基于surfer軟件和風險評估模型對場地環境的分析和評價

虞凱浩

(上海傲江生態環境科技有限公司，上海 200120)

1 引言

近年來，工礦企業遺留場地土壤和地下水污染問題突出，城市建設再開發利用環境安全隱患凸顯。目前城市再開發場地污染風險管控面臨的主要難題為：場地環境條件復雜；場地污染精準識別難度大；技術方法不健全、場地污染風險評估存在較大不確定性；治理修復難度高，污染場地安全利用技術支撐不足；風險管理基礎薄弱，場地環境監控預警體系建設滯后等[1]。

目前土壤修復治理模式可分為污染方付費模式、受益方付費模式和財政出資方式。通過PPP模式引入民間資本參與土壤修復項目是土壤修復盈利模式的積極嘗試，將有助于解決我國土壤修復資金短缺的問題。目前土壤修復資金主要依托政府專項資金，部分一線城市退役工業用地具有較大的商業價值，土地開發的溢價足以彌補修復成本。但從長遠來看，經濟的影響和土地財政的不可持續性，將導致政府和開發商出資的現狀難以為繼[2],因此在調查的過程中不斷優化調查技術方案，提高數據的科學性和修復的針對性，對于節約成本具有重要意義。

2 材料與方法

2.1 地形、地貌

本次調查場地地形起伏較大，表層普遍分布較厚雜填土，局部成分較復雜，含碎石、礦渣、煤渣等工業垃圾；以孔口高程計，場地高程在3.74～8.02 m之間，平均約5.89 m。擬建場地屬于濱海平原地貌。場地原為鋼渣堆場，填埋經歷了約20年，最后填埋整平至少已有10年時間。

2.2 場地地質情況

根據收集到調查場地的工程地質條件，本場地未發現地面沉降、滑坡、崩塌，調查場地屬穩定場地，適宜建設各類建(構)筑物。根據收集調查場地野外鉆探、靜力觸探資料，勘察所揭露的20.00m深度范圍內，地基土主要由人工填土、粘性土和粉性土、砂性土等組成。

2.3 場地環境調查評估工作方案

2.3.1 資料收集與現場踏勘

本次調查需要收集的資料主要包括以下幾個方面：①場地生產歷史；②企業產品種類、生產工藝及原輔材料；③堆存固廢種類及理化特性；④場地平面布置圖、管路圖等圖件；⑤前期企業場地調查報告；⑥地塊規劃用地方式。

此外，為更詳細了解場地狀況，需對場地進行現場踏勘。確定場地內生產車間、倉庫、污水處理站、道路、輸送管道等狀況，為布點提供參考。

2.3.2 土壤采樣布點方案

按照國家《污染場地環境調查技術規范》(HJ25.2-2014)和《上海市場地環境監測技術規范》，根據企業要求進行土壤采樣點的布設。布設原則如下。

(1)布點密度：本次調查面積約10萬m2，采樣點間距不超過20 m，按照密度不低于20 m×20 m的密度進行土壤采樣點的布設。

(2)調查深度：根據《上海市場地環境監測技術規范》對于初步調查的要求以及本地地下水埋深情況，布點深度為吳淞高程6m，若吳淞高程4 m仍存在污染，則相應點位增加采樣深度。

(3)采樣層次：按照相關技術規范，地面標高向下至-0.2 m采集一份表層土壤樣品，往下每1 m采集一份土壤樣品，若吳淞高程6 m仍存在污染，再往下每1 m采集一份土壤樣品。土壤采樣點位整體布點情況如圖1所示。

(4)土壤剖面：采集土壤樣品分析工業固廢含量、土壤質地、容重、有機碳含量、含水率、孔隙率、水力傳導系數等理化性質參數。

圖1 土壤采樣布置

3 結果與分析

對場地中污染物風險評價主要從致癌效應和非致癌效應兩方面進行評價，致癌效應主要表現為惡性腫瘤細胞的增值；非致癌效應主要影響生長發育、體型大小、整個身體或特殊器官的功能。

3.1 人體健康風險評估

3.1.1 風險識別

風險識別是風險評估的第一個階段，其過程包含了人體健康風險評估過程中三個主要構成要素，即污染物、暴露途徑和受體的篩選。其目的在于根據場地調查所獲取的數據資料，結合場地的規劃利用方式以及污染物在場地土壤和空氣之間的運移途徑和可能發生的各種主要作用，建立污染場地概念模型，確定污染場地的關注污染物、完整的暴露途徑和可能的敏感受體。

根據場地未來規劃，本場地退役后擬作為建設廠房等輕污染企業生產用地，根據《污染場地風險評估技術導則(HJ 25.3-2014)》，按照非敏感用地進行風險評估,選擇成人作為暴露受體。

