。按照污染土壤∶高嶺土∶粉煤灰質量比 1∶1.8∶0.2的比例

使污染土壤、高嶺土和粉煤灰充分混合，然后在600 MPa的壓力下用壓片儀研制成圓柱體；然后將圓柱體放入馬弗爐中在1100 ℃下煅燒2 h，然后在室溫下自然冷卻。冷卻后的燒結體即為土壤重金屬深度固化燒結體。對獲得的固化燒結體采用X射線衍射對其晶體結構進行研究，結果表明，由于燒結體主要由土壤和粘土成分通過熱轉變獲得，因此，其圖譜中的衍射峰主要為SiO2的衍射峰。而鉻、鉛、砷及銅固化后均以尖晶石晶體結構成分的形式存在，二價重金屬離子鉛和銅以外圍成分的形式存在，而三價重金屬鉻和砷則以基質成分的形式存在，形成的尖晶石結構分子式為AB2O4，其中A為二價重金屬離子鉛和銅，B為三價重金屬鉻、砷、鋁或鐵。重金屬離子通過熱處理，轉化為礦物晶體結構成分，實現(xiàn)污染重金屬的深度固定。

2.3.2 重金屬污染土壤固化體重金屬浸出風險研究

將 2.3.1中獲得的重金屬深度固化燒結體粉碎后進行TCLP重金屬浸出實驗，研究其中重金屬鉻、鉛、砷和銅的浸出風險。結果顯示（圖3），在經過pH 2.9的醋酸浸取22 d后，浸出液中Cr6+、Pb2+、總砷和 Cu2+的濃度分別為 0.012、0.014、0.022和0.2 mg·L-1，均低于《地表水環(huán)境質量標準》（GB3838─2002）III類水標準值。根據(jù)《地表水環(huán)境質量標準》，III類水主要適用于集中式生活飲用水地表水源地二級保護區(qū)、魚蝦類越冬場、洄游通道、水產養(yǎng)殖區(qū)等漁業(yè)水域及游泳區(qū)，因此燒結固化后固化體中重金屬的浸出風險極低。結果表明，本研究中電鍍廠搬遷場地重金屬污染土壤經固定劑固定燒結后，目標處置重金屬均能以礦物晶體結構成分的形式深度固化，而獲得的燒結體在長期的地表暴露環(huán)境中環(huán)境風險低，重金屬浸出液符合地表水排放標準。

圖3 浸出22 d后固化體TCLP浸出液中重金屬離子濃度及III類水標準濃度Fig. 3 The metal concentrations in the TCLP leaching experiments for 22 d

2.3.3 經濟社會效益分析

本研究獲得的場地重金屬污染土壤無害化固化處置方法采用的原材料為粘土和粉煤灰等磚體燒制過程中必需的原材料；同時，以重金屬污染土壤燒制的磚體重金屬浸出風險極低，浸出液中重金屬濃度符合《地表水環(huán)境質量標準》III類水標準值，因此可以作為建筑用磚體使用，可實現(xiàn)重金屬污染土壤的無害化無風險處置。本技術的具體經濟效益如下：

（1）成本分析：每噸污染土壤處置時需添加高嶺土和粉煤灰混料2噸，約需800元；綜合考慮煅燒過程中的電力消耗，每噸土處置煅燒約需 100 kW·h，根據(jù)現(xiàn)行的廣州市非居民用電價格 0.95元/(kW·h)-1，共計95元。每噸重金屬污染土壤加入2噸混料后，可燒制 25 cm×10 cm×5 cm的磚體約1200塊，按現(xiàn)行的磚體市場價格約0.37元/塊，燒制的磚體可獲得444元收入。因此，本研究獲得的重金屬污染土壤固化處置技術，具有廣闊的應用和推廣前景。

（2）社會效益：重金屬污染土壤處置一直是土壤修復行業(yè)的難點。重金屬性質穩(wěn)定，很難像有機污染物一樣在強氧化或強還原條件下被降解成無毒無害物質。因此，重金屬污染土壤的處置長期都以將重金屬從土壤中移除為核心。在傳統(tǒng)的重金屬污染土壤中，超累積植物法一是因為修復效率低下，往往需要3年以上的時間才能產生修復效應，二是超累積植物本身在吸附大量重金屬后產生新的環(huán)境問題；化學淋洗法則面臨大量淋洗液需二次處理的難題。而本研究獲得的處置方法，能從根本上解決污染土壤中重金屬的最終歸宿問題。在高溫作用下，與高嶺土等粘土發(fā)生熱反應，重金屬以尖晶石結構成分的形式被固定，而尖晶石等礦物晶體結構非常穩(wěn)定，具有耐酸和耐堿的特點，能長期穩(wěn)定的存在于獲得的燒結體中，無二次污染產生。

