我國土壤環(huán)境的風險評估技術分析與展望

王超，李輝林，胡清,*，高菁陽，王宏

1. 南方科技大學環(huán)境科學與工程學院，深圳 518055

2. 南方科技大學工程技術創(chuàng)新中心(北京)，北京 100083

隨著我國城市化進程加快和工農(nóng)業(yè)快速發(fā)展，土壤和地下水的污染問題日益凸顯[1]。而城市擴張、更新以及農(nóng)用地轉(zhuǎn)建設用地過程中存在的場地土壤和地下水污染將顯著影響場地再開發(fā)后的人居健康安全、生態(tài)環(huán)境安全及飲用水安全。與此同時其他待轉(zhuǎn)為建設用地的土地環(huán)境質(zhì)量狀況評價也是目前國內(nèi)環(huán)保工作的重點。作為場地土壤環(huán)境質(zhì)量調(diào)查與評估工作的重要支撐，土壤與地下水環(huán)境的健康風險評估技術標準制定，已成為我國環(huán)境管理部門工作的重中之重。

為更好地進行土壤環(huán)境健康風險管控，了解我國場地土壤環(huán)境質(zhì)量狀況，2014年7月，我國國家環(huán)境保護部正式頒布了《污染場地風險評估技術導則》(HJ 25.3—2014)[2](以下簡稱“導則”)，為我國污染場地土壤環(huán)境風險評估工作提供了理論基礎與執(zhí)行依據(jù)。2018年6月我國生態(tài)環(huán)境部頒布了《土壤環(huán)境質(zhì)量 建設用地土壤污染風險管控標準(試行)》(GB 36600—2018)[3]和《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風險管控標準(試行)》(GB 15618—2018)[4]，為開展建設用地準入管理和農(nóng)用地分類管控技術提供了技術支撐。針對如何規(guī)范污染場地的風險管控技術，我國生態(tài)環(huán)境部于2018年12月頒布了《污染地塊風險管控與土壤修復效果評估技術導則 (試行)》(HJ 25.5—2018)[5]。為保障人體健康，保護生態(tài)環(huán)境，加強建設用地環(huán)境保護監(jiān)督管理，規(guī)范建設用地土壤污染健康風險評估流程，我國生態(tài)環(huán)境部在《污染場地風險評估技術導則》(HJ 25.3—2014)的基礎上進行完善，并制定了《建設用地土壤污染風險評估技術導則》(HJ 25.3—2019)[6]。北京市、浙江省、重慶市和上海市等地方環(huán)境管理部門根據(jù)自身發(fā)展需要制定了地方場地風險評估技術導則和土壤環(huán)境質(zhì)量標準。國家導則和地方的技術導則在場地風險評估的工作內(nèi)容和程序上大都分為危害識別、暴露評估、毒性評估、風險表征和控制值計算5個步驟，但是具體細節(jié)并不相同。

因此，分析土壤環(huán)境健康風險評價相關技術方法的研究歷程，評述我國土壤環(huán)境健康風險評估技術導則標準的發(fā)展現(xiàn)狀以及國內(nèi)外相關方面的研究熱點與不足，對于進一步開展土壤環(huán)境風險評估技術精細化研究與土壤環(huán)境分級分類管理體系構建具有重要意義。

1 土壤環(huán)境風險評價(Environmental risk assessment of soil)

環(huán)境風險評價是指對人類經(jīng)濟活動所引發(fā)的一系列對人體健康、社會經(jīng)濟以及生態(tài)系統(tǒng)可能造成的損失進行評估、決策和管理的過程，其中土壤環(huán)境風險評價是其重要組成部分[1]。土壤污染環(huán)境風險評價大致可分為兩大類：基于人體健康風險的評價和基于生態(tài)環(huán)境風險的評價。基于人體健康的土壤環(huán)境風險評價是把土壤環(huán)境污染與人體劑量效應建立對應關系，定量描述污染物對于人體健康造成的風險[7]；基于生態(tài)的土壤環(huán)境風險評估采用概率方法對土壤污染物造成生態(tài)系統(tǒng)本身的破壞或生態(tài)系統(tǒng)中某些要素出現(xiàn)某種危害后果的可能性進行表征[8-9]。基于人體健康的土壤環(huán)境風險評價，我國目前已有相對成熟的理論框架與方法，已應用于我國建設用地風險管理實踐；而基于生態(tài)的土壤環(huán)境風險評價，我國目前還尚未有成熟的技術標準與導則。