3.1.2 暴露評估

在風險識別的工作基礎上，分析場地內關注污染物進入并危害工作人員敏感受體的情景，確定場地關注污染物對敏感人群的暴露途徑，確定污染物在環境介質中的遷移模型和敏感人群的暴露模型，確定與場地污染狀況、土壤性質、敏感人群和關注污染物等相關的模型參數值，計算敏感人群攝入來自土壤的污染物所對應的土壤的暴露量。

確定場地環境污染的暴露途徑和暴露對象是場地健康風險評價的關鍵步驟。暴露途徑是場地土壤和淺層地下水中污染物遷移到達和暴露與人體的方式。受體處于污染環境中可能通過經口攝入土壤、皮膚接觸土壤、吸入土壤顆粒物等途徑接觸污染物而存在健康風險[3，4]。

3.1.3 毒性評價

毒性評估的主要工作內容包括分析關注污染物的健康效應(致癌和非致癌效應)及確定污染物的毒性參數值，如致癌效應毒性參數、非致癌效應毒性參數、污染物的理化性質參數、污染物其他相關參數等。相關參數的確定參考《污染場地風險評估技術導則》(HJ 25.3-2014)、《上海市污染場地風險評估技術規范》、《北京市場地環境評價導則》(DB 11T-656 -2009)推薦值，相關污染物的毒理性質參數，詳見表1。

表1 重金屬毒理參數

3.1.4 風險表征

采用風險評估模型計算單一污染物經單一暴露途徑的風險值并設定可接受風險水平。可接受風險水平是指對暴露人群不會產生不良或有害健康效應的風險水平，包括致癌物的可接受致癌風險水平和非致癌物的可接受危害商。《污染場地風險評估技術導則》(HJ 25.3-2014)規定：單一污染物的可接受致癌風險水平為1.0E-06，單一污染物的可接受危害商為1。因此，在工業用地情況下，本項目將1.0E-06和1分別作為土壤中關注污染物的致癌可接受致癌風險水平和非致癌可接受危害商[5]。

3.1.5 風險計算

因不慎直接攝入土壤而攝入的污染物量按式(1)計算：

(1)

式(1)中：EDI直接攝入為直接攝入土壤中污染物量，單位為mg/(kg·d)；CS為土壤中化學物質濃度，單位為mg/kg；IR為土壤攝入量，單位為mg/d；EF為暴露頻率，單位為d/a；ED為暴露年限，單位為a；BW為體重，單位為kg；AT為平均作用時間(對致癌物質是指整個生命周期，對非致癌物質是指暴露周期)，單位為d。

通過皮膚直接接觸土壤，因皮膚吸收而攝入土壤污染物量用式(2)計算：

(2)

式(2)中：EDI皮膚接觸攝入為皮膚接觸攝入土壤中污染物量，單位為mg/(kg·d)；CS為化學物質與土壤中的濃度，單位為mg/kg；SA為可能接觸土壤的皮膚面積，單位為cm2/d；AF為土壤對皮膚的吸附系數，單位mg/cm2；ABS為皮膚吸收率，%；其他符號同上。

通過呼吸吸入土壤塵而攝入污染物量按式(3)計算：

(3)

式(3)中：EDI土壤塵吸入為呼吸吸入土壤塵中污染物量，單位為mg/(kg·d)；CS為土壤中化學物質濃度，單位為mg/kg；IR為空氣攝入量，單位為m3/d；PEF為土壤塵產生因子，單位為m3/kg；其他符號同上。

某種污染物的不同途徑的總攝入量按式(4)計算：

EDIi=EDI直接攝入+EDI皮膚接觸攝入+EDI土壤塵吸入+EDI揮發性物質吸入+EDI飲水攝入

(4)

式(4)中，i為某種污染物。

3.1.6 風險水平計算模型

風險分析一般包括致癌和非致癌兩種不同的健康影響風險。致癌風險水平是通過平均到整個生命期的平均每天攝入量乘以經口、經皮膚或呼吸吸入致癌斜率系數計算得出。即：

HIi=EDIi×SF

(5)

式(5)中：HIi為某種污染物不同攝入途徑的致癌風險水平；EDIi為某種污染物平均每天不同途徑的污染物攝入量，單位為mg/(kg·d)；SF為各類途徑的致癌風險斜率系數(參見附錄 H)，mg/(kg·d)。

非致癌風險水平可通過平均到整個暴露作用期的每天攝入量除以每一途徑的慢性參考劑量來計算。即：

(6)

式(6)中：HI為不同攝入途徑的非致癌風險水平；EDI為平均每天不同途徑的污染物攝入量，mg/(kg·d)；RfD為各類途徑的慢性參考劑量，mg/(kg·d)，暴露參數見表2。