3 結論

本文選取東莞某典型電鍍搬遷場地為研究對象，采集了46個土壤樣品進行了重金屬含量研究，分析結果表明所采集的 46個土壤樣品中鎘、汞、鎳及鋅含量均達到《土壤環(huán)境質量標準》（GB 15618─1995）中二級標準的要求，砷、銅、鉻和鉛含量部分樣點超過國家二級標準要求。根據(jù)分析結果，選取鉻、鉛、砷和銅作為目標污染物進行該場地的健康風險評價，通過風險計算表明該場地中鉻、鉛、砷和銅對兒童存在潛在的非致癌危害，且砷對成人、兒童均存在明顯的致癌風險。在此基礎上，研究異位礦物結構深度固化技術對重金屬污染土壤進行無害化固定處置，毒性浸出實驗結果表明，污染重金屬能固定在礦物晶體結構中，在酸性環(huán)境下無浸出風險。本研究獲得的重金屬污染土壤無害化處置方法效率較高、無二次污染產生，并且成本低

廉，有利于進一步推廣和應用，可為我國工業(yè)場地重金屬污染土壤處置提供具有自主知識產權的技術，促進場地污染土壤處置工作開展，也為政府部門提高土壤污染環(huán)境管理能力提供技術經驗。

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The Health Risk Assessment and Curing Treatment of Site Soils Contaminated by Heavy Metals: Application in One Electroplating Factory Relocation Field in Dongguan City, China

TAO Liang1, WAN Kai2*, LIU Chengshuai1, WU Duilin2, LI Fangbai1, HUANG Huanyan2, ZENG Caiming2
1. Guangdong Key Laboratory of Agricultural Environment Pollution Integrated Control, Guangdong Institute of Eco-Environmental and Soil Sciences, Guangzhou 510650, China; 2. Institute of Environmental Science Research, Dongguan 523009, China

Soils contaminated by heavy metals, due to their non-biodegradability and persistence, have received great attentions. In this study, 46 soil samples were collected from the typical electroplating relocated site in Dongguan, Guangdong Province, China. Soil physicochemical properties including heavy metal contents (Cd, Cu, Ni, Zn, Cr, Pb, As and Hg) were analyzed. The analysis results showed that the contents of Cd, Hg, Ni and Zn in this study site were below the standard values of level two of the Chinese soil environmental quality standard (GB 15618─1995), whereas the contents of Cr, Pb, As and Cu in some samples were above the standard values. The health risk assessment results indicated that Cr, Pb, As and Cu in this study site had non-carcinogenic risk potential on children, and As had obvious carcinogenic risk both on adults and on children.Kaolin was used as the stabilization agent for treatment of the contaminated soils at designed weight ratios before being sintered at 1 100 ℃. The results of leaching experiments with the toxicity characteristic leaching procedure (TCLP) indicated that the contaminated heavy metals in soils were structurally stabilized in the sintered solids and there was a much lower risk of secondary pollution of the stabilized heavy metals when exposed to the natural environment. The technology obtained in this study is also expected to play an important role in the field of soil remediation, especially for the site soils left in urban areas by relocated factories.

soil pollution; heavy metal; health risk assessment; stabilization treatment; electroplate factory site

10.16258/j.cnki.1674-5906.2015.10.018

X53；X825

A

1674-5906（2015）10-1710-08

陶亮，萬開，劉承帥，吳對林，李芳柏，黃奐彥，曾彩明. 場地土壤重金屬污染健康風險評價及固化處置——以東莞市某電鍍廠搬遷場地為例[J]. 生態(tài)環(huán)境學報, 2015, 24(10): 1710-1717.

TAO Liang, WAN Kai, LIU Chengshuai, WU Duilin, LI Fangbai, HUANG Huanyan, ZENG Caiming. The Health Risk Assessment and Curing Treatment of Site Soils Contaminated by Heavy Metals: Application in One Electroplating Factory Relocation Field in Dongguan City, China [J]. Ecology and Environmental Sciences, 2015, 24(10): 1710-1717.

廣東省中國科學院全面戰(zhàn)略合作項目（2012B091100261）；東莞市科技局計劃項目（2012108101008）；廣州市科技計劃項目（2013J2200004；2013J4500024）

陶亮（1981年生），男，副研究員，博士，研究方向為土壤污染化學。E-mail: taoliang@soil.gd.cn *通信作者：萬開（1977年生），男，碩士，高級工程師。E-mail: kaiw2010@139.com

2015-05-26