1.1 國外基于人體健康的土壤環(huán)境風險評價技術體系

1983年，美國國家科學院(National Academy of Sciences, NAS)發(fā)布了紅皮書《聯(lián)邦政府的風險評估：管理過程》(RiskAssessmentintheFederalGovernment:ManagingtheProcess)[10]，提出了健康風險評估的定義與框架，包括危害識別、毒性評估、暴露評估和風險表征4個步驟，這對健康風險評估工作具有里程碑意義?；诮】碉L險評估的實踐，美國建立了完善的人體健康風險評估技術體系(圖1)，從風險評估框架、專項技術導則、基礎技術方法以及具體應用指南方面都出臺了具體的文件。其中，《暴露評估指南》(GuidelinesforExposureAssessment)[11]辨析了暴露和劑量的區(qū)別與聯(lián)系，并給出了暴露定量估計的方法；《兒童環(huán)境暴露健康風險評估框架》 (AFrameworkforAssessingHealthRisksofEnvironmentalExposurestoChildren)[12]是專門針對敏感人群兒童；《暴露參數(shù)手冊》(ExposureFactorsHandbook)[13]列出了眾多風險評估參數(shù)的推薦值。這些文件已被許多國家的健康風險評估導則所采用。隨后荷蘭和英國等歐洲國家的健康風險評估體系也相繼建立起來[14]。

圖1 美國發(fā)展的人體健康風險評估技術體系[15]

自1978年美國拉夫運河事件以來，美國已有40多年的場地風險管理經(jīng)驗，其中美國材料測試學會(American Society for Testing Material, ASTM)頒布的《基于風險的糾正行動標準指南》(StandardGuideforRisk-BasedCorrectiveAction, E-2081)[16]已在美國40多個州成功實施，基于該行動指南開發(fā)的RBCA(Risk-Based Corrective Action)模型也開始廣泛用于污染場地的風險評估。此外美國環(huán)境保護局頒布了一系列技術性文件、導則和指南，系統(tǒng)介紹了土壤環(huán)境健康風險評估的方法和技術，包括《暴露風險評估指南》(GuidelinesforExposureAssessment)[11]、《超級基金(RAGS)風險評估指南：A部分》(RiskAssessmentGuidanceforSuperfund(RAGS):PartA)[17]、《土壤篩選指南》(SoilScreeningGuidance:User’sGuide)[18]、《暴露因子手冊》(ExposureFactorsHandbook)[13]、《蒸氣入侵評估導則》(GuidelinesforVaporIntrusionAssessment)[19]和《超級基金場地健康風險評估手冊》(SiteRiskAssessmentGuidanceforSuperfund)[17, 20-24]等。英國1992年開始研究污染場地暴露評估方法學，直到2009年才完善了污染場地相關暴露評估方法學[25]、污染物理化參數(shù)[26]及風險評估導則，并在此基礎上開發(fā)了CLEA(Contaminated Land Exposure Assessment)模型[27]。到目前為止，英國只公布了11種污染物的土壤指導值(soil guideline values, SGV)。由于土壤指導值過于保守，英國環(huán)境、食品及農(nóng)村區(qū)域部(Department for Environment, Food and Rural Affairs, DEFRA)于2013年委托英國污染場地實用組織(Contaminated Land: Applications in Real Environments, CL: AIRE)制定了第四等級土壤篩選值(category 4 screening levels, C4SL)[28]。加拿大環(huán)境部(Canadian Council of Ministers of the Environment, CCME)于1996年在考慮保護生態(tài)物種和人體健康的基礎上，分別制定了保護生態(tài)和人體健康的土壤質(zhì)量指導值，并取較低值作為綜合性土壤質(zhì)量指導值[29]。歐洲環(huán)境署(European Environment Agency, EEA)于1999年頒布了環(huán)境風險評估的技術性文件，系統(tǒng)介紹了健康風險評估的方法與內(nèi)容[29]。荷蘭1994年修訂了《土壤保護法》(SoilProtectionAct)，發(fā)布了《土壤保護導則》(SoilProtectionGuideline)[30]，制定了基于風險的目標值和干預值，2000年更新目標值與干預值，2006年以土壤背景值(background values, BVs)取代目標值。德國頒布了《聯(lián)邦土壤保護法》(FederalSoilProtectionAct, BBodSchG)和《聯(lián)邦土壤保護與污染場地條例》(FederalSoilProtectionandContaminatedSitesOrdinance, BBodSchV)，將土壤標準值劃分為預防值(precautionary values)、觸發(fā)值(trigger values)和行動值(action values)[31-32]。