對于因呼吸吸入揮發性污染物質引起的非致癌風險也可以用呼吸參考濃度計算，計算方法如下：

(7)

式(7)中：RfC為物質吸入的非致癌參考濃度，單位為mg/m3；其他符號同上。每種污染物總的非致癌風險等于通過各種途徑非致癌風險水平的總和。風險可接受水平污染物的非致癌風險水平取1。

單個污染物的致癌風險可接受水平(HI)采用 10-6，單個污染物的致癌風險按式(8)計算：

HIi=HI直接攝入+HI皮膚接觸攝入+HI土壤塵吸入+HI揮發性物質吸入+HI飲水攝入

(8)

3.2 土壤監測結果分析

根據本次場地環境調查的結果，超標重金屬主要為鈷、六價鉻、砷、鎘、鉛、鎳、鋅等，點位超標率分別為90.6%、0.1%、10.0%、1.1%、3.9%、5.9%、3.4%等，根據不同的超標程度，本次風險評估選取的重金屬元素為鈷、砷、鉛、鎳，因鉛相關的毒性數據缺失，故最終確定對鈷、砷、鎳三種金屬對人體的健康風險進行評估。實驗測試結果見表3。

表2 暴露參數

表3 土壤樣品重金屬測試結果與篩選值對比分析

根據實驗室檢測結果，將土壤中實測的污染濃度值進行綜合分析，并計算了超率在5%以上的重金屬對人體的健康風險情況，因相關標準中缺乏致癌效應毒性參數數據，故本次僅考慮非致癌效應的毒性評估，評估的重金屬分別為As、Co、Ni。

3.2.1 砷的污染濃度分布和健康風險評估

通過與非敏感用地篩選值進行比對，確定超標污染點位，并采用Excel和Surfer軟件對數據結果進行分析，繪制污染濃度分布圖(圖2)。同時利用風險評估模型，計算非致癌風險參考劑量。

從圖3中可以看出，對于超過非敏感用地篩選值的點位，所計算的非致癌風險參考劑量均超過1，表明風險不可接受。

3.2.2 鈷的污染濃度分布和健康風險評估

從圖4、5中可以看出，大部分超過污染篩選值的點位其非致癌參考劑量都超過1，小部分低于1。從風險管控的角度來說，低于1的區域可采用風險管控的手段減少對污染場地的修復支出，避免過于保守地計算擴大修復面積。

圖2 As污染濃度分布

圖3 As健康風險評價

圖4 Co污染濃度分布

圖5 Co健康風險評價

3.2.3 鎳的污染濃度分布和健康風險評估

從圖6、圖7中可以看出，鎳的污染濃度范圍為200～2900 mg/kg，污染濃度分布極不均勻，廠區西部污染較為嚴重，東部區域污染程度較淺。從污染健康風險評價結果來看，非致癌參考劑量在1～3之間，廠區東部大部分區域雖然污染濃度超過了非敏感用地篩選值，但對人體的健康風險仍然在可控范圍之內，表明風險可接受，可大大減少修復區域的面積。從廠區總體污染角度來看，各種重金屬的污染需要統籌考慮，因此需要綜合計算各個重金屬的污染風險，由于本次調查僅考慮單一重金屬超標情況，故暫不考慮綜合健康風險。

4 結論

(1)國內往往僅僅依賴于土壤濃度的調查與篩選模

圖6 Ni污染濃度分布

圖7 Ni健康風險評價

型進行風險評價和確定修復目標，往往具有很多的不確定性和保守性。本次評估針對重金屬元素的健康風險評估，考慮重金屬在空氣中的揮發性較小，暫不考慮吸入土壤中揮發性污染物這一暴露途徑，在進行揮發性有機污染物風險評價中不可忽略。但從國內的風險評估結果來看，對于揮發性有機污染物的風險評價未能有效考慮揮發性有機污染物的生物降解作用，導致風險評價過于保守。

(2)本項目時間緊、任務重，采用一次性統籌調查方式進行，調查及風險評估過程未采用層次化的風險評價方法，對于大型復雜污染場地應逐步開展深層次的風險評價，逐步降低調查與評價的不確定性和保守性，這也是今后工作的一個重要方向。

(3)對于污染物種類較為單一的污染場地來說，進行健康風險評估是非常必要的，目前，國內部分地區仍然采用風險篩選值作為修復目標值得方法，這種方法雖然操作簡單，但存在著大量的過度修復情況，不利于成本的控制。本次研究結果也表明，對于金屬鎳而言，雖然濃度超過了風險篩選值，但低濃度的范圍內其對人體的健康風險仍然是可控中，可為今后場地修復方案的制定提供一定的參考與借鑒。