1.2 國內(nèi)基于人體健康的土壤環(huán)境風險評價技術體系

與發(fā)達國家相比，我國對場地風險評估的研究起步較晚，相關技術文件正在逐步頒布執(zhí)行且完善中。2009年，我國環(huán)境保護部起草了《工業(yè)污染場地風險評估技術導則》，并于2014年7月正式頒布實施了《污染場地風險評估技術導則》(HJ 25.3—2014)[2]，該導則主要參照美國環(huán)境保護局頒布的《超級基金場地風險評估導則 第一卷 健康風險評估手冊》(RiskAssessmentGuidanceforSuperfund(RAGS):PartA)[17]、美國材料測試協(xié)會頒布的《石油泄漏場地基于風險的糾正行動標準導則》(StandardGuideforRisk-basedCorrectiveActionAppliedatPetroleumReleaseSites)[33]及《建立污染場地概念暴露模型的標準導則》(StandardGuideforDevelopingConceptualSiteModelsforContaminatedSites)[34]?！段廴緢龅仫L險評估技術導則》(HJ 25.3—2014)[2]適用于制定基于人體健康風險的污染場地土壤及地下水篩選值，但沒有考慮污染物向場外遷移的情景以及保護水環(huán)境或生態(tài)環(huán)境，對建立土壤環(huán)境基準的土地規(guī)劃類型及相關暴露特征、暴露背景值、土壤性質(zhì)、建筑物及氣象因子等缺乏系統(tǒng)性的基礎研究。因此，該導則在技術方法和模型方面還存在一些局限。近年來，我國部分省市針對污染場地健康風險評估也頒布了一些地方標準或技術導則，包括北京市頒布的《建設用地土壤污染狀況調(diào)查與風險評估技術導則》(DB11/T 656—2019)[35]和《場地土壤環(huán)境風險評價篩選值》(DB11/T 811—2011)[36]，上海市頒布的《上海市污染場地風險評估技術規(guī)范》[37]和《上海市場地土壤環(huán)境健康風險評估篩選值(試行)》[38]，重慶市發(fā)布的《場地環(huán)境調(diào)查與風險評估技術導則》(DB50/T 725—2016)[39]，浙江省頒布的《污染場地風險評估技術導則》(DB33/T)[40]等，為各地開展場地健康風險評估提供了技術支撐。在表1中總結了我國相關的污染場地健康風險評估技術規(guī)范。

表1 國家與地方污染場地健康風險評估技術規(guī)范總結

1.3 國內(nèi)污染場地健康風險評估技術導則比較

國內(nèi)已發(fā)布的國家導則和地方技術導則在場地風險評估的工作內(nèi)容和程序上大都分為危害識別、暴露評估、毒性評估、風險表征和控制值計算5個步驟。北京市導則未明確指出需進行毒性評估，僅在附件中列舉了一些常見污染物的毒性參數(shù)；在風險評估階段，除了健康風險評估外，僅北京市導則要求對污染地塊可能造成地下水飲用水源污染的情形進行環(huán)境風險評估[41-42]。接下來將從危害識別、暴露評估、毒性評估、風險表征和控制值計算這5個方面對我國國家與地方準則進行比較[42]。

危害識別與篩選值：危害識別的內(nèi)容主要是獲取場地的詳盡相關資料，開展土壤與地下水樣品監(jiān)測，結合各導則對應的篩選值標準確定場地關注污染物。我國地方導則與國家導則關于危害識別的內(nèi)容基本保持一致。但北京市導則在危害識別階段增加了污染識別，并在風險評價階段明確要求確定污染源、未來用地方式和受體。篩選值選取則需根據(jù)國家和各地發(fā)布的篩選值標準。由于各地工業(yè)企業(yè)布局、社會經(jīng)濟發(fā)展水平、土層地質(zhì)結構和對污染物認知等因素的差異，地方和國家的部分污染物篩選值標準在用地類型劃分、指標選取和指標定值等均存在一定差異[42-43](表2)。

表2 中國國家與地方土壤環(huán)境質(zhì)量標準對照表

暴露評估：國家導則、重慶市指南和上海市規(guī)范均對暴露情景進行了明確的分類，基本可分為以住宅用地為代表的敏感用地和以工業(yè)用地為代表的非敏感用地；浙江省導則對暴露情景的分類則以敏感人群中是否涉及兒童來定；北京市導則暫未明確提及暴露情景這一說法。暴露途徑主要在土壤淋溶至地下水、地下水皮膚接觸以及土壤果蔬種植攝入上有部分差異，其他暴露途徑地方與國家導則一致。暴露量計算方面，國家導則、浙江省導則和上海市導則中統(tǒng)計的暴露參數(shù)相對較為詳細[42]。

毒性評估：各導則中的暴露參數(shù)、毒性參數(shù)均采用美國環(huán)境保護局綜合風險信息系統(tǒng)(integrated risk information system, IRIS)、臨時性同行審定毒性數(shù)據(jù)(provisional peer reviewed toxicity values, PPRTVs)、美國環(huán)境保護局“區(qū)域篩選值總表”中的污染物毒性數(shù)據(jù)。由于地域差異，污染物理化參數(shù)有所不同，例如國家導則、浙江省導則和上海市導則中的無量綱亨利常數(shù)(H)、水中擴散系數(shù)(Dw)、空氣中擴散系數(shù)(Da)、土壤-有機碳分配系數(shù)(Koc)和水溶解度(S)等存在差異，這也將導致采用不同導則計算得到的同一種污染物的風險控制值或修復目標值存在一定差異[42]。

風險表征：國家導則要求分別計算土壤或地下水中單一污染物經(jīng)單一途徑的致癌風險和非致癌危害商，再計算單一污染物的總致癌風險和非致癌危害指數(shù)。國家和地方導則的不同之處在于，在進行單一污染物非致癌危害商的計算時，國家導則和上海市導則考慮了暴露于土壤和地下水的參考劑量分配系數(shù)，即土壤分配系數(shù)(soil allocation factor, SAF)和地下水分配系數(shù)(water allocation factor, WAF)，北京市、浙江省和重慶市導則未考慮這一相關分配系數(shù)[42]。

風險控制值及修復目標值確定：國家導則、浙江省導則和上海市規(guī)范中計算污染物風險控制值時應用的模型基本一致。各導則在進行非致癌污染物的風險控制值計算時，國家導則考慮了暴露于土壤和地下水的參考劑量分配系數(shù)SAF和WAF，而地方導則中未對其進行考慮[37,39-40,42,44]。關于修復目標值的確定，浙江省導則特別要求：在經(jīng)過風評計算得到的各關注污染物經(jīng)對應暴露情境下所有暴露途徑致癌風險的地下水風險控制值、經(jīng)對應暴露情境下所有暴露途徑的危害商的地下水風險控制值以及《地下水質(zhì)量標準》(GB/T14848)[45]中對應功能的地下水污染物濃度最大限值、地下水環(huán)境背景值基礎上，對比結果大小來確定地下水修復建議目標值[31]；北京市導則要求根據(jù)場地地下水的不同使用功能參考不同的規(guī)范要求來確定地下水污染物的修復目標值；國家導則和重慶市導則都是根據(jù)單一污染物的所有地下水暴露途徑計算地下水風險控制值，沒有考慮地下水的使用功能及相應地下水指標問題[40,42,44]，由此將導致地下水目標污染物的風險控制值和修復目標值偏低，進而造成地下水的過度修復和非有效利用。

篩選值是指土壤中目標污染物含量等于或低于特定值時，對人體健康的風險可以忽略；超過該特定值時，對人體健康可能存在風險[3]。篩選值是作為啟動風險評估的閾值，它的選取一般參考地方標準中規(guī)定的值，沒有地方標準的選用國家標準。當場地目標污染物濃度超過篩選值時，需要進行風險評估并計算基于致癌效應和非致癌效應所對應的風險控制值，選取這兩者較小的作為計算得出的風險控制值[6]，并將得出的風險控制值再與篩選值進行對比，選擇較高的作為場地的建議風險控制值。當場地目標污染物濃度超過管制值時，則需進行土壤與地下水的修復，修復目標值的確定則需綜合考慮風險評估模型計算結果，包括已有國內(nèi)外相關標準，當前修復技術的可行性、經(jīng)濟性、公眾可接受性，以及關注污染物的背景濃度等因素[35]。

2 土壤環(huán)境健康風險評價技術方面的研究熱點與不足(Research hotspots and shortcomings of soil environmental health risk assessment techniques)

在土壤環(huán)境健康風險評估過程中，致癌風險和非致癌危害熵的準確計算受暴露途徑、暴露量、污染物毒性參數(shù)、暴露模型優(yōu)化等因素影響，因此，學者們在土壤污染暴露模型的研選與優(yōu)化、人體對土壤中有機污染物和重金屬暴露量的準確計算等方面開展了一系列的研究。盡管如此，土壤環(huán)境健康風險評價技術方面仍存在各種不足，在模型應用場景的準確性及數(shù)值模型假設條件的多樣性等方面有待進一步的提高。下文將對土壤環(huán)境健康風險評價技術方面的研究熱點與不足展開論述。

2.1 土壤污染暴露模型研究

土壤污染的人體健康風險與污染物的暴露量成正相關關系。廣大學者對土壤中重金屬污染物的暴露量計算模型基本達成一致。但污染場地中揮發(fā)性有機物(VOCs)種類繁多，生物化學和物理化學性質(zhì)等差異性較大，導致土壤中VOCs的暴露量計算存在較大差異性[52]。

建設用地VOCs的人體健康風險評估中應用的蒸氣入侵模擬過程包括4步：(1)VOCs從污染源釋放；(2)VOCs在土壤包氣帶中遷移轉(zhuǎn)化；(3)VOCs進入建筑物室內(nèi)；(4)VOCs與室內(nèi)空氣混合稀釋，最終產(chǎn)生人體暴露。這4步模擬大量借鑒了氡氣入侵室內(nèi)空氣模擬和農(nóng)藥在土壤中遷移轉(zhuǎn)化模擬的研究成果[53]。

20世紀90年代初美國相繼開發(fā)出了幾個專門針對VOCs蒸氣入侵的數(shù)學模型，包括Johnson和Ettinger模型[54](以下簡稱J&E模型)、Biovapor模型[55]、Jury模型[56]和Little模型[57]。后期歐洲學者跟進研究，相繼開發(fā)出了Csoil模型[58]、Volasoil模型[59]、Vlier-Humaan模型[60]和Ferguson模型[61]。在表3中詳細比較了常用VOCs蒸氣入侵模型的假設條件和適用的建筑物類型。

表3 幾種常見揮發(fā)性有機物(VOCs)蒸氣入侵模型的假設條件和適用建筑物類型對照表

美國和加拿大等國家的土壤污染風險評估技術導則選用了J&E蒸氣入侵模型。相對于Biovapor和J&E這2種簡單的解析模型，ASU模型[62]和Brown三維數(shù)值模型[63]既能模擬穩(wěn)態(tài)又能模擬非穩(wěn)態(tài)的情形。ASU模型利用有限差分法求解偏微分方程組的數(shù)值解，可模擬實際場地的三維立體狀況，可模擬任何形狀的建筑物，也可模擬均相、層次化和三維非均相等不同場地的地質(zhì)狀況，以及可模擬好氧生物降解。因此ASU模型輸出的內(nèi)容比較豐富，包括包氣帶氣壓場分布、氣流分布和VOCs濃度分布等。Brown模型繼承了ASU模型的全部數(shù)學公式，但需在COMSOL Multiphysics中編譯與運行，且采用的是有限元的數(shù)值法求解。而荷蘭選用的Csoil模型只適用于帶管道空間的建筑物的情境[58]。荷蘭公共衛(wèi)生與環(huán)境國家研究院(The Netherlands National Institute for Public Health and the Environment, RIVM)在后續(xù)開發(fā)的Volasoil模型在Csoil模型基礎上擴展了可適用的建筑物類型，包括帶管道空間的建筑物、帶地下室的建筑物和混凝土板式基礎建筑物[59]。

目前，中國國家導則中對于室內(nèi)VOCs健康風險評估使用的是J&E模型。J&E模型假設氣體在土壤中是均勻擴散的，而實際擴散是不均勻的；此外J&E模型還假設所有從污染源釋放的VOCs都進入室內(nèi)，從而導致計算中使用的室內(nèi)VOCs濃度偏大，計算出的土壤環(huán)境基準值過于保守。因此我國生態(tài)環(huán)境部發(fā)布的《人體健康土壤環(huán)境基準制定技術指南(征求意見稿)》中對石油烴類污染物及氯代烴類污染物的基于人體健康的土壤環(huán)境基準值推算時推薦使用PVI2D模型[64]和CVI2D模型[65]。這2個模型都在J&E模型基礎上考慮了VOCs在氣相、水相和吸附相的平衡，VOCs在含氧環(huán)境中受好氧微生物作用而降解等因素。PVI2D模型是可以模擬好氧生物降解的二維解析模型，適用于帶地下室和混凝土板式基礎的2類建筑物[64]。而CVI2D模型主要適用于不可生物降解的VOCs(如氯代烴)，計算公式與J&E模型一致，計算室內(nèi)空氣中VOCs濃度直接使用美國環(huán)境保護局蒸氣入侵數(shù)據(jù)庫中實測的底板衰減因子(subslab attenuation factor)，而不需要使用公式推導[53,65]。

蒸氣入侵模型的研究關鍵在于所建立的數(shù)學模型只能將評價的對象進行數(shù)據(jù)化、簡單化以至于推算的污染物濃度接近真實值，但并不能完全反映VOCs在室內(nèi)造成健康風險的真相。所以在不同的水文地質(zhì)環(huán)境、不同的建筑設計和不同的污染物類型的情境下，模型的選取與優(yōu)化尤為重要，解決VOCs蒸氣入侵模型的適用性問題也將是未來土壤環(huán)境風險評估技術體系研究的重要方向。

2.2 土壤中有機污染物的健康風險評估技術研究

土壤中有機污染物的種類繁多，并且不斷有新的有機污染物在土壤環(huán)境中被檢出。羅澤嬌等[1]通過對美國環(huán)境保護局的綜合風險信息系統(tǒng)、臨時性同行審定毒性數(shù)據(jù)、健康影響評估匯總表(health effects assessment summary tables, HEAST)中的毒性參數(shù)進行分析，發(fā)現(xiàn)這些數(shù)據(jù)庫中部分常見有毒有機化合物沒有經(jīng)口攝入致癌斜率因子(SFo)、經(jīng)口攝入?yún)⒖紕┝?RfDo)、單位致癌因子(URF)和參考濃度(RfC)等重要參數(shù)的參考數(shù)據(jù)，導致在對含有這些污染物的地塊進行全面風險評估時，無法計算致癌效應。因此，國內(nèi)外開展了大量毒理學研究來收集新型有機污染物的毒理學和理化性質(zhì)參數(shù)數(shù)據(jù)。

目前，國內(nèi)外導則僅僅是針對單個化學污染物的風險評估，雖然地方標準對總石油烴(< C16脂肪族和> C16脂肪族)規(guī)定了污染場地的土壤篩選值，但是針對石油烴這一種復雜混合物如何開展風險評估，目前國內(nèi)外導則中沒有相應的方法[1]。為此，有學者利用分段的方法開展了一系列的研究來探討針對總石油烴的土壤環(huán)境健康風險評估方法[66-70]。例如，韓國的學者[68]參考美國總石油烴標準工作組(Total Petroleum Hydrocarbon Criteria Working Group, TPHCWG)發(fā)布的針對石油污染場地土壤風險評估的方法，將石油烴分為脂肪族石油烴和芳香族石油烴，再分別對它們按照碳的數(shù)目進行細分，最后得出在13個總石油烴組分中，脂肪族石油烴組分EC8-16和芳香族石油烴組分EC10-21是引起人體健康風險的主要貢獻污染物。

國內(nèi)導則中推薦的風險評估模型往往很難反映真實的土壤環(huán)境質(zhì)量狀況、暴露場景等，有時計算得出的污染物風險控制值過于保守，影響后續(xù)場地修復與管理的決策。杜紅花[71]考慮了居住環(huán)境的室內(nèi)地基不與污染土壤接觸的實際情況，并根據(jù)Fick擴散定律將下層土壤中的氣態(tài)污染物擴散過程分為兩部分計算，通過對室內(nèi)蒸氣入侵模型的修正使得最終計算的暴露量比使用中國國家導則推薦方法計算的結果低55%，因此通過修正室內(nèi)蒸氣入侵模型后計算的修復目標值明顯提高，大大減少了需修復的土壤方量。毛芳[72]認為中國國家導則中推薦的模型不能充分還原實際應用場景，只在模型中設置污染源的位置和濃度，未能詳細地對不同污染源中毛細管層水分連續(xù)分布、水位線位置以及污染物降解特性等相關參數(shù)進行設置，為此毛芳等研究了非水相液體和溶解相2種污染源中污染物的遷移變化，構建表征2種污染源差異的PVI(Petroleum Vapor Intrusion)模型，研究土壤質(zhì)地、水分分布變化和污染源深度等變量對PVI模型的影響，為場地石油烴類污染物的風險評估提供了更好的技術指導。

2.3 土壤中重金屬的健康風險評估技術研究

目前土壤污染物測定都是以總量來反映污染水平，特別是有些重金屬離子很大一部分賦存于土壤礦物晶格中，例如測定土壤中銅、鋅、鉛、鉻和鎘時需用“硝酸-氫氟酸-過氧化氫”三酸消化體系和密封高壓消解罐對土壤樣品進行消解才能測定總量[73]。實際污染土壤顆粒進入人體后，重金屬不能完全析出；此外，重金屬在消化道中被人體吸收的量也存在一定的差異性。張玉等[74]通過模擬場地土壤中重金屬在胃和小腸階段的吸收，認為土壤中的重金屬在胃與小腸的消化階段不會完全被人體吸收。因此采用未經(jīng)生物可給性校正的暴露量計算出的修復目標值偏小[75]。

關于鉛的風險評估，國際上通用的模型為IEUBK模型，我國部分學者探討了IEUBK模型在我國使用的可行性。王波等[76]運用IEUBK模型研究環(huán)境鉛對嬰兒血鉛的影響，6月齡嬰兒實測的血鉛幾何均值為54.7 μg·L-1；環(huán)境介質(zhì)引起的嬰兒血鉛濃度升高的幾何均值為12.4 μg·L-1，與實測值比較，發(fā)現(xiàn)當?shù)丨h(huán)境鉛對嬰兒血鉛的貢獻率為22.7%。徐松[77]利用IEUBK模型對我國兒童血鉛預測效能進行了研究，收集了44名兒童的實測血鉛值和詳細的環(huán)境鉛暴露資料，實測值和模型預測值的幾何均數(shù)分別為74.9 μg·L-1和128.5 μg·L-1，95%置信區(qū)間(CI)分別為65.6～85.4 μg·L-1和100.0～164.0 μg·L-1；實測值和預測值>100 μg·L-1的兒童分別占27.3%和61.8%，對應的95%置信區(qū)間為15.0%～43.0%與42.2%～81.4%。結果表明，實測值與預測值存在較大差異，并指出這可能與模型外部參數(shù)的選取以及模型內(nèi)部參數(shù)的限制有關。我國有關IEUBK模型本地化參數(shù)的研究較少，若完全采用文獻推薦參數(shù)計算鉛的風險控制值則與國家推薦篩選值相差過大[78-79]，因此，目前國內(nèi)場地風險評估中污染物鉛的風險不單獨計算。

除此之外，中國很多城市的土地屬于重金屬高背景區(qū)，土壤中的重金屬含量往往超過國家標準的篩選值，甚至大于管制值。劉爽[80]對珠三角地區(qū)地質(zhì)高背景區(qū)農(nóng)田質(zhì)量進行風險評價，采用單因子污染指數(shù)法和反距離插值法對研究區(qū)土壤中的重金屬分布特征進行統(tǒng)計分析，利用單因子污染指數(shù)法和生物富集系數(shù)對水稻中的重金屬分布特征進行分析研究，通過綜合質(zhì)量指數(shù)評價法確定地質(zhì)高背景區(qū)重金屬污染農(nóng)田的安全利用等級，依據(jù)安全利用等級對重金屬污染農(nóng)田進行分級、分區(qū)，提出了不同安全利用分區(qū)的合理性管控建議。大多數(shù)學者目前僅對地質(zhì)高背景區(qū)農(nóng)用地土壤進行土地質(zhì)量風險評價，但對于地質(zhì)高背景區(qū)建設用地的風險評估技術體系以及分類分級管理的研究尚未開展。

3 總結與建議(Conclusions and recommendations)

(1)目前土壤環(huán)境風險評估多從人體健康的角度考慮，旨在保護人體健康和農(nóng)產(chǎn)品安全，國內(nèi)關于土壤污染的生態(tài)風險評價僅停留于理論研究階段，未能形成具體的環(huán)境管理體系。因此，未來應加強完善土壤污染物生態(tài)毒理學的相關研究，發(fā)展典型的污染場地和典型土壤利用的人體健康風險及生態(tài)風險的綜合研究方向，構建生態(tài)環(huán)境安全、人體健康風險管控相結合的技術體系。

(2)我國污染場地健康風險評估技術體系多是借鑒國外的成功經(jīng)驗，開展模型應用和土壤污染風險管控。在我國國家導則和地方導則中推薦的方法過于籠統(tǒng)，對于多樣化污染場地無法做到更加精細化的風險評估和管控。基于污染物生物可給性校正評估人體健康風險后，制定的修復目標值比未經(jīng)校正計算的修復目標值更為寬松，能有效解決基于總量評估造成的土壤修復目標過嚴的問題，也能更加有效制定和實施對應的風險管控措施。未來的研究方向應著重于污染物的分類、污染物風險評估模型使用場景的精細化分類及基于污染物生物可給性的健康風險評估研究，使得污染修復目標值的計算更加精確。同時政策導向上應加強場地土壤污染風險管控的疏導，避免過度修復。

(3)在暴露評估和毒性評估階段，國內(nèi)的研究主要參考和學習美國的成果，在暴露模型的構建、污染物毒理學和理化性質(zhì)參數(shù)的研究方面不足，從而制約風險評估模型本地化研究的發(fā)展。首先，由于建設用地實際分類較多，每種土地利用方式的暴露途徑和暴露參數(shù)不同，應該結合實際用地情況來確定土壤篩選值。目前國內(nèi)導則大多以敏感和非敏感用地來劃分用地類型，過于籠統(tǒng)，實際場地風險評估的參數(shù)敏感性與污染因子所涉及的暴露途徑有較大關系。因此基于用地類型的暴露模型的建立可以細化風險評估過程，促使風險評估更加精準。此外，應加強蒸氣入侵模型研究，構建本地化的暴露模型數(shù)據(jù)庫，分類研究不同暴露情境下受體的暴露參數(shù)。

(4)目前我國對于地質(zhì)高背景區(qū)建設用地的風險評估無特殊要求，但重金屬高背景帶來的健康風險無法忽視，未來管理研究應朝著分類分級的管控方向發(fā)展，由政府主導地質(zhì)高背景區(qū)域的劃定、土地利用類型的建設規(guī)劃，制定單獨的風險評估和管控體系，盡量降低高背景重金屬土壤帶來的人體健康風險和生態(tài)風險。